Resumen
2.3.1
Introducción
2.3.2
Resumen de la Información Pertinente
2.3.3
Discrepancias Teóricas y Práticas
2.3.4
Descrpción de las Investigaciones Realizadas
2.3.5
Discusión de los Resultados
2.3.6
Metodología de Diseño Propuesta
2.3.7
Reconocimiento
2.3.8
Nomenclatura
2.3.9
Referencias
Indice
de Figuras
Indice
de Cuadros
Yánez, F., "Reducción de Organismos Patógenos y Diseño de Lagunas de
Estabilización en Países en Desarrollo". Trabajo presentado en el XIX Congreso
Interamericano de Ingeniería Sanitaria y Ambiental (AIDIS). Santiago, Chile, Noviembre de
1984.
En este trabajo se presentan los datos más importantes de
un proyecto de investigación sobre lagunas de estabilización, llevado a cabo por el
Centro Panamericano de Ingeniería Sanitaria y Ciencias del Ambiente en Lima, Perú.
Durante este proyecto el autor actuó como investigador principal. Se efectúa un
análisis de la información existente en relación con la problemática de salud pública
de países en desarrollo, destacándose un buen número de divergencias teóricas y
prácticas Los resultados de este trabajo sirven para aclarar la mayoría de ellas. Los
principales resultados: (1) se ha desarrollado un criterio racional para establecer el
límite de carga entre lagunas facultativas y anaeróbicas; (2) se reportan varias
correlaciones entre cargas de DBO aplicada y removida; (3) se ha desarrollado un método
simple para determinar la tasa de mortalidad neta de coliformes y Salmonella, para
coliforme fecal se reporta una mortalidad neta de 0.841 (1/días), a 20°C; (4) se ha
validado el coliforme fecal como indicador de Salmonella, en lagunas de estabilización,
al encontrarse tasas de mortalidad similares para ambos microorganismos; (5) de los
registros de temperatura se encontró una correlación entre temperaturas del aire y del
agua. También se encontraron estratificaciones termales cíclicas, para radiaciones
solares por encima de las 160 cal/cm2; (6) los datos de las pruebas de trazadores a escala
completa indican que las lagunas de estabilización en climas tropicales sufren
cortocircuitos muy significantes; (7) se evidencia la utilidad del modelo de flujo
disperso, para caracterizar el submodelo hidráulico en lagunas, reportándose por primera
vez una relación entre el factor de dispersión y la relación entre largo y ancho; (8)
para práctica en países en desarrollo se propone un método de diseño de lagunas,
basado en criterios múltiples de calidad, como sólidos en suspensión, parásitos y
coliforme fecal; y, (9) para mejorar el desempeño se sugiere introducir modificaciones
relativas a la forma, número de lagunas y posiciones de entrada y salida.
A pesar de los grandes esfuerzos realizados por las
autoridades de salud pública de países de América Latina y el Caribe, es triste
reconocer que las enfermedades gastrointestinales figuran entre las diez primeras causas
de muerte y más concretamente en los cinco países con la más baja expectativa de vida,
son la primera o segunda causa de muerte. Una de las principales causas de la alta
mortalidad y morbilidad es la inadecuada disposición de un 90% de las aguas residuales
que no son tratadas y descargan indiscriminadamente en cuerpos receptores.
Frente a este panorama, el ingeniero sanitario encargado de la planificación y diseño de sistemas de disposición y tratamiento de aguas residuales, no debe dejar de reconocer la magnitud del problema y la importancia de no utilizar tecnologías desarrolladas para países industrializados, con otro panorama de salud pública. Para poner de manifiesto las diferencias entre las dos situaciones mencionadas se puede solamente efectuar una comparación de las características de aguas residuales crudas, entre un país industrializado y un país en desarrollo, tal como se indica en el
Cuadro 2.3.1. De los datos presentados se puede apreciar que, mientras la mayoría de parámetros presentan valores comparables, las diferencias son de proporciones abismales en relación con el contenido de organismos patógenos (parásitos y Salmonella). En estas circunstancias la selección de procesos de tratamiento de aguas residuales debe forzosamente tener relación con una alta eficiencia de reducción de microoganismos.En el contexto de la previa discusión, la laguna de
estabilización ocupa un lugar preponderante, pues está bien establecido que los procesos
convencionales de tratamiento no pueden competir con la laguna, a menos que se incorpore
la desinfección2. Afortunadamente el empleo de lagunas de estabilización ha incrementado
considerablemente en los últimos años en países de la Región. A juzgar por datos de
tres encuestas conducidas por la Organización Panamericana de la Salud, se conoce que en
1982 existían 1,251 instalaciones en 25 países, habiéndose más que duplicado su empleo
en los últimos seis años3,4,5. Un factor que explica la alta aceptación de este
proceso, es el bajo costo, principalmente en países tropicales; otro factor es el hecho
de que las autoridades de salud pública están conscientes de la necesidad de implementar
reglamentos que limiten concentraciones de organismos patógenos en descargas de aguas
residuales, en particular en países que practican el reuso agrícola de desechos
líquidos tratados.
La bibliografía sobre lagunas de estabilización presenta un número impresionante de trabajos y reportes de investigaciones a escala de laboratorio y de campo. El énfasis en el pasado ha sido la evaluación de lagunas para compuestos orgánicos carbonáceos, nutrientes y organismos indicadores, bajo la suposición de equilibrio continuo y un submodelo hidráulico de mezcla completa. La interpretación de esos resultados ha sido difícil y muchas veces contradictoria, en especial para organismos microbianos, como es el caso del coliforme. Mientras la mayoría de trabajos publicados contribuye el entendimiento del proceso, sólo unos pocos trabajos son de significancia en relación con el comportamiento de lagunas en la reducción de patógenos. En la opinión del autor, se ha dado muy poca atención al estudio de la mortalidad de parásitos y bacteria y al comportamiento hidráulico de lagunas, principalmente en condiciones tropicales.
El primer modelo que describe el comportamiento de lagunas en la reducción de compuestos orgánicos fue desarrollado por Hermann y Gloyna6, y fue basado en la dependencia de temperatura del tiempo de reacción R, a través de la Ley de Arhenius modificada, con las substituciones propuestas 7,8,9, se preparó la siguiente relación:
en donde V es el volumen de las laguna (m3), Q es el
caudal afluente (m3/día), Sa es la DBO última del afluénte (mg/i) y T es temperatura
del agua (°C), correspondiente al mes más frío. La fórmula anterior fue desarrollada
bajo la suposición de mezcla completa y una remoción de DBO soluble de alrededor del
90%. Las principalmente objeciones para el uso de la fórmula anterior en que resulta en
instalaciones de celda única y que los requisitos de área son grandes en comparación
con otros métodos.
El segundo modelo para reducción de compuestos orgánicos fue propuesto por Marais y
Shaw10 y está basado en un balance de material, asumiendo relación de primer orden y
mezcla completa. La solución en estado de equilibrio continuo es:
en donde Sa es la DBO total del afluente, 5 es la DBO soluble
del efluente (mg/1), K es la tasa neta de asimilación de DBO (1/días), y R es el
período de retención (días). Marais propuso un valor de K = 0.1.7 (1/días), para
lagunas primarias, independientemente de la temperatura. Este valor es considerado bajo y
resulta en diseños muy conservadores.
En relación con el valor de K, la bibliografía indica discrepancias, mientras que
Gloyna, et al6,8 reportaron un valor de K = 0.6 (1/días) para 35°C, o K = 0.176
(1/días) para 20°C; estudios posteriores de Chiang y Gloyna11 reportaron valores de
0.619, 0.472 y 0.295 (1/días) para una serie de tres lagunas con períodos de retención
totales de 2, 32 y 62 días, respectivamente.
Se han reportado correlaciones empíricas de la forma:
en donde Lr y La son las cargas de DBO removida y aplicada Kg/ (ha.día) y los símbolos A
y B son constantes empíricas. McGarry y Pescod12 reportaron valores de A = 10.35 y B
=0.79. Mientras la fórmula anterior permite calcular la remoción de DBO en forma
aproximada, la siguiente correlación empírica describe la máxima carga aplicada en
función de la temperatura12.
en donde Ta es la temperatura del aire en el mes más frío, (°C). El uso de, las dos
correlaciones anteriores ha sido aceptada por muchos diseñadores, pero la fórmula (3) ha
sido usada inadecuadamente para lagunas en serie, sin corregir de la DBO soluble a la DBO
total, en cada efluente.
Se encontraron solamente dos referencias con datos sobre remoción de los parásitos que
se aislan comúnmente en la Región. Arceivala et al14 reportan remoción total de
organismos protozoarios y helmintos en lagunas de estabilización con retenciones sobre
siete días. Lakshimarayana y Abdulap-pa15 reportaron eliminación completa de parásitos
en seis días.
Se encontró abundante información sobre remoción de cólifórme fecal en lagunas de
estabilización. De los reportes revisados, solamente los que tratan sobre la cinética de
mortalidad y la dependencia en la temperatura son considerados relevantes a este trabajo.
Marais16 desarrolló, tasas globales, de mortalidad del coliforme fecal a través de
determinaciones en afluente y eflúente y bajo la suposición de mezclas, completa. Estos
valores variaron de 0.3 a 8.0 con un promedio de 2.0 (1/5días). Bajo esas suposiciones,
se propuso la siguiente fórmula para una laguna única:
Para lagunas en serie se propuso:
en dónde N y Na son los conteos de coliforme fecal en efluente y afluente (NMP/l00 ml),
K' es la tasa global de mortalidad de coliforme, fecal, bajo la suposición de mezcla
completa (1/dias) y n es el número de lagunas, en serie. El uso de la última ecuación,
aunque muy aceptada, es un absurdo matemático, lo cual se discute más adelante. Esta
bien establecido que la tasa de mortalidad es dependiente de la temperatura según la ley
modificada de Arhenius:
en donde Kbt y Kb20 son las tasas de mortalidad a T y 20°C y.0 es un factor de
dependencia adimensional. Hay discrepancias en relación con valores de las constantes de
la fórmula (7). Marais, trabajando con datos de Slanetz17 reportó valores de 2.6
(1/días) y 1.19 para K'20 y 0, respectivamente. Sherry y Parker18 reportan valores de K'b
que varían entre 0.1,8 y 7.0 (1/días) para el verano y entre 0.22 y 10.0 (1/días) para
el invierno, en Australia,. Se han desarrollado tasas de mortalidad netas para coliforme
fecal, a través de pruebas en equilibrio discontinuo, por ejemplo Mancini19 reporta
valores de Kb20 = 0.8 (1/días y 0 = 1.07 para aguas claras. También Gaemeson20 reporta
valores similares de Kb20 = 1.1(1/días) y 0 = 1.07, para aguas de mar.
Otros datos de mortalidad neta han sido desarrollados a través de pruebas a lo largo de
lagunas con flujo tipo pistón. Klock21 reporta valores de Kb entre 0.2 y 0.6 (1/días)
para un rango de temperaturas entre 7.9 y 25.2°C, respectivamente.
Dissanayake23 calculó tasas de mortalidad de coliforme fecal, usando mediciones en
afluente y efluente y con la ayuda del modelo de flujo disperso.
Para el estudio del submodelo hidráulico, ese investigador usó cloruro de sodio sólido
como trazador y propuso la siguiente correlación:
en donde xa es la concentración de algas (mg/l), La' es
la carga superficial de DQO y los otros parámetros han sido previamente definidos. La
correlación anterior indica una baja dependencia en las tres variables indicadas. Por
ejemplo para valores de T = 20°C, Xa = 200 (mg/1) y L'a = 500 kg/(Ha.día) el valor
calculado de Kb para una laguna primaria es de 0.24 (1/días). Por otro lado para una
laguna secundaria con valores de La' = 100 kg/(Ha.día) el valor calculado de Kb es de
0.48 (1/días). Estos valores, son bajos comparados con datos de otros investigadores.
No se encontraron datos de mortalidad de Salmonella en lagunas de estabilización, sino
unos pocos trabajos sobre sobrevivencia de ese organismo patógeno. Los experimentos de
Joshi, et al24 en tres lagunas facultativas en serie con un periodo de retención total de
siete días, reportan una reducción de salmonella de 46 a 540 (NMP/l00 ml) en el desecho
crudo, no habiéndose aislado dicho microorganismo en el efluente final en una serie de 20
pruebas.
Por el contrario, Coetze y Fourie25 estudiaron la reducción de Salmonella en dos lagunas
en serie con un período de retención total. de 25 días, encontrando una eficiencia de
remoción de 99.5% para Salmonella Typni. Los mismos autores reportan una reducción del
86.2% para Salmonella en cuatro lagunas de pulimento con un periodo de retención de 10
días. También Slanetz, et al17 condujeron tres estudios de sobrevivencia de Salmonella:
primero en una laguna con carga reducida y ocho días de retención, segundo en tres
lagunas en serie con un período de retención de 28 días en cada celda, y finalmente en
cuatro lagunas con una retención de 12.5 días en cada unidad. Los resultados indicaron
que fue posible aislar Salmonella en la mayoría de los efluentes.
El primer autor en destacar la importancia de una adecuada caracterización del submodelo
hidráulico en una laguna fue Thirimurty26. Posteriormente Dissanayake23 propuso la
utilización de ese modelo para reducción bacteriana, con las siguientes fórmulas:
en donde N y N son los conteos de coniforme fecal en afluente y efluente (NMP/100 ml), d
es el factor de dispersión adimensional, a es una constante y los otros factores han sido
previamente definidos.
En el modelo anterior, el factor d puede variar entre cero (flujo tipo pistón) a infinito
(mezcla completa). Aunque este intervalo es teóricamente desorbitante, los estudios
efectuados indican que su margen de variación es estrecho. Tbirimurti26 condujo pruebas
de trazadores a escala de laboratorio, usando una solución sobresaturada de cloruro de
sodio y encontró valores de d del orden de 0.125. Mangelson y Watters27 condujeron
experimentos a escala de campo y reportaron períodos de retención promedios del orden de
51.1 - 65.2% del nominal. En un serie de experimentos a escala de laboratorio, los mismos
autores concluyeron que: (1) los factores ambientales como viento y temperatura tienen
gran influencia en las pruebas de trazadores, (2) la forma de lagunas y la posición de
entrada y salida tienen un efecto significante en la performance hidráulica, (3) el
efecto más significante en el funcionamiento hidráulico de lagunas es la relación
largo/ancho, encontrándose mejores eficiencias para más altas relaciones.
La importancia de incrementar la distancia entre entrada y salida fue confirmada por
Murphy y Wilson28, a través del estudio del fenómeno de mezcla en lagunas aeradas a
escala de campo, con bajas densidades de energía (0.47 - 2.29 vatios/m3), reportando
coeficientes de dispersión entre 0.395 y 4.17. Otros datos sobre este coeficiente fueron
reportados por Reynolds, et al29 en pruebas de trazadores a escala de campo y valores de d
entre 0.395 y 1.71. Otros estudios de trazadores también a escala de campo fueron
efectuados por Gilath30 en Israel, reportándose valores entre 1.05 y 2.5 para dicho
coeficiente. Los únicos estudios de trazadores en condiciones tropicales y a escala de
campo son los reportados por Dissanayake y el presente trabajo. Los datos de Dissanayake
indican valores de d entre 0.115 y 0.195, los mismos que son muy reducidos. Se estima que
estos resultados han sido subestimados, debido al uso de cloruro de sodio sólido, el
mismo que solubiliza en forma muy lenta.
En relación con la estratificación termal de lagunas en climas tropicales, hay por lo
menos dos estudios relevantes. Marais31 reportó estratificaciones termales cíclicas
entre 9 a.m. y 7 p.m., con diferencias de temperatura de hasta 5°C entre superficie y
fondo, en clima no cálido. En condiciones de verano y ausencia de viento, la
estratificación termal persistió por un periodo de mes y medio. También Auerswald32
reportó estratificaciones termales cíclicas en lagunas de estabilización al noreste del
Brasil, con diferencias de temperatura de hasta 8°C.
1) El uso inadecuado del modelo de diseño
de lagunas de alta producción de biomasa, para el dimensionamiento de lagunas
facultativas.
2) El segundo tipo de divergencia tiene relación con la constante de reacción o de
mortalidad y el submodelo hidráulico. Las constantes netas, desarrolladas a través de
pruebas específicas, requieren del uso de un submodelo hidráulico específico, por
ejemplo las constantes de asimilación de DBO desarrolladas por Gloyna, et al6,8 K = 0.176
(1/días) para 20°C y desarrolladas por Chiang y Gloyna11, son constantes especificas y
no deben ser utilizadas con un submodelo hidráulico con mezcla completa.
Por otro lado hay discrepancias más profundas, sobre la forma cómo se desarrollan dichas
constantes y la concordancia con la realidad. Por ejemplo Gloyna, et al6,8 utilizaron como
substrato leche sintética en reactores a escala de laboratorio, este tipo de substrato es
enteramente soluble, o sea directamente asociado con el líquido y la biomasa. Lo que
sucede en la práctica con lagunas a escala de campo es que el líquido y los sólidos
tienen diferentes submodelos hidráulicos. Por esta sola razón los modelos para
descripción de la reducción de DBO son inadecuados porque. sólo describen el submodelo
del líquido, mientras que la biomasa (sólidos) sedimenta en la laguna. A esta
conclusión se llega invariablemente después de un análisis de la información sobre
reducción de DBO en lagunas en serie (ver Cuadro 2.3.2 y
referencia33), en donde se comprueba que la reducción ocurre en la primera unidad, siendo
errática en las unidades posteriores, debido a la ausencia de biomasa. La discusión
anterior lleva a concluir que el modelo con flujo tipo pistón, para reducción de DBO es
un absurdo.
3.) A criterio del autor, uno de los errores más practicados en la ingeniería sanitaria
es la inadecuada modelación de la reducción bacteriana en una laguna y en particular en
lagunas en serie. Por un lado es evidente que cuando se trata de describir la reducción
de una población bacteriana, con números elevados (108 - 106) se requiere una precisa
descripción del submodelo hidráulico. Por otro lado, el uso irracional de la
formulación clásica para lagunas en serie se pone de manifiesto con el siguiente
análisis de la fórmula (6). Suponiendo que se requiere reducir el coliforme fecal en una
instalación de lagunas, en cuatro ciclos logarítmicos, o sea Na/N = 104, con una
constante global de mortalidad de K = 2 (1/días), se requieren los siguientes períodos
de retención totales:
En los cálculos anteriores se evidencia un absurdo
matemático practicado por más de 20 años, pues el solo incremento del número de
unidades implicaría una reducción del período de retención en un factor de casi 103,
sin haber mejorado ni la mortalidad ni el submodelo bidráulico. Por lo anterior se impone
el desuso de dicha fórmula.
4) Otra divergencia es el uso de criterios de diseño en lagunas en serie. Por ejemplo, ha
sido muy común diseñar lagunas primarias para reducción del DBO y lagunas secundarias o
de pulimento para reducción de coliforme fecal. En esta práctica se ha descontinuado el
uso de ambos criterios a lo largo de todas las unidades.
Las divergencias de orden práctico son un resultado de las divergencias teóricas y
pueden agruparse en tres tipos:
1) Forma más adecuada de las lagunas, primarias y
posteriores. Varios diseñadores prefieren lagunas circulares, otros de tipo cuadrado, o
rectangular.
2) Localización de entradas y salidas para los varios tipos de lagunas. Se practican
diseños con: entradas sumergidas en el centro, entradas y salidas múltiples, en los
extremos, en las esquinas opuestas, etc.
3) La existencia o ausencia de la estratificación termal y la forma cómo evitar su influencia negativa.
Las investigaciones fueron conducidas por CEPIS/OPS en el Complejo de las Lagunas de San Juan en Lima, Perú, y comprendieron dos etapas. En la primera, se evaluaron cuatro baterías de lagunas primarias y secundarias, tal como se indica en la
Figura 2.3.1, por un período de 21 semanas. En la segunda fase se evaluaron tres baterías de lagunas en serie, tal como se indica en la Figura 2.3.2.Desde julio de 1981 a diciembre de 1982.Las investigaciones realizadas cubrieron un amplio panorama de mediciones de campo y determinaciones físicas, químicas, bioquímicas y bacteriológicas. En el presente trabajo sólo se incluyen aspectos relacionados con:
La solución de la ecuación (11) después de integración entre limites: N - No para t =
to es:
.En donde t90 es el tiempo requerido para reducir el conteo bacteriano por un ciclo
logarítmico y los otros símbolos han sido previamente definidos.
En el caso de pruebas de mortalidad en lagunas con flujo tipo pistón, se aplica la misma
ecuación, excepto que t debe interpretarse como el tiempo de flujo entre las mediciones40
La varianza dimensional 2 (días2) de la curva concentración - tiempo se calculó con la
siguiente ecuación para intervalos uniformes del tiempo41.
El factor de dispersión adimensional se calculó con la siguiente ecuación que define la
varianza adimensional.
Las pruebas de trazadores a lo largo de lagunas con flujo tipo pistón son más simples de
interpretar debido a que las curvas de distribución de edad son más simétricas. El
factor de distribución puede calcularse con datos en cualquier punto a lo largo de la
laguna, (por ejemplo en la mitad), usando la siguiente expresión42:
En donde Co es la concentración idealizada de trazador, asumiendo mezcla instantánea con
el contenido de la laguna y Cmax es la concentración máxima de la curva.
Datos sobre conteo de parásitos y Salmonella son
prácticamente inexistentes en países industrializados. Conteos realizados antes del
desarrollo de los antibióticos indican cifras de 103 a 6.5 x 106 Salmonella por m12. En
contaste, estudios más recientes no pudieron aislar este organismo en un desecho crudo de
un país desarrollado 43 . Esta discusión implicaría que una futura investigación sobre
remoción de organismos patógenos en aguas residuales es más factible en países en
desarrollo.
Los datos sobre constantes de desoxigenación y DBO última que se presentan en el Cuadro 2.3.2 son de especial interés para la aplicación del
modelo de Gloyna9 que recomienda el uso de estos parámetros. En el presente caso la
constante de desoxigenación del desecho crudo es baja K10 = 0.178 (1/días) y la
relación entre DBO última y DBO5 es 1.15, lo cual indica que no es de mucha importancia
efectuar esta corrección en el modelo indicado. Las constantes de desoxigenación de los
efluentes fueron determinadas en la especie disuelta para evitar resultados erráticos por
influencia de las algas. Se puede observar que para los efluentes K10 disminuye con el
grado de tratamiento.
2.3.5.2 Limite de carga para lagunas facultativas
Durante la primera etapa se estudiaron cuatro lagunas primarias con cargas entre 200 y 1200 kg DBO/(Ha.día). Los análisis de NH3-N fueron correlacionados a las cargas aplicadas, encontrándose la siguiente relación válida para 20°C:
en donde Y es la fracción de NH3 - N que sale de una laguna y La es la carga de DBO
aplicada kg/(Ha.día). La correlación anterior fue desarrollada con 40 observaciones y
tiene un coeficiente de correlación de 0.9729. Se atribuyen dos características
importantes a esta relación: en primer lugar sirve para definir con un criterio más
racional el limite entre lagunas con proceso predominante facultativo, y anaeróbico, este
limite para 20°C se establece resolviendo esa ecuación para Y = 1, lo cual da una carga
de DBO de 357.4 kg/(Ha.día). Si se tiene en cuenta que el NH3 - N sólo puede
incrementarse a través de procesos anaeróbicos, dicha carga establece el umbral entre
las predominancias aeróbica y anaeróbica. La segunda característica importante es el
uso de la carga limite establecida, para otras condiciones de temperatura, con las
correspondientes sustituciones de: caudal, área, concentración y volumen. La carga La es
directamente proporcional al periodo de retención R. Usando el mismo factor de
dependencia de temperatura propuesto por Suwannakarn y Gloyna se desarrolló la siguiente
ecuación:
en donde Lat es la máxima carga de DBO aplicable a una laguna facultativa, a la
temperatura T del agua (°C). En la
Los tipos de parásitos encontrados en el desecho crudo
fueron, en orden de importancia: Giardia lambia, Entamoeba coli, Endolimax mana, Entamoeba
histólica e Idamoeba butschili para los protozoarios y Ascaris lumbricoides, Himenolepsis
nana, Trichuris trichura, Strongyloides stercoralis y Diphylobotrium sp para los
helmintos.
La información sobre parásitos indica que la gran mayoría es removida en una laguna
primaria con 10 días de retención. En la segunda fase la reducción promedio en la
primera celda fue de 1.8 x 103 a 29 parásitos por 100 ml. En la primera fase se
encontraron protozoarios en los efluentes primarios, pero su presencia fue atribuida a
resuspensión por inversión de temperatura. Durante la segunda fase se instalaron
pantallas antes de los efluentes primarios y las remociones mejoraron en, forma
considerable. Para remoción de casi todos los parásitos se requiere una laguna primaria
con 10 días de retención y para asegurar una remoción total se requiere una serie
primaria y secundaria con una retención total de 20 días.
Los resultados de las pruebas de mortalidad se encuentran en el
Cuadro 2.3.4. Se realizaron un total de 31 pruebas en lagunas primaria, secundaria, terciaria y cuaternaria, en números de 12, 13, 5 y 1, respectivamente. En todos los casos para coliforme fecal y Salmonella, los datos se ajustaron con coeficientes de correlación muy cercanos a la unidad, lo cual evidencia la validez del procedimiento experimental. Para el coliforme total los coeficientes de correlación no fueron tan altos.Se realizaron antibiogramas con todos los serotiapos
aislados en la segunda fase. Los resultados indican resistencia de todos los serotipos a
la mayoría de los antiblióticos. Las implicaciones de salud pública de estas pruebas
son de gran magnitud, pues se evidencia que los serotipos de Salmonella han adquirido
factores de resistencia genética y son más difíciles de destruir en el ambiente
acuático.
Para las condiciones del Perú, se ha asumido un factor de dependencia en la temperatura 0
= 1.07, según datos de varios investigadores19,20,21,44, y se propone la siguiente
relación de temperatura con propósitos de diseño:
En la Figura 2.3.6 se presenta la relación anterior junto con datos de otras
investigaciones y de una prueba de mortalidad realizada en un país centroamericano45.
Estos datos se hallan en concordancia.
De los registros de temperaturas del aire y del líquido se desarrollaron las siguientes correlaciones (válidas para Lima, Perú):
en donde T y Ts son las temperaturas promedio y superficial del líquido (°C) y Ta es la
temperatura del aire (°c). Los datos de esas correlaciones se encuentran en la Figura
2.3.7. El uso de la ecuación (21) es de gran importancia local, puesto que permite
utilizar las ecuaciones (9), (10), (19) y (20) con propósitos de diseño.
En las Figuras 2.3.8 y 2.3.9 se presentan dos casos de estratificación termal
cíclica. Se encontró que para una radiación solar por encima de las 160 cal/(cm2 día)
y por lo menos seis horas de insolación directa, se producen estratificaciones cíclicas.
La Figura 2.3.8 corresponde a condiciones del verano y en la Figura 2.3.9 se ha registrado
un evento de estratificación termal en la estación de la primavera.
Se realizaron 16 pruebas de trazadores a escala de acampo, para evaluación del submodelo hidráulico en las lagunas. Los datos de estas pruebas se encuentran en el
Cuadro 2.3.5. El desempeño hidráulico dependió de muchos factores como: localización de entrada y salida, estratificación termal, viento y forma de las lagunas. En la mayoría de los casos se encontró el máximo de la concentración del trazador después de unas pocas horas del impulso inicial, indicando que las lagunas en climas tropicales sufren de pronunciados cortocircuitos, especialmente durante la estratificación termal. La mejor forma de caracterizar la eficiencia hidráulica fue a través del análisis del factor de dispersión. Para las lagunas cuadradas o ligeramente rectangulares, con entradas y salidas en las esquinas opuestas (P1, S1 T1 y P2), los factores de dispersión variaron entre 0.33 y 1.04 con un promedio de 0.584. Para las lagunas con inadecuada localización de entradas y salidas (P2, p3, S2 y T3), el intervalo fue mayor, de 0.25 a 12. En la laguna S2 con flujo tipo pistón, el coeficiente de dispersión fue 0.12. Una comparación de datos de éste con otros estudios de trazadores a escala de campo29 ,30 indica que el factor de dispersión para lagunas bien diseñadas no excede el valor de 1.7.En el Cuadro2.3.6 se presentan los datos de factor de dispersión, procesados en función de la relación longitud (entre entrada y salida)/ancho. De esos datos se ha desarrollado la siguiente correlación, con un coeficiente de correlación de 0.99954.
en donde X es la relación longitud/ancho.
En la Figura 2.3.10 se presenta un análisis de los datos de pruebas de trazadores de este
estudio (16 pruebas) y otros (10 pruebas), en función de la relación longitud/ancho.
Este análisis que se presenta por primera vez, es de gran importancia en el uso del
modelo de dispersión23,26 y permite recomendar para diseño, un factor de dispersión de
1.0 para lagunas cuadradas y de 0.5 y 0.25 para lagunas rectangulares con relaciones
largo/ancho de 2 y 4 respectivamente.
Para lagunas rectangulares o ligeramente rectangulares el modelo de dispersión fue
adecuado en la descripción de la reducción bacteriana. Un ejemplo para la laguna S1 que
es ligeramente rectangular se evidencia en los datos para diciembre de 1981, con No = 4.3
x 106 y N - 2.4 x 105, lo cual da una eficiencia observada de 94.4%. La eficiencia
modelada fue de 94% con R - 17.4 (días), Kb = 0.788 (1/día) y d = 0.43. Otros casos de
excelente concordancia fueron encontrados a través del modelo de flujo disperso y con
otros submodelos hidráulicos, pero su discusión es considerada fuera del alcance de este
trabajo.
La discusión anterior destaca la importancia de seleccionar un submodelo hidráulico, en especial cuando se usan tasas de mortalidad netas. Los datos de las pruebas de trazadores evidencian que las lagunas en climas tropicales no se comportan como reactores a mezcla completa, por lo tanto el modelo de flujo disperso resulta una herramienta muy útil para describir la reducción del coliforme fecal. Para facilidad del uso de este modelo se presentan las Figuras 2.3.11 a
2.3.14 en los rangos de eficiencia posibles.Una revisión de la práctica de diseño de lagunas de estabilización en países en
desarrollo con climas cálidos indica que las modernas concepciones de diseño están
basándose en criterios múltiples de calidad, como reducción de DBO, sólidos,
parásitos y coliforme fecal. Esta nueva tendencia resulta invariablemente en
instalaciones con celdas múltiples.
La metodología de diseño propone dos objetivos de diseño, tal como se indica en el
Cuadro 2.3.7. Los criterios de diseño para las lagunas primarias y secundarias se
enuncian en el Cuadro 2.3.8. Con estas bases se recomienda el siguiente procedimiento para
dimensionamiento preliminar:
1) Para una comunidad con una población de diseño dada, características de DBO,
sólidos en suspensión, parásitos y coliformes fecales del desecho crudo, y requisitos
de calidad del efluente, se calcula la carga máxima de la laguna primaria con las
ecuaciones (19) y (22). El área de la laguna primaria se calcula adoptando una carga
menor a la máxima, teniendo en cuenta factores como: variaciones climáticas,
características del desecho, período de diseño, etc. Se recomienda el uso de dos
lagunas primarias para facilitar el funcionamiento durante el periodo de remoción de
lodos.
2) Se selecciona la profundidad, dejando una profundidad adicional para acumulación de
lodos.
3) Se calcula el periodo de retención, comprobando que sea 10 días o más para remoción
de parásitos.
4) Se calcula la eficiencia de remoción de DBO, con las ecuaciones (9), (10) o ayuda de
las Figuras 2.3.11 a
6) La laguna secundaria se dimensiona para la eficiencia
de colifecal remanente, utilizando el mismo modelo de dispersión, la misma tasa de
mortalidad y un proceso de aproximaciones sucesivas, lo cual dá el período ;de
retención. Luego se asume la profundidad y se calcula el área.
7) La eficiencia de remoción DBO en la laguna secundaria se calcula en forma similar,
pero la concentración del corrigiendo primero la concentración del efluente primario, de
DBO soluble a DBO total.
8) Los dos pasos anteriores (6) y (7) pueden no ser necesarios, cuando la laguna primaria ha sido dimensionada para una baja carga superficial de DBO y el volumen de la celda, primaria es suficiente para reducir el coliforme fecal a un nivel deseado. Este es el caso de instalaciones en climas más fríos, o con un nivel alto de coliformes fecales en el efluente.
La primera etapa del estudio recibió el apoyo del Centro Internacional de Investigaciones para el "Desarrollo del Canadá (CIID) y la segunda etapa del Banco Interamericano de Desarrollo (BID). El Minísterio de Salud Pública del Perú la OPS aprovaron ambas etapas del estudio. El autor agradece a los siguientes profesionales que participarón en el estudio, trabajando en el laboratorio del CEPIS: ingenieros, Ricardó Rojas y Mauricio Pardón, química María Luisa Castro, biólogas Carmen de Mayo, Carmen Lucas y Haydée Valenzuela, químicos Raúl Velásquez y Tadeo Vitko y. Srta. Lizzete Burgers. El, Dr. Barry Lloyd de la Universidad de Surrey, Inglaterra, actuó como consultor en microbiología. El doctor Oscar Grados y la bióloga Nora Bravo efectuaron las pruebas de serología.
La correspondencia en relación con este trabajo debe dirigirse al Dr. Fabián Yánez, Casilla postal 8708 S7, Quito, Ecuador.
A,B = Constantes empíricas, adimensionales
DBO5 = Demanda bioquímica de oxigeno, 5 días, 20°C, mg/l1
Ci = Concentración de trazador al tiempo ti, mg/1 o ug/1
DQO = Demanda química de oxigeno, mg/1
Cmax = Máximo de la curva concentración tiempo, mg/1 o
ug/1
d = Factor de dispersión de la curva concentración - tiempo, adimensional
K = Tasa neta de asimilación de DBO5, 1/días
k10 = Constante de desoxigenación del desecho, base 10, 1/días.
Kb = Tasa de mortalidad neta de coliforme, 1/días
Kbt, Kb20 = Tasas de mortalidad de coliforme a T y 20°C, respectivamente, 1/días
K'bt, K'b20 = Tasas de mortalidad globales a T y 20°C, respectivamente, 1/días
La, Lr = Cargas superficiales de DBO, aplicada y removida, respectivamente, kg/(ha.dia)
L' = Carga de DQO aplicada, kg/(ha.dia)
Na, N = Conteo de coliforme fecal en afluente y efluente, respectivamente, NMP/100 1
No, Nt = Conteo de coliforme fecal a tiempos 0 y t, respectivamente, NMP/100 ml
Q = Caudal, m3/día
R = Periodo de retención nominal = V/Q, días
S = Concentración de DBO soluble, mg/1
Sa = Concentración de DBO total en el afluente, mg/1
DBO5 = DBO soluble, excluyendo algas, mg/1
DQO5 = DQO soluble, excluyendo algas, mg/1
T = Temperatura del agua, °C
Ts = Temperatura superficial del agua, ° C
Nomenclatura (continuación)
Ta = Temperatura del aire, °C
DBOT, DQOT = DBO y DQO totales incluyendo algas, mg/1
t90 = Tiempo requerido para reducir el conteo bacteriano en un ciclo logarítmico, días
t = Periodo de retención promedio según prueba de trazadores, días
V = Volumen de la laguna, m3
Xa = Concentración de algas, mg/1
Y = Fracción de NH3-N que sale de la laguna primaria
2 = Varianza de la curva concentración-tiempo, días
t2 = Varianza adimensional de la curva concentración-tiempo
= Factor de dependencia de la temperatura, adimensional
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