TRATAMIENTO SOSTENIBLE DE AGUAS RESIDUALES DOMESTICAS EN REGIONES TROPICALES: DESARROLLO DE LAGUNAS ANAEROBIAS DE ALTA TASA (HRAP) Miguel R. Peña Varón * Universidad del Valle, Instituto Cinara. El autor principal es profesor asociado de la Universidad del Valle e investigador del Instituto Cinara. Es ingeniero sanitario egresado de la Universidad del Valle en Cali, Colombia. Tiene un M.Sc en ingeniería ambiental de la Universidad de Leeds en UK y recientemente obtuvo su Ph.D en esta misma Universidad. Tiene experiencia en investigación en las áreas de tratamiento de aguas residuales domésticas y reuso de efluentes. Ha dirigido y ejecutado proyectos en diferentes áreas del saneamiento ambiental con énfasis en alcantarillados de bajo costo, tratamiento de aguas residuales por métodos naturales y tratamiento anaerobio. Es autor y coautor de 20 artículos internacionales técnicos y científicos en las áreas antes mencionadas. David Duncan Mara University of Leeds, School of Civil Engineering. Leeds LS2 9JT, UK. *

Universidad del Valle-Instituto Cinara, A.A 25157, Cali, Valle del Cauca, Colombia. Tel: (57-2) 3392345. Fax: (57-2) 3393289. e-mail: [email protected]

RESUMEN El desarrollo de tecnologías sostenibles para el tratamiento de aguas residuales domésticas es una necesidad sentida en América Latina, particularmente en los pequeños municipios y zonas rurales de los países de la región Andina. Las tecnologías utilizadas tradicionalmente en estos asentamientos humanos son los sistemas naturales (e.g., lagunas de estabilización y humedales artificiales) y una gran variedad de tecnologías anaerobias como los tanques séptico e Imhoff, reactores UASB y digestores anaerobios. Sin embargo, algunos de estos sistemas no son sostenibles debido a limitaciones físicas o socio-económicas. En este sentido se introduce el concepto de laguna anaerobia de alta tasa para el tratamiento primario avanzado de aguas residuales domesticas como una alternativa factible para el contexto antes mencionado. Los resultados se recogieron en un periodo de 5 años y comprendieron estudios hidrodinámicos y del proceso biológico de depuración a escala real en 2 lagunas anaerobias y un reactor UASB mas 4 lagunas anaerobias modificadas a escala piloto. Las lagunas de alta tasa (configuraciones modificadas) alcanzaron eficiencias de remoción iguales o superiores a las del UASB (DQOt 51-79%, DQOf 50-78%, SST 64-76% y SSV 60-82%) tratando la misma agua residual con TRH de 12-18 h. Estas características técnicas mas las posibles ventajas en costos de inversión y O&M potencializan esta alternativa tecnológica como una solución sostenible para el control de la contaminación en la región. Es deseable, sin embargo, corroborar estos resultados con experiencias a escala real en pequeñas comunidades. Palabras clave: Agua residual domestica, alta tasa, lagunas anaerobias, sostenible, tratamiento anaerobio. INTRODUCCION El desarrollo de tecnologías sostenibles para el tratamiento de aguas residuales es una necesidad de primer orden en Latinoamérica y la región Andina en especial. La calidad del agua de las fuentes superficiales en la región esta sufriendo un deterioro creciente que además del impacto ambiental negativo sobre los ecosistemas acuáticos, genera riesgos importantes de salud publica por la transmisión potencial de enfermedades infecciosas relacionadas con el agua. La cobertura promedia del servicio de tratamiento de aguas residuales en la región esta por debajo del 10%, lo cual evidencia claramente los problemas de contaminación generados por esta situación. De acuerdo con OPS (2001), hacia el final de 1998 tan solo el 13.7% de las aguas residuales municipales recolectadas (lo cual corresponde al 48.6% de la población con servicio de alcantarillado en la región) recibieron algún tipo de tratamiento antes de su disposición final. Diferentes iniciativas han sido concertadas en el ámbito internacional para responder a esta preocupación creciente en

1

los países de Centro y Sudamérica. Una de las iniciativas más recientes es el Plan de Acción Estratégico para reducir el impacto de las aguas residuales municipales, el cual esta siendo liderado por UNEP en el marco del programa GPA (UNEP, 2001). De otro lado, aunque existe una conciencia creciente en los países de la región acerca de la importancia del control de la contaminación, también es cierto que la disponibilidad de recursos de capital para obras de infraestructura es cada vez más escasa, especialmente en el estado de crisis que afrontan varias economías de la región. Bajo este escenario es prioritario desarrollar soluciones efectivas para la reducción de la contaminación que además de ser técnicamente confiables sean asequibles en términos económicos para los segmentos mas desfavorecidos de la población. En este sentido, países como Brasil, Chile, Perú, México y más recientemente Colombia han adaptado, mejorado y desarrollado exitosamente diferentes alternativas tecnológicas para el tratamiento sostenible de las aguas residuales. Sin embargo, una solución definitiva y sostenible para el tratamiento de las aguas residuales en pequeños municipios o comunidades andinas aun esta por desarrollarse dado que estos núcleos poblacionales no tienen las capacidades técnica ni económica para mantener y operar los sistemas tradicionalmente utilizados en la región (Peña, 2002). Una revisión rápida de las tecnologías tradicionalmente utilizadas en la región muestra como los sistemas aerobios convencionales son utilizados principalmente en los centros urbanos grandes donde existen limitaciones de espacio y el costo de la tierra es mayor. Entre tanto, en ciudades intermedias y pequeñas localidades tanto urbanas como rurales, la tendencia es hacia la utilización de tecnologías no convencionales (Peña, 2002). Las tecnologías usualmente utilizadas en el ultimo caso son los sistemas naturales de tratamiento (e.g., lagunas de estabilización y humedales) y una amplia variedad de sistemas anaerobios (e.g., tanques séptico e Imhoff, filtros anaerobios, reactores UASB y digestores anaerobios). Combinaciones de estos sistemas también se utilizan actualmente en diferentes países de la región en un esfuerzo por encontrar soluciones costo-efectivas a los problemas de contaminación (Peña, 2002). Sin embargo, es necesario desarrollar mas investigación en diferentes aspectos de estas tecnologías de tal manera que se puedan remover tanto materia orgánica como patógenos de la forma más eficiente posible pero tomando en consideración los factores críticos que limitan la sostenibilidad de estos sistemas en los países en desarrollo. Por lo tanto, las alternativas tecnológicas susceptibles de mejoramiento deben ser adecuadas para los diversos contextos políticos, económicos, técnicos y sociales de los diferentes países de la región. El presente trabajo, por lo tanto, introduce y discute el concepto de laguna anaerobia de alta tasa para el tratamiento primario avanzado de aguas residuales domésticas como una alternativa factible para los pequeños municipios y comunidades rurales de la región. Así mismo, se resumen los resultados de una investigación de cinco años sobre el mejoramiento de lagunas anaerobias convencionales para el tratamiento de aguas residuales domésticas y se dan a conocer los mejoramientos alcanzados con configuraciones modificadas de lagunas anaerobias a escala piloto que sustentan el concepto de laguna de alta tasa para el tratamiento primario avanzado de aguas residuales domésticas. METODOLOGIA La investigación se desarrolló de manera colaborativa entre el Instituto Cinara de la Universidad del Valle en Cali, Colombia y la Escuela de Ingeniería Civil de la Universidad de Leeds en UK. El proyecto se ejecutó en el periodo abril 1997-marzo 2002 y contó con el apoyo financiero de COLCIENCIAS en Colombia. El trabajo experimental se llevó a cabo en la estación de investigación y transferencia de tecnología en tratamiento de aguas residuales y reuso ubicada en el municipio de Ginebra, departamento del Valle del Cauca, al suroeste de Colombia. La estación de investigación es operada en el marco de un convenio de cooperación con la empresa regional de agua ACUAVALLE S.A ESP. La investigación comprendió dos grandes fases: estudios a escala real de dos lagunas anaerobias convencionales (LA) y un reactor UASB y estudios a nivel piloto de cuatro configuraciones modificadas de lagunas anaerobias. Inicialmente se estudiaron los fenómenos de mezcla y advección-dispersión en los sistemas a escala real para caracterizar su comportamiento hidrodinámico y advectivo-dispersivo. Con esta información se diseñaron y colocaron en operación las unidades piloto modificadas. Una vez en operación, se evaluó primero el comportamiento hidrodinámico y advectivodispersivo de las unidades piloto para identificar su eficiencia hidrodinámica. Posteriormente se evaluó la eficiencia de remoción de materia orgánica en estado estacionario para tres valores crecientes de carga orgánica volumétrica aplicada. También se estudio la eficiencia de remoción de indicadores microbiológicos de contaminación. Información detallada sobre el diseño experimental de cada fase puede consultarse en Peña (2002). 2

ƒ Estudios a escala real. – En esta fase se evaluó el comportamiento hidrodinámico de dos LA que tratan las aguas residuales de dos pequeños municipios (Ginebra y Toro), los cuales tienen poblaciones equivalentes de 9000 y 9650 habitantes respectivamente. En Ginebra se estudio el impacto de la acumulación de lodos en la eficiencia hidrodinámica de la LA, entre tanto, en Toro se estudió el impacto de la ubicación y diseño de la estructura de alimentación en la eficiencia hidrodinámica de la laguna. Las técnicas experimentales utilizadas fueron los estudios de dispersión tal como los describe Levenspiel (1999). Adicionalmente, se desarrolló una modelación matemática del patrón de flujo en la LA de Ginebra aplicando dinámica de fluidos computacional (CFD), concretamente el modelo MIKE 21 (DHI, 1995). En esta parte se utilizó la información recopilada en los estudios de dispersión y se evaluó el impacto de la aplicación de bafles, ubicación de las estructuras de entrada y salida y geometría de la laguna en su eficiencia hidrodinámica. Mayores detalles del diseño experimental de esta parte pueden consultarse en Peña et al. (2000a) y Vega et al. (2002). También se evaluó el comportamiento hidrodinámico de un reactor UASB ubicado en la estación de investigación de Ginebra que recibe la misma agua residual que el sistema de lagunas de estabilización bajo las mismas condiciones ambientales. La evaluación hidrodinámica del UASB se llevó a cabo con 4 niveles de carga hidráulica [i.e., cuatro tiempos de retención hidráulico teórico (TRHt): 10, 8, 6 y 5 h respectivamente]. Estudios de dispersión aplicando un trazador inerte tal como lo describe Levenspiel (1999) fueron utilizados para esta evaluación. El trazador utilizado en todos los estudios de dispersión tanto a escala real como piloto fue el LiCl. La concentración de [Li+] se determinó por espectrofotometría de llama (Perkin Elmer, S100 PC, llama de aire-acetileno a 670.8 nm) con un nivel mínimo de detección de 0.01 mg Li+/l. Detalles del diseño experimental de esta parte pueden consultarse en Peña (2002) y Peña et al. (2002a). Así mismo, se llevaron a cabo mediciones de eficiencia remocional en todas las unidades experimentales antes descritas con base en parámetros fisicoquímicos y microbiológicos (i.e., DQO, DBO5, SST, Sol. sedimentables, pH, T, coliformes fecales, huevos de helmintos y mediciones caudal). Los resultados se analizaron con base en pruebas estadísticas de hipótesis utilizando ANOVA de uno y dos factores, la prueba de Tukey, correlaciones lineales multivariadas y estadísticas descriptivas. Con base en los resultados de la evaluación hidrodinámica de los sistemas anaerobios descritos (LA y UASB) se diseñaron las lagunas piloto modificadas que recogen las mejores características de ambos reactores. ƒ Estudios a escala piloto. – Esta fase comprendió dos experimentos sobre la hidrodinámica de las lagunas modificadas a escala piloto a partir de los cuales se escogieron las dos mejores configuraciones para estudiar en un ultimo experimento la eficiencia del proceso de remoción de materia orgánica y de indicadores de contaminación fecal. Básicamente se ejecutaron estudios de dispersión tal como se mencionó en el anterior aparte y en este caso las lagunas fueron evaluadas bajo cuatro condiciones de carga hidráulica que produjeron TRHt de 25, 21, 16 y 12 h respectivamente. Nótese que estos TRH están por debajo de los valores mínimos recomendados en la literatura técnica para lagunas anaerobias convencionales (Mara et al., 1992; Mara et al., 2001). Las configuraciones modificadas evaluadas fueron: en el primer experimento, laguna anaerobia con bafles verticales (LABV) y laguna anaerobia con mallas transversales (LAMT); en el segundo experimento, laguna anaerobia con bafles horizontales (LABH) y laguna anaerobia con cámara de mezcla (LACM). En ambos experimentos se evaluó una LA convencional como unidad de control para comparar los resultados obtenidos. Detalles del diseño experimental y de los resultados de esta parte se pueden consultar en Peña et al. (2002b). Las Figuras 1 y 2 presentan esquemas de las unidades modificadas a escala piloto. 3.8 m 3.8 m

3.8 m 0.30 m

0.60 m

0.30 m

3.8 m 0.30 m

0.40 m

0.60 m ϕ 19 mm

LABV

ϕ 12.7 mm

LAMT

Figura 1: Detalle de las configuraciones LABV y LAMT durante el experimento I. 3

Efl

A

Af

Efl

Af

B

A 0.80 m

Af

1.70 m

Efl

h

H

B

Cámara mezcla 1.70 m

a

b

0.80 m LABH

LACM

H = 3.2 m h = 1.7 m a = 2.3 m b = 4.9 m

Figura 2: Detalle de las configuraciones LABH y LACM durante el experimento II. Las configuraciones LABH y LACM fueron estudiadas en estado estable una vez terminada la evaluación hidrodinámica. Estas dos lagunas modificadas junto con la unidad de control fueron evaluadas en el experimento III durante seis meses bajo tres condiciones diferentes de carga hidráulica que produjeron TRHt de 24, 18 y 12 h respectivamente. La Tabla 1 muestra el programa de mediciones desarrollado durante este ultimo experimento. Es de anotar que para la evaluación hidrodinámica las lagunas piloto fueron inoculadas con lodo anaerobio activo procedente de la LA a escala real. Sin embargo, la cantidad de inoculo agregado en cada laguna fue menor al 5% de su volumen total de tal manera que esto no afectase el patrón de mezcla debido principalmente al movimiento del agua. Para el experimento III las unidades ya disponían de una cantidad de lodo adecuada para llevar a cabo el tratamiento del agua residual cruda en estado estable. TABLA 1: Programa de seguimiento para evaluación del proceso de tratamiento en el experimento III PARAMETROS pH Temperatura (° C) ORP* (Potencial Redox) (mV) VFA (meq/l) SO42- (mg/l) Alcalinidad (mg CaCO3/l) DQOt (mg/l) DQOf (mg/l) SST (mg/l) SSV (mg/l) Coliformes fecales (UFC/100 ml) E. coli** (UFC/100 ml) Huevos de helmintos (No./l) * **

TIPO DE MUESTRA

TOTAL MUESTRAS POR LAGUNA

Puntual Puntual Puntual Compuesta 12-h Compuesta 12-h Compuesta 12-h Compuesta 12-h Compuesta 12-h Compuesta 12-h Compuesta 12-h Puntual Puntual Compuesta 12-h

216 216 216 18 18 18 18 18 18 18 9 9 9

ORION análogo 108 ORP (rango: +/- 999mV; precisión: +/- 5mV; resolución: +/- 1mV). Técnica de filtración por membrana. Agar cromocult broth, Merck Inc.

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RESULTADOS Y DISCUSION ƒ Estudios a escala real. - Las Figuras 3 y 4 muestran las curvas típicas de distribución de tiempos de retención (DTR) obtenidas en las LA a escala real y el reactor UASB. La Figura 5 presenta la dispersión de [Li+] modelada con MIKE 21 para la laguna anaerobia de Ginebra con base en los datos experimentales de dispersión. Todos los sistemas recibieron la misma agua residual bajo las mismas condiciones ambiéntales con excepción de la LA de Toro. 3.00

45.00 40.00 35.00

2.00

E ( θ ) = C/Co

E ( θ ) = C/Co

2.50

1.50 1.00

30.00 25.00 20.00 15.00 10.00

0.50

5.00

0.00 0.00

0.25

0.50

0.75

1.00

1.25

0.00 0.00

1.50

0.20

0.40

Acumulacion lodo (20%)

(b) DTR en LA de Toro para estructuras de entrada y salida adyacentes.

TRH = 6 h

1.00

1.00

E ( θ ) = C/Co

E ( θ ) = C/Co

TRH = 5 h

1.20

1.20 0.80 0.60 0.40

0.80 0.60 0.40 0.20

0.20 0.00 0.00

1.00

Entrada y salida adyacentes

Figura 3: (a) DTR en LA de Ginebra para diferentes acumulaciones de lodo. 1.40

0.80

= t/TRHt

= t/TRHt Acumulation lodo (30%)

0.60

1.00

2.00

3.00

4.00

0.00 0.00

1.00

Duplicado

3.00

4.00

= t/TRHt

= t/TRHt Ensayo 3

2.00

CSTR

Ensayo 4

Duplicado

CSTR

Figura 4: DTR obtenidas en el reactor UASB para TRHt de 6.0 y 5.0 h respectivamente. Las curvas DTR de la Figuras 3 evidencian un comportamiento hidrodinámico arbitrario con una fracción importante de cortocircuito en ambas LA ya que el valor pico de las DTR siempre fue mayor al valor teórico ideal, Ep » 1.0. En el caso de Toro se encontró un corto circuito masivo directo en la línea preferencial de flujo que circula entre la entrada y la salida de la laguna. La geometría de las curvas DTR también muestra la coexistencia de una fracción de volumen muerto en las dos lagunas. Los números de dispersión (δ) y los valores del TRH experimental (TRHe) mostrados en la Tabla 2 confirman la baja eficiencia hidrodinámica de estas unidades de tratamiento. Estas distorsiones indeseables del comportamiento hidrodinámico repercuten en bajas eficiencias de remoción de materia orgánica tal como lo muestran las cifras de la Tabla 2. De otro lado, el reactor UASB presentó un comportamiento hidrodinámico muy cercano al régimen ideal de mezcla completa particularmente en condiciones de operación próximas a las de diseño, como lo muestra la Figura 4. Nótese que cada ensayo y su duplicado evidencian una buena reproducibilidad de las curvas DTR y por lo tanto un comportamiento hidrodinámico mucho más estable en este reactor. El volumen de zonas muertas en 5

ambos ensayos fue menor al 5% del volumen total del reactor y la fracción en cortocircuito fue prácticamente despreciable como lo evidencian los valores picos de las curvas cercanos al valor teórico ideal, Ep = 1.0. En resumen, los reactores anaerobios de alta tasa como el UASB presentan un mejor patrón de mezcla a nivel macro comparados con reactores de baja tasa como las LA. Esto es el resultado de la mezcla inducida por el burbujeo de biogás, la segregación y la actividad del lodo que en reactores de alta tasa están mucho mejor controlados por la configuración misma del proceso (Peña, 2002).

θ = 0.5

θ = 1.0

θ = 1.5

Figura 5: Transporte advectivo-dispersivo de trazador para diferentes fracciones del TRHt. La Figura 5 muestra el transporte de trazador a lo largo de la LA de Ginebra. Los contornos dejan ver la existencia de zonas muertas hacia las paredes de la laguna dado que en estos puntos las velocidades de flujo son mínimas, entre tanto, la velocidad y la dispersión del trazador son más altas hacia el centro de la laguna. Este último efecto ocasiona el cortocircuito que fue identificado previamente en los estudios experimentales. La modelación efectuada con CFD también demostró que la implementación conjunta de dos bafles localizados a L/3 y 2L/3, la localización de las estructuras de entrada y salida en esquinas diagonalmente opuestas y una geometría rectangular con relación largo: ancho de 2:1 mejoran notablemente la eficiencia hidrodinámica de la laguna (Peña, 2002). TABLA 2: Parámetros hidrodinámicos y eficiencias de remoción asociadas PARÁMETROS HIDRODINAMICOS Y REMOCIONES PROMEDIO UNIDAD TRHt (h) TRHe (h) DQOt (%) / σ SST (%) / σ BOD5 (%) / σ δ LA-Ginebra (53%)* 0.060 50 21 61 / 5.8 44 / 29 57 / 9.6 LA-Ginebra (30%)* 0.079 53 23 59 / 4.7 69 / 7.2 66 / 9.5 LA-Ginebra (20%)* 0.028 94 31 21 / 8.9 38 / 24.2 49 / 7.2 LA-Toro (E-S adyacente)** 0.042 84 25 59 / 17.4 45 / 2.4 68 / 7.6 LA-Toro (E-S diag.opuesta)** 0.067 55 28 57 / 10.8 75 / 14.5 47 / 23.2 UASB (Q = 7.4 l/s) 0.163 10 6 58 / 10.6 56 / 9.4 72 / 30.6+ UASB (Q = 9.7 l/s) 0.197 8 5 55 / 22.4 51 / 32.7 59 / 37.9+ UASB (Q = 13.4 l/s) 0.720 6 6 51 / 23.7 61 / 18.7 73 / 26.9+ UASB (Q = 15.3 l/s) 0.406 5 5 50 / 20.7 37 / 38.7 45 / 37.2+ * Acumulación de lodos como porcentaje del volumen total de la laguna. ** E-S, ubicación de entrada y salida en LA de Toro.

+

Remoción de sólidos sedimentables.

ƒ Estudios a escala piloto. – La Figura 6 muestra las curvas DTR experimentales obtenidas en las configuraciones LABV, LAMT, LABH, LACM y LA convencional para los dos valores máximos de carga hidráulica aplicada. 6

TRHt = 12 h 1.40

1.20

1.20

E ( θ ) = C/Co

E ( θ ) = C/Co

TRHt = 16 h 1.40

1.00 0.80 0.60 0.40 0.20

1.00 0.80 0.60 0.40 0.20

0.00

0.00

0.00

0.50

1.00

1.50

2.00

2.50

3.00

0.00

0.50

1.00

= t/TRHt (1.5 l/s) LA B V

(a)

LA M T

LA

C S TR

LA B V

2.50

3.00

LA M T

LA

C S TR

Curvas DTR obtenidas en experimento I. 1.60

3.00

1.40

2.50 E ( θ ) = C/Co

1.20 E ( θ ) = C/Co

2.00

= t/TRHt (2.0 l/s)

TRHt = 16 h

1.00 0.80 0.60 0.40

TRHt = 12 h

2.00 1.50 1.00 0.50

0.20 0.00 0.00

0.50

1.00

1.50

2.00

2.50

3.00

0.00 0.00

0.50

1.00

= t/TRHt (1.5 l/s) LABH

(b)

1.50

LACM

LA

1.50

2.00

2.50

3.00

= t/TRHt (2.0 l/s) CSTR

LABH

LACM

LA

CSTR

Curvas DTR obtenidas en experimento II.

Figura 6: Curvas DTR experimentales obtenidas en las lagunas anaerobias modificadas a escala piloto. Las lagunas modificadas a escala piloto presentaron un comportamiento hidrodinámico más cercano al modelo ideal de mezcla completa para TRHt menores al mínimo de 24 h recomendado en la literatura técnica. Nótese que la LA convencional presentó una mayor tendencia al cortocircuito ya que los valores máximos de las curvas estuvieron por encima del valor teórico, Ep > 1.0. De igual manera, las varianzas de las curvas DTR fueron mayores para la LA convencional en comparación con las configuraciones modificadas (LABV, LAMT, LABH y LACM). La Tabla 3 resume los principales parámetros hidrodinámicos calculados con base en las curvas de la Figura 6. TABLA 3: Parámetros hidrodinámicos y eficiencias de remoción asociadas LABV LAMT LA LABH PARAMETRO δ TRHt (h) TRHe (h) λv (gDQO/m3d) Rem. DQO (%) Rem. SST (%) Rem. S.sed (%)

LACM

LA

1.5 l/s

2.0 l/s

1.5 l/s

2.0 l/s

1.5 l/s

2.0 l/s

1.5 l/s

2.0 l/s

1.5 l/s

2.0 l/s

1.5 l/s

2.0 l/s

0.500 16 14 873 57 53 64

0.414 13 13 963 55 61 80

0.443 17 15 822 63 64 67

0.368 12 10 745 32 42 68

0.620 16 16 783 55 57 78

0.967 11 12 1394 53 60 69

0.308 16 13 847 53 65 93

0.334 12 11 902 40 54 76

0.309 19 17 751 44 69 91

0.304 14 14 968 51 64 85

0.645 15 13 842 42 68 91

0.435 11 8 1232 54 63 84

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Las cifras de la Tabla 3 son valores promedios obtenidos a partir de varias muestras integradas por parámetro así: 21 DQO, 12 SST y 12 Sólidos sedimentables. Las pruebas de ANOVA de uno y dos factores y la prueba de Tukey arrojaron diferencias estadísticas significativas entre los valores promedio de los parámetros fisicoquímicos en el efluente de las lagunas, las cuales están relacionadas con la configuración de la laguna (dispositivo de mezcla) y la variación de la carga hidráulica aplicada. Una discusión mas profunda de estos resultados en términos hidrodinámicos y estadísticos esta disponible en Peña (2002), Peña et al. (2002a) y Peña et al. (2002b). Las remociones obtenidas durante el estudio hidrodinámico de las unidades piloto fueron menores a las remociones encontradas durante la fase en estado estable (ver Tablas 3 y 4) debido al bajo volumen de lodo presente durante los estudios de dispersión. La Tabla 4 presenta un resumen de las eficiencias de remoción obtenidas en la evaluación en estado estable en las configuraciones LABH, LACM y LA convencional durante el experimento III. El agua residual doméstica de Ginebra es de mediana carga con concentraciones promedio en mg/l de DQO, DBO5, SST, SSV y SO42- que varían entre 590-700, 250-400, 250-350, 180-250, 50-100 respectivamente. La temperatura del agua residual cruda varió entre 23-28 ºC y el pH entre 6.5-7.4. TABLA 4: Eficiencias de remoción de materia orgánica e indicadores microbiológicos en el experimento III LABH LACM LA PARÁMETRO Q (l/s) / TRHt (h) 1.0 / 24 1.3 / 18 2.0 / 12 1.1 / 26 1.5 / 19 2.3 / 12 0.9 / 25 1.3 / 18 1.8 / 12 584 791 1151 551 758 1124 566 800 1124 λv (g DQO/ m3 d) Rem. DQOt (%) 65 67 51 77 78 79 67 48 49 Rem. DQOf (%) 41 51 44 50 75 78 44 28 53 Rem. SST (%) 73 67 64 76 75 71 59 55 51 Rem. SSV (%) 81 73 58 82 80 66 74 56 46 AGV efluente (meq/l) 2.2 2.1 2.2 2.1 1.9 1.7 2.5 2.3 2.6 Huevos de helmintos (%) 60 44 45 64 51 67 53 45 37 E. coli (%) 50 66 46 81 80 38 91 85 48 Los parámetros medidos en las fases sólida y gaseosa (e.g., ST, SV, SV/ST, producción de biogás), al igual que la modelación de las eficiencias de remoción con base en modelos macro-cinéticos simplificados están reportados en otras referencias, pero en general concuerdan con los valores normalmente encontrados en reactores anaerobios de alta tasa (Peña, 2002; Peña et al., 2002a). Las configuraciones modificadas de lagunas anaerobias presentaron eficiencias de remoción superiores a las encontradas en el reactor UASB. Los TRH de 12 h con los cuales se obtuvieron los valores de la Tabla 4 son mucho más bajos que los valores recomendados en la literatura técnica actual para lagunas anaerobias convencionales. Estos TRH fueron un poco mayores que los del UASB el cual operó con TRH entre 7-10 horas. La eficiencia de remoción de h.helmintos en las lagunas modificadas fue inferior a la registrada en el UASB lo cual puede explicarse por un mecanismo óptimo de filtración y retención en el lecho de lodo de este último. Sin embargo, la eficiencia de remoción de materia orgánica en las lagunas anaerobias modificadas fue superior debido a su buen comportamiento hidrodinámico (ver Figura 6) que promueve un contacto eficiente entre el sustrato y la biomasa. Esto además disminuye las limitaciones de transferencia de masa hacia y desde los agregados de biosólidos. La sedimentación mejorada en estas unidades contribuye igualmente a una mayor retención de la biomasa en el reactor lo cual coadyuva a lograr mejores eficiencias de remoción en comparación con la laguna anaerobia convencional y el UASB. En otras palabras, los resultados muestran que el concepto de laguna anaerobia de alta tasa por su sigla en Ingles (HRAP) reúne las características de mezcla y contacto ideal de un reactor anaerobio de alta tasa junto con la sedimentación mejorada que ocurre en reactores de baja tasa como los tanques sépticos o las lagunas anaerobias convencionales. Es de resaltar que en la HRAP también es posible recuperar el biogás producido en la zona de mezcla y reacción que normalmente se pierde en una LA convencional. Finalmente, los cálculos preliminares de costos para esta nueva configuración de LA de alta tasa sugieren un ahorro en costos de inversión del 15-25% en relación con una LA convencional y un ahorro de hasta el 35% en relación con un UASB para la misma población equivalente a una temperatura de 20-25 ºC y una remoción de DQO entre 60-70%. Un estudio previo que comparó una LA convencional con un UASB para el tratamiento de agua residual doméstica reportó un ahorro en costos totales de cerca del 20% para la LA (Peña et al., 2000b). La laguna anaerobia de alta tasa ofrece la

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posibilidad de una buena eficiencia de remoción a un costo relativamente bajo y al mismo tiempo conserva su sencillez operativa. Estas características claramente potencian la sostenibilidad de esta alternativa tecnológica en el largo plazo. CONCLUSIONES Y RECOMENDACIONES El mejoramiento de la configuración clásica de una LA y su consecuente comportamiento hidrodinámico permite alcanzar eficiencias de remoción de materia orgánica iguales o superiores a las de un reactor UASB con tiempos de retención hasta de 12 h. Esto se logra debido al mejor contacto entre biomasa y sustrato, una menor resistencia a la transferencia de masa hacia y desde los bioflocs y a una mejor retención de biomasa en las unidades evaluadas. Los resultados obtenidos validan el concepto de LA de alta tasa dadas las altas eficiencias de remoción alcanzadas con valores bajos de TRH. Además se conserva la sencillez operativa de la LA, lo cual es una ventaja importante para la sostenibilidad del sistema en el contexto de la región. Cálculos preliminares de costos muestran un ahorro aproximado del 25% en relación con una LA convencional y del 35% en relación con un UASB. Estas cifras corresponden a las estructuras de costos de construcción en Colombia y deben ser ajustadas para cada caso particular. Es necesario ejecutar experiencias a escala real centradas en las variables de O&M de esta nueva alternativa. Se debe profundizar además en el estudio de la dinámica microbial que ocurre en los compartimientos de las lagunas anaerobias de alta tasa para mejorar la eficiencia del proceso sin detrimento de su sencillez constructiva y operativa. Agradecimientos. – Los autores expresan sus agradecimientos al personal de la subgerencia técnica de ACUAVALLE S.A ESP por el apoyo prestado para llevar a feliz termino esta investigación. El autor principal agradece a COLCIENCIAS por la financiación y apoyo prestados para el desarrollo de su programa doctoral en cuyo ámbito se desarrolló el presente trabajo. REFERENCIAS DHI (1995). Technical Reference Manual for MIKE 21. Danish Hydraulic Institute, Copenhagen, Denmark. Levenspiel, O. (1999). Chemical Reaction Engineering, 3rd ed. John Wiley & Sons, New York. Mara, D.D., Alabaster, G.P., Pearson, H.W. and Mills, S.W. (1992). Waste Stabilisation Ponds: A Design Manual for Eastern Africa. Lagoon Technology International. Leeds, England. Mara, D.D., Pearson, H., Oragui, J., Arridge, H. and Silva, S.A. (2001). Development of a New Approach to Waste Stabilization Pond Design. Research monographs in tropical public health engineering. School of Civil Engineering, University of Leeds. Leeds, U.K. OPS (2001). Health, Potable Water and Sanitation in Sustainable Human Development. Technical report. 43rd Consejo Directivo, Sesión del Comite Regional. Washington D.C, USA. (in English). Peña, M.R., Mara, D.D. and Sanchez, A. (2000a). Dispersion studies in anaerobic ponds: implications for design and operation. Water Science and Technology, vol. 42, 10-11, 273-282. Peña M.R., Rodríguez, J.A., Mara, D.D. and Sepúlveda, M. (2000b). UASBs or anaerobic ponds in warm climates? A preliminary answer from Colombia. Water Science and Technology, vol. 42, 10-11, 59-65. Peña, M.R. (2002). Advanced primary treatment of domestic wastewater in tropical countries: development of high-rate anaerobic ponds. Ph.D thesis. University of Leeds, England. Peña, M.R., Mara, D.D. and Avella, G.P. (2002a). Hydrodynamic behaviour of a UASB reactor treating domestic wastewater under tropical conditions: are dispersion studies good enough? (Submitted to Water Research, Elsevier Science). Peña, M.R., Mara, D.D. and Piguet, J.M. (2002b). Improvement of mixing patterns in pilot anaerobic ponds treating domestic sewage. In: Proceedings of the 5th International IWA Specialist Group Conference on Waste Stabilisation Ponds: Pond Technology for the New Millennium. IWA. Auckland, New Zealand. UNEP-GPA (2001). Strategic Action Plan to Address Municipal Wastewater as a Major Land-based Pollutant Affecting Coastal Zones and Marine Ecosystems. Technical document. UNEP, Washington D.C, USA. Vega, G.P., Peña, M.R., Ramirez, C. and Mara, D.D. (2002). Application of CFD modelling to study the hydrodynamics of various anaerobic pond configurations. In: Proceedings of the 5th International IWA Specialist Group Conference on Waste Stabilisation Ponds: Pond Technology for the New Millennium. IWA. Auckland, New Zealand.

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