TRATAMIENTO DE AGUAS SERVIDAS MEDIANTE

TRATAMIENTO DE AGUAS SERVIDAS MEDIANTE EMBALSES PROFUNDOS
Duarte A*, Mena M*, Fuentes D, Gosthe A, Silva O, Ifarle Ltda,
Acevedo S, Curotto V
Empresa Metropolitana de Obras Sanitarias, EMOS.
IFARLE Ltda. Suarez Mujica 2166 Ñuñoa, Santiago CHILE.
RESUMEN
Se describe el comportamiento de dos embalses profundos de estabilización que reciben aguas servidas
domésticas pretratadas, provenientes de una población de 130.000 habitantes del sector Nor-poniente de
Santiago de Chile. Estos embalses tienen volúmenes de 1.2 y 1.0 millones de m3; el mayor de ellos cuenta
además con un tabique ordenador de flujos. La descripción del funcionamiento de los embalses en función de
parámetros físico -químicos y bacteriológicos abarca el ciclo de llenado - vaciado llevado a cabo desde Mayo
de 1994 hasta Febrero de 1995. Se observó que estratificación térmica se produjo entre los meses de Septiembre y Marzo produciendo dos masas de agua de distinta calidad en el interior de ambos embalses. Los
resultados obtenidos indicarían que este fenómeno, y todos los fenómenos hidrodinámicos asociados, serían
condicionantes de la calidad del efluente de estos embalses. En función de la información obtenida, se
plantean dos modelos que describen el comportamiento hidrodinámico del cuerpo de agua; uno de ellos
destinado a modelar el patrón de flujo de las aguas dentro del embalse, y el otro enfocado a estudiar los
fenómenos de dilución y de reacción de los afluentes a cada unidad. Sobre la base de este estudio se plantea
una propuesta de optimización de la capacidad de remoción de los embalses, mediante una modificación de las
instalaciones actuales.
Palabras clave: tratamiento aguas servidas, embalses de estabilización, decaimiento coliformes fecales
INTRODUCCIÓN
Entre las tecnologías disponibles para el tratamiento de aguas servidas se encuentran los embalses de
estabilización profundos; éstos presentan importantes ventajas como tratamiento complementario y como
unidad almacenadora de grandes volúmenes de agua que podrían ser reutilizados en el riego, sin embargo sus
requerimientos de superficie se convierten en una de sus principales desventajas. La información respecto del
comportamiento de estas unidades describe los distintos fenómenos que se desarrollan en la masa de agua
entre los cuales destacan la estratificación térmica, nitrificación, denitrificación, crecimiento y destrucción
bacteriana y de algas, generación y utilización de oxígeno, etc., concentrándose la mayoría de los estudios en
los aspectos que inciden en la mortandad de coliformes fecales. Estos embalses han sido utilizados por más de
una década en Israel (Fattal et al., 1993; Juanico & Shelef, 1994); en la actualidad están siendo utilizados en
España y otros países mediterráneos (Llorens et al., 1993), como también se han sugerido como sistema de
tratamiento en algunos países de latinoamérica (Libhaber, 1995).
No existe en la actualidad una metodología concreta para el dimensionamiento de estas unidades, lo que no
permite establecer con certeza el comportamiento de las mismas. Algunos autores han desarrollado modelos
multifactores que incluyen intensidad de la luz, temperatura, pH, DBO, profundidad, concentración de algas,
turbiedad y número de dispersión (Qin et al., 1991; Curtis, 1992; Liran et al., 1992); todos estos modelos
consideran que los patrones de mezcla en el interior del embalse corresponden a condiciones de mezcla
completa, lo cual, tal como se demostrará en este trabajo, no es claramente aplicable durante todo el año.
Este estudio muestra la experiencia en la operación de dos embalses profundos de la Planta Santiago Poniente
de EMOS, durante el ciclo de llenado-vaciado 1994-1995. Se intenta modelar el comportamiento hidrodinámico
y proponer soluciones para optimizar su capacidad de tratamiento.
Estos embalses fueron diseñados utilizando modelos de mezcla completa y con el criterio de mantener
condiciones de oxígeno disuelto mayor que cero a nivel de superficie, mediante un balance positivo de la
producción de oxígeno vía fotosíntesis y reaireación, versus el consumo del mismo en las reacciones de
degradación de la materia orgánica y la respiración de los microorganismos.
ANTECEDENTES GENERALES
Los embalses cuentan con una forma irregular que tiene su origen en el aprovechamiento, en gran parte, del
terreno natural. Las formas de las unidades se presenta en las Figuras 1 y 2. Los volúmenes máximos de
almacenamiento alcanzan a 1.200.000 m3 en el embalse 14 y 1.000.000 m3 en el embalse 24, con un área
inundada de 17 y 16 Hás., respectivamente Las profundidades máximas en ambas unidades fluctúan entre 11
m y 12 m.
En ambos embalses se instaló un tabique flotante con el objeto de imponer cierta trayectoria al flujo y evitar así
los "cortocircuitos hidráulicos"; cabe destacar que este tabique se mantuvo operativo sólo en el embalse 14, ya
que en el embalse 24 éste se levantó permitiendo que el agua fluyera libremente. En la Figura 3 se muestran
los niveles de agua observados durante el ciclo de operación considerado para este estudio; el llenado se
realizó entre Mayo y Septiembre de 1994, en tanto el vaciado se produjo entre Octubre de 1994 y Abril de 1995.
Durante el ciclo estudiado el embalse 14 recibió los efluentes de la serie lagunas aireadas-lagunas anaerobias
del Módulo 1; el embalse 24 recibió en forma alternada los efluentes provenientes de las lagunas anaerobias y
de la serie lagunas anaerobias-lagunas aireadas del Módulo 2.
RESULTADOS
Para realizar un completo análisis del comportamiento de los embalses de la Planta Santiago Poniente se han
seleccionado cuatro de los parámetros medidos a lo largo del ciclo: temperatura, oxígeno disuelto, DBO5
(filtrada) y coliformes fecales, los cuales son representativos de la calidad físico-química y bacteriológica del
cuerpo de agua.
Temperatura
La temperatura fue medida normalmente en forma semanal, entre las 12:00 hrs. y las 14:00 hrs. del día, en el
horario en que se registran paralelamente las temperaturas ambiente más altas.
En las Figuras 4 y 5 se muestran los perfiles de temperatura medidos en ambos embalses, para tres épocas del
año: invierno, primavera y verano. En estas figuras se puede observar que durante el invierno no existe variación significativa de la temperatura en relación a la profundidad; en la primavera, sin embargo, comienza a
aumentar la temperatura en las primeras capas produciendo un cierto gradiente térmico hacia el fondo de los
embalses. En el verano, las curvas de temperatura muestran claramente el fenómeno de estratificación
térmica, estableciéndose estratos con gradientes térmicos diferentes. Así podemos ver una primera capa
superficial de gradiente moderado, luego un estrato con un gradiente térmico más fuerte y finalmente una zona
con una baja variación de temperatura. Estas zonas son muy características de estos cuerpos de agua y se
conocen como Epilimnio, Termoclina e Hipolimnio, respectivamente.
Cabe destacar que la estratificación térmica se desarrolla a partir de la primavera y se prolonga hasta fines del
verano, período que coincide con la época de entrega de agua para riego.
Oxígeno Disuelto
En las Figuras 6 y 7 se puede apreciar que el oxígeno disuelto experimentó grandes variaciones durante el ciclo
de llenado - vaciado en ambos embalses.
En el embalse 14 el oxígeno disuelto alcanzaba hasta 2 m. de profundidad, sin embargo al ir entrando al
período de invierno, éste se va reduciendo tanto en las concentraciones como en el alcance en profundidad,
siendo prácticamente nulo entre Julio y Octubre.
En el embalse 24, la concentración de oxígeno disuelto al comienzo del llenado era menor a 1 mg/l y no
traspasaba lo 0.5 m. de profundidad; desde esa fecha y hasta mediados de Octubre sólo fue posible medir
trazas de oxígeno disuelto a nivel superficial. Posteriormente comenzó una oxigenación intensa del embalse
que permitió en Noviembre alcanzar valores sobre la saturación en superficie y traspasar hasta estratos
ubicados a 5 m. de profundidad.
DBO5 (filtrada)
Este parámetro, fue medido en distintos puntos de cada unidad. Para ello se eligieron la entrada, el cuerpo de
agua, y la salida del embalse. En el cuerpo de agua se midió tanto en superficie como en el fondo, en dos
puntos del embalse: el tramo I cercano a la entrada y el tramo II cercano a la salida.
En el Cuadro 1 se presenta un resumen de los promedios mensuales de DBO filtrada en los distintos puntos,
junto con el respectivo valor de la desviación estándar. Cabe destacar que este parámetro se analizó
semanalmente, es decir, los promedios están basados en 4 valores al mes. Notar que no existen diferencias
significativas entre los valores medidos en los tramos I y II en ambos embalses, es decir, el tabique existente
en el embalse 14 no produjo ningún efecto en la concentración de la DBO en la masa de agua, en el sentido
logitudinal, motivo por el cual sólo se muestreó el tramo II a partir de Octubre.
En las Figuras 8 y 9 se han graficado las variaciones de la DBO filtrada a lo largo del período para cada
embalse y cada punto de control. En estas figuras se pueden apreciar las respuestas de los dos cuerpos de
agua ante cargas orgánicas distintas y notar las diferencias de concentración que se manifiestan a nivel
superficial y en el fondo, especialmente a partir de la primavera. Para el caso del embalse 14 se observa que
en el mes de Septiembre comienza una diferenciación muy marcada de ambos valores que alcanza a fines del
período valores de 90 mg/l en el fondo y sólo 10 mg/l a nivel de superficie. En el Embalse 24 este fenómeno
no es tan marcado aunque es posible notar a partir de Septiembre una diferencia en la DBOf en ambos estratos
del embalse.
De este modo, es claro que el tabique ordenador de flujos no produjo efecto en la concentración de DBO en el
embalse una vez que se alcanzan condiciones relativamente homogéneas en la masa de agua, y por lo tanto
no es posible hablar de diferencias en sentido longitudinal; éstas se desarrollan en profundidad y están
condicionadas por los gradientes de temperatura en el cuerpo de agua.
Coliformes Fecales
Al igual que los otros parámetros, los coliformes fecales fueron medidos en los distintos puntos del embalse, es
decir, en la entrada, cuerpo de agua y en la salida. En el Cuadro 2 se presentan promedios geométricos
mensuales para los distintos puntos medidos.
En la Figura 10 y 11 se muestran las variaciones que experimentó este parámetro a lo largo del ciclo en ambos
embalses; la concentración afluente de coliformes fecales fluctuó entre los 106 y los 107 NMP/100 ml. Cabe
destacar que, al igual que con la DBO filtrada, tampoco se observaron diferencias mayores en las
concentraciones de coliformes fecales en los tramos I y II de cada embalse. En relación a la concentración de
coliformes fecales en el embalse, se observó una cierta disminución de los valores hacia el verano y una
diferenciación de los valores medidos en superficie y en el fondo, especialmente a partir de Septiembre.
En el caso del Embalse 14 el valor medido en el fondo fue más bajo que el medido en superficie durante todo
el ciclo, sin embargo, a partir de Septiembre esta diferencia se acrecienta al menos a 1 órden de magnitud.
En el Embalse 24 la diferencia de concentraciones en superficie y en el fondo está bien definida y sólo se
manifiesta a partir de Septiembre, alcanzando en algunas épocas más de un órden de magnitud. Se destaca el
período de Mayo hasta Agosto en el cual las concentraciones son iguales en toda la masa de agua.
En ambos embalses se realizaron pruebas de tipo batch para determinar la constante de decaimiento
bacteriano, obteniéndose los resultados que se resumen en el Cuadro 3. Se observa que los mayores valores
se producen, como era de esperar en la superficie del embalse con una constante Kb = 0.5 d-1, la reducción de
coliformes ocurre incluso en los niveles más profundos, en condiciones anaerobias, con Kb aproximada de 0.15
d-1; la constante global de decaimiento resulta cercana a 0.35 d-1 medida a 20oC, con un coeficiente de
temperatura θ = 1.074.
ANÁLISIS HIDRODINÁMICO
Como se puede observar en el comportamiento de los parámetros mostrados anteriormente, en los embalses
profundos se desarrollan diversos fenómenos que condicionan la mezcla del agua y por lo tanto las
características del efluente. Estos fenómenos, que denominaremos hidrodinámicos, tiene su origen en las
características geométricas de las unidades y en parámetros ambientales como el viento y la temperatura. De
estos tres factores, se ha comprobado que el que tiene mayor relevancia en el comportamiento de un embalse
es la temperatura.
La temperatura define los patrones de flujo dentro de los embalses, así vemos que en épocas de bajas
temperaturas no existe gran gradiente térmico y se desarrolla mezcla completa en las unidades; en períodos
calurosos, el fluido que entra a un embalse sigue una trayectoria de acuerdo a fenómenos como las corrientes
de densidad.
El mecanismo mediante el cual los gradientes térmicos definen los patrones de flujo está gobernado por la
fuerza de gravedad, la cual actúa sobre la masa de los distintos estratos del embalse. En este sentido la
estratificación térmica juega un papel relevante, pues es este fenómeno el cual, mediante la modificación de la
densidad del agua, produce diferencias de peso de las distintas capas de agua y las ubica dentro de la columna
líquida. De esta forma, las capas de mayor temperatura tendrán menos densidad, es decir, menor peso y se
ubicarán cerca de la superficie y los estratos más fríos tienen mayor peso y se ubicarán en el fondo.
Por lo tanto, vemos que cualquier evaluación de la cinética de las reacciones dentro de un embalse o
simplemente del comportamiento físico de estas unidades, debe incorporar las variables hidrodinámicas y no
asumir a priori patrones de mezcla que definitivamente no se producen o se producen durante cortos períodos.
Con el objeto de entender con mayor detalle estos fenómenos derivados de los cambios de temperatura, se
presenta una modelación que describe cualitativa y cuantitativamente el patrón de flujo del fluido que entra a un
embalse profundo y los fenómenos de dilución y sus reacciones.
El fluido que llega al embalse posee ciertas características como su temperatura (o densidad) y su velocidad, lo
que define el flujo que se desarrollará una vez que éste se integre al volumen de agua de la unidad.
Inmediatamente después de ingresar al embalse el régimen está gobernado por las fuerzas inerciales del flujo
que llega, luego se hacen más importantes las fuerzas boyantes que le impone el fluido ambiente y finalmente,
una vez que el peso del fluido se ha igualado a esta fuerza boyante, el fluido se desplaza horizontalmente
impulsado solamente por su momento de inercia.
Para modelar las condiciones observadas en la Planta Santiago Poniente se utilizaron dos modelos típicos:
Modelo de Pluma Vertical y Modelo Jet Boyante. El primero de estos modelo analiza el ascenso del fluido en
un embalse estratificado, incluyendo el fenómeno de mezcla con el fluido ambiente, basado en las ecuaciones
de Navier-stokes en coordenadas cilíndricas para flujo permanente de un fluido incomprensible con
aproximaciones de capa límite, desarrollado por Marcelo García (1994). El modelo conocido como Jet-Boyante
describe el comportamiento de un fluido descargado en un embalse estratificado. Este modelo es similar al
anterior y se apoya en las ecuaciones de continuidad, conservación de la cantidad de movimiento y en las
fuerzas boyantes que impone el fluido ambiente; fue desarrollado por R.E. Featherstone (1984).
De acuerdo a los resultados de la aplicación del modelo jet boyante a los datos obtenidos en la planta Santiago
Poniente, y a la información derivada de los perfiles de temperatura y oxígeno disuelto en los embalses, se ha
determinado el volumen efectivo en cada época del año, éstos resultados se resumen en el Cuadro 4. Por lo
tanto, es fácil ver que los volúmenes involucrados permiten tiempos medios de permanencia entre 9 y 137 días
en el embalse 14, y entre 11 y 152 días en el embalse 24. Los tiempos medios de permanencia (especialmente
entre Octubre y Diciembre), de acuerdo a los antecedentes de literatura, serían adecuados para una reducción
efectiva de los coliformes fecales y se debería esperar un efluente de calidad adecuada para el riego (CF< 103
NMP/100 ml). No obstante, en las Figuras 12 y 13, en que se grafica la concentración de coliformes fecales en
cada embalse en función del tiempo, se observa que el cumplimiento de la norma ocurre sólo en algunos
estratos y durante ciertos períodos.
En el Cuadro 5 se entregan los valores calculados para la concentración de coliformes fecales en los embalses
asumiendo flujo pistón con dispersión y mezcla completa en el volumen de agua activo en los embalses. Se
puede observar que los valores que se obtienen para la constante de decaimiento bacteriano (Kb) son bajos
comparados con valores determinados en otras ciudades de Chile y en otros países, pero consistentes con los
valores obtenidos en la prueba batch (excepto los determinados en el embalse 24 en condiciones de mezcla
completa); ésto podría indicar que las interrelaciones que se desarrollan en la masa de agua en los embalses
profundos no favorecen el rápido decaimiento de los coliformes fecales. Este hecho les restaría utilidad como
unidades para reducción de microorganismos patógenos, excepto para el caso en que se requiera remover
parásitos y helmintos, los cuales no son detectados en el efluente.
La única forma efectiva de obtener reducción de coliformes fecales a los niveles deseados en el efluente de los
embalses sería mediante la operación de éstos en condiciones batch. En efecto, las pruebas realizadas indican
que la ausencia de afluente a los embalses durante períodos de 15 - 20 días permite la reducción de por lo
menos 3 órdenes de magnitud en la concentración de coliformes fecales y por lo tanto sí podrían cumplir su
objetivo de producir un efluente apto para el reuso en riego, además de proveer el pulimiento de aguas servidas
pretratadas.
DISCUSION Y CONCLUSIONES
Los resultados obtenidos en la Planta de Tratamiento Santiago Poniente permiten apreciar algunas situaciones
que ocurren en el tratamiento de las aguas servidas mediante embalses de estabilización; éstos pueden
comportarse como lagunas facultativas en algunos aspectos, pero es claro que el comportamiento difiere según
las condiciones de mezcla en la unidad. Durante los períodos de Primavera y Verano, incluso parte del otoño
no es posible suponer mezcla completa ni condiciones de flujo pistón disperso en los embalses. La temperatura
es el factor que en gran parte condiciona el régimen de mezcla dentro del embalse: durante el Invierno y en
situación de llenado las condiciones son similares a mezcla completa; durante la Primavera - Verano - Otoño
cuando existe efluente, la mezcla es parcial y se desarrollan dos masas de agua de distinta calidad, además de
cortocircuitos superficiales que provocan la salida de efluentes conteniendo un porcentaje de las aguas que
recién han ingresado a la unidad.
La concentración de Coliformes Fecales en el efluente está condicionada por la concentración afluente al
embalse, por los fenómenos de estratificación térmica y por la capacidad de remoción de la unidad. En este
aspecto, la utilización de constantes de decaimiento bacteriano determinadas directamente en estudios batch
entregan resultados optimistas respecto de las concentraciones posibles de obtener en el efluente debido a las
corrientes de densidad y cortocircuitos hidráulicos que generalmente no son considerados durante el diseño.
Por lo tanto, la evaluación simplista de eficiencia en términos de afluente y efluente en unidades de gran
tamaño como las estudiadas puede conducir a errores si no se le da la importancia correspondiente a los
factores que determinan los patrones de flujo en la masa de agua.
Los tabiques flotantes tales como el instalado en el embalse 14 no evitan los cortocircuitos superficiales en
épocas cálidas ni tampoco permiten la formación de dos reactores en serie debido a que poseen ventana
abierta en toda la sección, desde superficie hasta el fondo. Este hecho explica la similitud de las
concentraciones de los parámetros medidos en la masa de agua. Un efecto similar fue descrito por Pedahzur
et al. (1993) en que la remoción bacteriológica no aumentó en eficiencia aun cuando hasta 4 tabiques
separadores fueron instalados.
En relación a la remoción de materia orgánica, los embalses mostraron ser altamente eficientes y
concentraciones en torno a 10 mg/l de DBO filtrada fueron usualmente medidas.
Propuesta de Optimización
En vista de los antecedentes físicos, químicos y bacteriológicos se podría concluir a priori que el efecto del
aumento de la temperatura no es cien por ciento compatible con el objetivo de entregar agua adecuada para
riego. Por una parte la calidad química de los efluentes embalsados se ve favorecida por el fenómeno de
estratificación térmica pues ésta confina en el fondo los valores más altos (peor calidad) y en superficie los
valores mas bajos (mejor calidad), por lo tanto si captamos el agua de los estratos superiores tendremos un
efluente de excelente calidad físico-química, sin embargo, si pensamos en la calidad bacteriológica el efecto
es inverso.
Debido al efecto boyante del embalse, los efluentes que llegan a él ascienden a las capas superiores y no se
mezclan con el resto del volumen alcanzando rápidamente la salida debido a pronunciados "cortocircuitos
superficiales" y por tal motivo, la concentración de coliformes fecales es alta en el efluente.
Este fenómeno, que está condicionado por un agente ambiental externo, no es posible de ser modificado
naturalmente, pero sí podemos usarlo a nuestro favor si hacemos algunas modificaciones de la operación y del
diseño, específicamente de los tabiques flotantes. Por ejemplo si cerramos la abertura actual de los tabiques y
creamos ventanas de comunicación a nivel profundo, o simplemente cerramos completamente estas cortinas y
comunicamos un tramo con el otro con una tubería a nivel constante en el fondo, podremos conseguir crear
dos embalses en serie.
El primero soportaría toda la carga orgánica, con altos valores de DBO y con valores altos de coliformes
fecales en superficie y bajos en el fondo, y el segundo con un afluente de baja temperatura, carga orgánica más
diluida y baja concentración de coliformes fecales que, ayudado por la estratificación térmica impedirá que
asciendan rápidamente hacia los estratos superiores.
De esta forma al captar desde la superficie del segundo tramo se obtendría un efluente de mejor calidad tanto
físico-química como bacteriológica, con posibilidades de alcanzar los estándares para riego.
Agradecimientos
Este trabajo ha sido preparado utilizando parte de la información recabada durante la Asesoría de Puesta en
Marcha e Investigación realizada por el Consorcio TAHAL-IFARLE para EMOS. La preparación de éste no
hubiera sido posible sin el esfuerzo y dedicación del personal de la Planta de Tratamiento de Aguas Servidas
Santiago Poniente.
Referencias
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