Julio
CINCO DÉCADAS CONSTRUYENDO PAIS
Certificado SC 4967-1
Junta Directiva
Periodo 2010 – 2012 Presidente Junta Directiva: Francisco Javier Rebolledo M. Miembros Personales: Freddy Augusto Santiago Molina (p) Juan Pablo Rodríguez Miranda (s) Sector Industrial y Comercial: Carlos Mario González Pavco S.A. José Antonio Camargo Bermúdez American Pipe
Sector de Consultoría y/o Ingeniería: Carlos Fernando Faccini O. Acuatécnica S.A. Sector Servicios Públicos: José Manuel Quevedo W. Concesionaria Tibitoc S.A. E.S.P Diego Bravo Borda Acueducto de Bogotá Sector Universitario: José A. Lizcano Caro Universidad Distrital Francisco José de Caldas
Veedores: Germán Espejo Mejía (p) Geovanis Arrieta Bernate (s)
PERSONAL ADMINISTRATIVO Presidente Ejecutiva Maryluz Mejía de Pumarejo
Asesora Comercial Ivone Peña Castañeda
Gerente Nacional Alberto Valencia Monsalve
Coordinadora de Publicaciones Amanda García García
Unidad de Desarrollo Sectorial Nelson A. Castaño Contreras
Coordinadora de Afiliados Cindy A. Rodríguez Forero
MIEMBROS SECCIONALES Seccional Centro Presidente Luis Alberto Jaramillo Gómez
Seccional Noroccidente Presidente Jaime Laíno Quiceno
Directora Ejecutiva Sandra Constanza Martínez Manrique
Director Ejecutivo Luis Aníbal Sepúlveda
Seccional Occidente Presidente Ing. Edgar Llanos Libreros Directora Ejecutiva Sandra del Mar Sacamanboy Franco
Seccional Costa Caribe Presidente Víctor Téllez Abuabara Director Ejecutivo Oiden Araque Mejía
Diagonal 60 No. 22-20 PBX: (57) (1) 7020900 - 2122010 Fax: (57) (1) 2352389 - 2352569 Email: revista@acodal.org.co – Web site: http://www.acodal.org.co Bogotá. D.C. – Colombia
Co Bi
Consejo editorial Santiago Cardona Gallo Ingeniero Sanitario. Ph.D y M.Sc Ingeniería Ambiental Javier Mouthon Bello Ing. Civil. Ph.D Ingeniería Ambiental Juan Carlos Escobar Rivera Ingeniero Sanitario, MCS Ingeniería Civil (Hidráulica y Saneamiento), Ph.D Ingeniería Civil (Hidráulica y Saneamiento) Andrés Torres M.Sc Hidrología Urbana, Ph.D Hidrología Urbana Álvaro M. Gutiérrez Malaxechebarría Ingeniero Civil Magíster en Ingeniería Civil. Sandra Méndez Fajardo Ingeniera Civil Magíster en Ingeniería Civil Gabriel Saldarriaga Orozco Ingeniero Sanitario Magíster en Ingeniería Ambiental Bibian Ximena García Ingeniera Ambiental y Sanitaria Magíster en Gestión Urbana Juan Pablo Rodríguez Miranda Ingeniero Sanitario y Ambiental Magíster en Ingeniería Ambiental Colaboradores Permanentes: Ingeniero Julián Bedoya, Seccional Noroccidente Ingeniero Ventura Muñoz, Seccional Caribe Ingeniero Luis Francisco Ramírez, Seccional Caribe
Revista de Ingeniería Sanitaria y Ambiental
Coordinador Consejo Editorial Ingeniero Andrés Eduardo Torres Abello M.Sc Hidrología Urbana, Ph.D Hidrología Urbana
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Recepción de Artículos revista@acodal.org.co direccionejecutiva@acodal.org.co eventos@acodal.org.co Editor ACODAL Dirección Mercadeo y Publicidad Abogada: Sandra Martínez Manrique Asistente: Andrea Barrera Agudelo Diseño, Diagramación y Montaje Luz Mery Avendaño Impresión Editorial Gente Nueva
Contenido Presentación............................................3 Efecto de las metodologías de diseño de alcantarillados pluviales urbanos en el costo de las obras Ing. Santiago Villanueva Valencia...................5 Desempeño hidráulico de un modelo de trinchera de retención utilizada como componente del drenaje urbano Andrés Torres; Adriana Lucía Santa M. José Alejandro Quintero ........................... 19 Diseño de ecotechos productivos para poblaciones vulnerables Carolina Forero Cortés; Carlos Devia Castillo; Andrés Torres; Sandra Méndez Fajardo.......... 28 Modelación matemática de procesos y operaciones de aguas residuales – estado de la práctica Lucas Botero, P.E..................................... 37 Evaluación de la calidad del agua de la Bahía de Puerto Padre, Cuba MSc. Gómez D´Angelo Yamiris T.; Lic. Beltrán Jesús; Lic. Martínez Ana Julia; MSc. Regadera Prats Reynaldo..................... 46
Presentación
A
partir de los trabajos presentados y revisados durante el 54° Congreso de ACODAL, de los aportes en diversos temas como resultado de investigaciones nacionales e internacionales, se compilaron los principales artículos presentados en esta primera edición del año 2012 de la Revista de ACODAL. Resaltamos el artículo del trabajo técnico “Efecto de las metodologías de diseño de alcantarillados pluviales urbanos en el costo de las obras”, ganador del Premio Álvaro Pardo Sánchez 2011 y realizado por el ingeniero Santiago Villanueva Valencia, donde se estima el costo del sobredimensionamiento al seguir utilizando el Método Racional en diseños de alcantarillados pluviales urbanos. También se incluyen los artículos de trabajos técnicos: “Desempeño hidráulico de un modelo de trinchera de retención utilizada como componente del drenaje urbano” que pueden adoptarse como técnicas alternativas a la infraestructura de drenaje urbano; “Diseño de ecotechos productivos para poblaciones vulnerables”cuyo sistema multicapa sirve para la propagación de vegetación en una superficie expuesta; sobre métodos de modelación matemática de procesos y operaciones unitarias en proyectos de saneamiento, se presenta el artículo “Modelación matemática de procesos y operaciones de aguasresiduales – estado de la práctica” y “Evaluación de la calidad del agua de la Bahía de Puerto Padre, Cuba”, de colegas colaboradores cubanos. Se incluyó dentro de este número la Ley 1508 de enero 10 de 2012, por la cual se establece el régimen jurídico de las Asociaciones Público Privadas, se dictan normas orgánicas de presupuesto y se dictan otras disposiciones,que invita a evaluar su potencial para el desarrollo de infraestructura en el sector de agua potable y saneamiento, lo cual dependerá de la reglamentación de la misma. Finalmente y como parte de la actividad gremial, seguiremos atentos a las acciones que se adelanten en el Gobierno Nacional a partir de la Estrategia Agua para la Prosperidad y de las actualizaciones del Reglamento Técnico del Sector, que hasta el cierre de esta edición contemplaba las versiones actualizadas de los títulos B –sistemas de acueducto- y F -sistemas de aseo urbano-. Así mismo queremos informarle a nuestros afiliados que como parte de una alianza estratégica, ACODAL estará realizando el documento inicial de buenas prácticas de ingeniería para las instalaciones hidráulicas y sanitarias al interior de la vivienda y un documento propuesta de los temas que se consideren deberían ser de obligatorio cumplimiento. Esperamos que el contenido de la presente revista sea un gran aporte para el conocimiento de todos nuestros profesionales. 3
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Revista de IngenierĂa Sanitaria y Ambiental
Efecto de las metodologías de diseño de alcantarillados pluviales urbanos en el costo de las obras Ganador del Premio Álvaro Pardo Sánchez 2011
Ing. Santiago Villanueva Valencia*
RESUMEN En hidrología urbana el Método Racional ha sido la metodología más utilizada para estimación de caudales de diseño; sin embargo, la aplicabilidad de este método ha sido cada vez más cuestionada, ya que históricamente está limitada al área drenada: Hasta 1300 Ha según las normas EAAB del año 1985, hasta 700 Ha según el RAS 2000, hasta 80 Ha según la norma EAAB NS 85 (vigente), hasta 80 Ha según las normas EEPPM (vigentes), hasta 80 Ha según el proyecto RAS 2010 y hasta 100 acres (40.4 Ha) según el libro “Design and Contruction of Urban Stormwater Management Systems” editado por Water Environment Federation y American Society of Civil Engineers, por mencionar sólo algunas referencias. Este método en el cual se considera que la lluvia se distribuye uniformemente sobre toda la cuenca, que la relación entre la escorrentía y la lluvia es uniforme y que el caudal pico de escorrentía es función directa del área tributaria de drenaje y de la intensidad media durante el tiempo de concentración, genera secciones de diseño muy grandes (sobredimensionamientos) aún en áreas menores a las especificadas anteriormente en comparación con los modelos lluvia escorrentía los cuales consideran entre otros la distribución temporal de la precipitación (si bien la distribución espacial puede ser ignorada para áreas menores a 100 Ha). En el presente documento se pretende determinar el costo del sobredimensionamiento al seguir utilizando el método racional en diseños de alcantarillados pluviales urbanos pequeños o aún al usar hietogramas obtenidos de las idf (método del bloque alterno) para alimentar los modelos lluvia-escorrentía. Palabras claves: Método racional, hietogramas de diseño, modelos lluvia escorrentía. ABSTRACT Rational Method has been the most used methodology to estimate design flows in urban hydrology; however, the applicability of this method has been increasingly questioned, as it has been historically limited to the drained area: Up to 1300 ha according to the rules had EAAB in 1985, up to 700 ha according to the RAS 2000, up to 80 ha EAAB has as standard NS 85 (current), up to 80 ha according to the rules EEPPM (effective), up to 80 depending on the project has RAS 2010 and up to 100 acres (40.4 Ha) according to the book “Design and Construction of Urban Stormwater Management Systems” published by Water Environment Federation and American Society of Civil Engineers, to name just a few references. This method in which is considered the rain is evenly distributed over the entire basin, the relationship between runoff and rainfall is uniform and that the peak runoff flow is a direct function of the tributary area of drainage and the average intensity for time of concentration, generates very large design sections (oversizing) even in areas smaller than those specified above, in comparison with the rainfall-runoff models which consider include the timing of precipitation (although the spatial distribution of it can be ignored for areas smaller than 100 ha). This paper aims to determine the cost of oversizing 5 *
Consultor hidráulico independiente. Email: saviva1961@gmail.com
to continue using the rational design of small urban stormwater drainage systems or even using hyetograph obtained from the idf (Chicago method) to feed the rainfall-runoff models. Keywords: Rational method, hyetograph design, rainfall-runoff models.
Introducción
Revista de Ingeniería Sanitaria y Ambiental
E
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l conocer las metodologías de diseño hidrológico que mejor representan la respuesta hidrológica de una cuenca en estudio será siempre la clave para obtener los diseños óptimos de redes de desagüe, dado que, con caudales más ajustados a la realidad los costos en el dimensionamiento de los proyectos serán los más adecuados. En la actualidad se aplican diferentes metodologías de cálculo para determinar los caudales de diseño de alcantarillados pluviales urbanos; estas metodologías van desde muy simples y con suposiciones robustas como lo es el caso del método Racional hasta llegar a metodologías más sofisticadas que incluyen modelos de infiltración para estimar el caudal de escorrentía directa, tal es el caso de los modelos lluvia escorrentía. Los modelos lluvia escorrentía son en la actualidad la mejor herramienta para el dimensionamiento de las redes de alcantarillado pluvial, pues con el desarrollo tecnológico actual se ha logrado incorporar éstos modelos a paquetes de software amigables que permiten la revisión de gran cantidad de escenarios de funcionamiento en tiempos considerablemente cortos; ejemplo de estos modelos son SWMM y HEC HMS; sin embargo, dichos modelos requieren de información confiable de las características de tormentas para que se pueda llegar al objetivo de obtener los mejores caudales de diseño y por tanto el diseño funcional más económico. Teniendo en cuenta que los estudios de distribución temporal de tormentas que han sido realizados en algunas ciudades y aún en nuestro país (e.g. Bogotá D.C) no presentan hietogramas típicos para lluvias de duración menor a 3 horas, la aplicabilidad de estos se ve truncada cuando existen áreas de drenaje
considerablemente pequeñas cuyos tiempos de concentración son bajos y una lluvia de 3 horas de duración no representa el mayor rendimiento esperado en la cuenca, haciendo que sea utilizado un hietograma sintético o aún el Método racional ante la falta de información, con lo cual se ven incrementados los caudales de diseño y se puede generar sobredimensionamiento. Para abordar esta problemática, se parte de la hipótesis de que es muy costoso ejecutar las obras producto de diseños hechos con el método racional o aún con métodos de lluvia escorrentía alimentados con un hietograma generado a partir de una idf, a cambio de profundizar en investigaciones y análisis de tormentas que permitan determinar hietogramas típicos de diseño para usar en los modelos lluvia escorrentía. Es mejor investigar el comportamiento de las tormentas que seguir sobredimensionando.
Metodología El procedimiento para determinar el efecto de las diferentes metodologías de diseño en el costo de alcantarillados pluviales urbanos consiste en analizar diferentes cuencas urbanas aplicando tres metodologías de diseño, se diseña primero aplicando la metodología tradicional que utiliza el Método Racional para la conversión de precipitación en escorrentía directa; posteriormente, se evalúa el mismo diseño pero utilizando esta vez un modelo lluvia-escorrentía, el cual utiliza modelos físicos de infiltración para determinar la escorrentía directa, y para considerar la precipitación se analiza el diseño de dos maneras: Primero se utiliza como hietograma de diseño el bloque alterno obtenido a partir de las curvas idf de la zona y se evalúa el caudal de escorrentía gene-
rado y en segunda instancia se realiza el análisis de la red pero utilizando ahora el hietograma de precipitaciones obtenido de un estudio particular de análisis de tormentas. Finalmente, basados en los resultados hidráulicos con los cuales se determinan las características finales de cada uno de los diseños (diámetros de tuberías, pendientes, profundidades de excavaciones, etc), se determinan los costos de construcción incluyendo todos los ítems (excavaciones, rellenos, tuberías, pozos, cámaras, etc.) para cada una de las alternativas y se comparan las alternativas entre sí. El proceso de conversión de caudales a costos directos de obra consta de los siguientes pasos: 1. Se realizan curvas que permitan relacionar el costo de construcción de alcantarillados de diferentes diámetros a diferentes profundidades, estas curvas se generan a partir de la información base correspondiente al análisis de precios unitarios relacionados con la instalación de tuberías. 2. Con la ayuda de la ecuación de Manning se establece la relación máxima existente entre el diámetro y el caudal a ser transportado por la tubería para diferentes pendientes (instalaciones). 3. Finalmente, se relacionan los caudales manejados por cada tubería con los costos asociados a los diámetros y se estima el costo del proyecto incorporado al caudal de diseño seleccionado.
Donde: A es el área de la tubería, R es el radio hidráulico de la tubería definido como el área mojada sobre el perímetro mojado, S es la pendiente de instalación de la tubería y n es el coeficiente de rugosidad de Manning. Para una tubería circular llena se tiene que el radio hidráulico es igual a D/4, este valor se reemplaza en la ecuación 1 y se llega a la siguiente expresión, la cual representa el valor de caudal máximo en una tubería circular en función del diámetro:
Con la ecuación 2 se relacionan los caudales de diseño con el diámetro de tubería requerido y conociendo la relación entre el costo de instalación de 1 m de tubería a distintas profundidades, puede obtenerse una familia de curvas de costos por metro lineal de instalación vs caudales de escorrentía. A continuación se describen los métodos utilizados para convertir la precipitación caída en un área en escorrentía directa. Método racional. El caudal se estima mediante la siguiente expresión:
Donde: Q es el caudal m3/s, A es el área de la cuenca en Km2, i es la intensidad de la lluvia mm/h, depende del periodo de retorno y del tiempo de concentración en la cuenca. Su valor se toma de las curvas Intensidad Duración Frecuencia del sitio de estudio (IDF), y C es el coeficiente de escorrentía, adimensional. El coeficiente de escorrentía depende del porcentaje de permeabilidad, de la pendiente y de las características de la superficie. Modelos lluvia - escorrentía. Los modelos lluvia escorrentía permiten obtener el hidrograma de escorrentía directa en la cuenca, para lo cual se establece el hietograma de precipitación efectiva, a través del uso de los modelos de infiltración. Estos modelos se deben aplicar cuando se desee realizar un análisis de flujo no permanente en redes de alcantarillados. Para propósitos de diseño se pueden utilizar los modelos hidrológicos que se encuentran incluidos en programas como el SWMM y el HEC-HMS, los cuales incluyen los modelos de Horton, del Soil Conservation Service, el de Green y Ampt y otros para analizar la infiltración y determinar la escorrentía directa. Características de las cuencas analizadas. Las cuencas analizadas obedecen a diferentes proyectos piloto en los cuales se recolectó información referente a la topología y tormentas de diseño (curvas IDF). En la tabla I se presentan
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las características principales de topología de las cuencas analizadas y en las figuras 1-7 se describen las lluvias asociadas a cada una de las cuencas utilizadas para el estudio. Algunas topologías se aprecian en la figura 8. Estas to-
pologías corresponden al modelo SWMM de los proyectos 3 y 4 presentados en la tabla I. De las cuencas analizadas se destaca la variedad de tamaños, pues como se puede apreciar los tamaños están entre 12.85 ha y 485 ha.
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Tabla I. Principales parámetros morfométricos de las cuencas analizadas
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Nombre del proyecto
Area (ha)
Longitud más larga de flujo (m)
Tiempo de concentración (h)
Intensidad (mm/h)
Coeficiente de escorrentía C (adimensional)
Periodo de retorno (años)
Pendiente promedio de la red (%)
Profundidad promedio de la red (m)
Proyecto 1
485.14
1939
Proyecto 2
12.85
687
0.539
54.48
0.40
TR50
0.06
4.50
0.245
120.08
1.00
TR 5
0.04
1.00
Proyecto 3
91.34
3091
0.366
48.58
0.75
TR 5
0.20
2.00
Proyecto 4 Proyecto 5
119.35
2475
0.275
55.24
0.90
TR 5
0.50
2.00
310.34
3128
0.869
32.80
0.70
TR 10
0.20
3.00
Proyecto 6
47.04
1025
0.235
101.74
0.30
TR 100
2.00
6.00
Proyecto 7
1175
9474
2.632
17.20
0.75
TR 10
0.20
3.50
Figura 1. Hietogramas de diseño utilizados para el proyecto 1. A la izquierda el hietograma obtenido con el método del bloque alterno. A la derecha un hietograma triangular de 1 hora de duración. En la parte inferior el hietograma de 1 hora inferido de un estudio de tormentas.
Figura 2. Hietogramas de diseño utilizados para el proyecto piloto 2. A la izquierda el hietograma obtenido con el método del bloque alterno. A la derecha un hietograma triangular de 1 hora de duración. En la parte inferior el hietograma de 1 hora inferido de un estudio de tormentas.
Figura 3. Hietogramas de diseño utilizados para el proyecto piloto 3. A la izquierda el hietograma obtenido con el método del bloque alterno (es el mismo método de Chicago). A la derecha un hietograma triangular de 1 hora de duración. En la parte inferior el hietograma de 1 hora inferido de un estudio de tormentas.
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Figura 4. Hietogramas de diseño utilizados para el proyecto piloto 4. A la izquierda el hietograma obtenido con el método del bloque alterno. A la derecha un hietograma triangular de 1 hora de duración. En la parte inferior el hietograma de 1 hora inferido de un estudio de tormentas.
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Figura 5. Hietogramas de diseño utilizados para el proyecto piloto 5. A la izquierda el hietograma obtenido con el método del bloque alterno. A la derecha un hietograma triangular de 1 hora de duración. En la parte inferior el hietograma de 1 hora inferido de un estudio de tormentas.
Figura 6. Hietogramas de diseño utilizados para el proyecto piloto 6. A la izquierda el hietograma obtenido con el método del bloque alterno. A la derecha un hietograma triangular de 1 hora de duración. En la parte inferior el hietograma de 1 hora inferido de un estudio de tormentas.
Figura 7 Hietogramas de diseño utilizados para el proyecto piloto 7. A la izquierda el hietograma obtenido con el método del bloque alterno. A la derecha un hietograma de 3 horas obtenido de un estudio de tormentas. Para 3 horas de duración no se suelen utilizar hietogramas triangulares.
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Figura 8. Topología de Proyectos de estudio en SWMM. Arriba a la izquierda el proyecto de estudio 1, área =485.14 ha y a la derecha el proyecto 2, área = 12.85 ha. Abajo a la izquierda el proyecto de estudio 3, área =91.34 ha y a la derecha el proyecto 4, área = 119.34 ha.
Tabla 2. Valores de caudales en cada proyecto y distintos métodos de análisis.
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Caudales pico de escorrentía para distintos hietogramas (m3/s)
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Nombre del proyecto
Área (ha)
H. 1 hora infeH** bloque rido de estudio alterno de tormentas
H. 1 hora triangular
H. 3 horas (90% de probabilidad primer cuartil) estudio de Tormentas
M. racional
Proyecto 1
485.14
8.20
7.90
7.76
No aplica
29.29
Proyecto 2
12.85
3.50
3.15
3.53
No aplica
4.27
Proyecto 3
91.34
7.00
5.80
6.56
No aplica
9.22
Proyecto 4
119.35
11.60
8.64
8.75
No aplica
16.43
Proyecto 5
310.34
15.45
14.52
13.94
No aplica
19.74
Proyecto 6
47.04
3.20
3.00
2.64
No aplica
3.98
Proyecto 7
1175
29.44
No aplica
No aplica
21.94
42.00*
* Este proyecto presentaba un embalse amortiguador. ** H. = Hietograma.
Figura 9. Hidrogramas de respuesta para el proyecto piloto 1, área de 485.14 ha. A la izquierda la respuesta para la lluvia con hietograma de bloque alterno donde el caudal pico es 8.20m3/s. A la derecha la respuesta para la lluvia con hietograma triangular de 1 hora donde el caudal pico es 7.76 m3/s. En la parte inferior la respuesta para el hietograma inferido de un estudio de tormentas donde el caudal pico es 7.90 m3/. Con el método racional el caudal pico es 29.29m3/s (ver tabla 2).
Figura 10. Hidrogramas de respuesta para el proyecto piloto 2, área de 12.85 ha. A la izquierda la respuesta para la lluvia con hietograma de bloque alterno donde el caudal pico es 3.50 m3/s. A la derecha la respuesta para la lluvia con hietograma triangular de 1 hora donde el caudal pico es 3.53 m3/s. En la parte inferior la respuesta para el hietograma inferido de un estudio de tormentas donde el caudal pico es 3.15 m3/s. Con el método racional el caudal pico es 4.27 m3/s. (ver tabla 2).
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Figura 11. Hidrogramas de respuesta para el proyecto piloto 3, área de 91.34 ha. A la izquierda la respuesta para la lluvia con hietograma de bloque alterno donde el caudal pico es 247.15 ft3/s (7.00 m3/s). A la derecha la respuesta para la lluvia con hietograma triangular de 1 hora donde el caudal pico es 231.87 ft3/s (6.56 m3/s). En la parte inferior la respuesta para el hietograma inferido de un estudio de tormentas donde el caudal pico es 204.87 ft3/s (5.80 m3/s). Con el método racional el caudal pico es 9.22m3/s (ver tabla 2).
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Figura 12. Hidrogramas de respuesta para el proyecto piloto 4, área de 119.34 ha. A la izquierda la respuesta para la lluvia con hietograma de bloque alterno donde el caudal pico es 11.60 m3/s. A la derecha la respuesta para la lluvia con hietograma triangular de 1 hora donde el caudal pico es 8.75 m3/s. En la parte inferior la respuesta para el hietograma inferido de un estudio de tormentas donde el caudal pico es 8.64 m3/s. Con el método racional el caudal pico es 16.52 m3/s. (ver tabla 2).
Figura 13. Familia de Curvas comparativas costo vs diámetro. Diferentes profundidades. (Costos año 2007).
Resultados Los resultados de la aplicación de la metodología descrita anteriormente se pueden observar en la tabla 2; de éstos se aprecia que cada metodología aplicada ofrece un caudal diferente, siendo en todos los casos el método racional el que presenta los mayores valores de caudal con relación a los obtenidos a través de modelos lluvia escorrentía. Los resultados de los modelos lluvia escorrentía muestran a su vez que la distribución de la lluvia (hietograma de entrada) condiciona el caudal pico de respuesta de la cuenca, lo cual se evidencia en las diferencias de caudales pico como resultado de la aplicación de una lluvia más concentrada en el centro como es el caso del hietograma obtenido con la metodología del bloque alterno, o la aplicación de una lluvia con una distribución temporal obtenida de un análisis de tormentas como es el caso del estudio realizado por la EAAB en la ciudad de Bogotá D.C o una distribución temporal de precipitación en tormentas típicas como las curvas elaboradas por Huff (1967) o incluso un hietograma triangular. En los casos analizados la escorrentía obtenida
con el hietograma de bloque alterno resultó mayor a la obtenida con la aplicación de los otros hietogramas. Cuando por ejemplo los diseños de los proyectos pilotos 3 y 4 presentados en la tabla 2, son llevados a las curvas de costos vs caudal generadas siguiendo la metodología antes descrita (ver figuras 14), se puede apreciar la variedad de costos directos posibles en los que se podría incurrir dependiendo del caudal de diseño seleccionado. Se aprecia además que los costos asociados al resultado obtenido con el Método Racional siembre se ubican a la derecha de los costos obtenidos con la aplicación de otras metodologías; es decir, siempre corresponden a las alternativas de construcción más caras, dado que los caudales generados con esta metodología son casi siempre los más elevados. En la figura 14, para el proyecto 3 con área de 91.34 ha, pendiente promedio de la red de alcantarillado de 0.2% y una profundidad promedio de colectores de 2.00m, al aplicar los caudales obtenidos de la aplicación de distintas metodologías de diseño (ver tabla 2), y seleccionar la curva correspondiente a dicha
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Figura 14. Curva comparativa costo Vs Caudal, proyecto piloto 3: Pendiente promedio de 0.2% en la red de alcantarillado y profundidad de 2.00m. Proyecto piloto 4: Pendiente promedio de 0.5% en la red de alcantarillado y profundidad de 2.00m. (Costos año 2007). Se pueden construir familias de curvas para cualquier pendiente utilizando la ecuación 2.
profundidad se obtienen los costos asociados a cada alternativa. En este proyecto se tiene un costo aproximado de $2.550.000/ml de tubería para el caudal con hietograma inferido de un estudio de tormentas, $2.620.000/ml para el caudal con hietograma triangular de 1 hora de duración, $2.700.000/ml para el caudal con hietograma bloque alterno y $2.930.000/ml
con método Racional. Finalmente, se presenta la tabla 3 en la cual se consolida el costo por kilómetro expresado en SMMLV en que se incurriría como resultado de la aplicabilidad de cada una de las metodologías analizadas para los 7 proyectos pilotos, y se observa que el método racional supera los costos asociados a la aplicación de los modelos lluvia escorrentía.
Tabla 3. Cuadro comparativo de costos/km de colector para distintas metodologías en SMMLV.
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Costo SMMLV*/Km de colector para cada alternativa de caudal
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H** bloque alterno
H. 3 horas (90% de probabilidad primer cuartil) estudio de Tormentas
M. racional
9914.69
10375.84
-
16140.19
6686.65
2997.46
3458.61
3458.61
-
3919.76
922.30
91.34
5879.64
6041.04
6225.50
-
6755.82
876.18
119.35
5764.35
5879.64
6225.50
-
7147.80
1383.44
310.34
8070.09
8761.82
9914.69
-
10836.98
2766.89
Proyecto 6
47.04
3228.04
2997.46
3458.61
-
3804.47
807.01
Proyecto 7
1175.00
-
-
14295.60
11989.85
18676.50
6686.65
Nombre del proyecto
Área (ha)
H. 1 hora inferido de estudio de tormentas
H. 1 hora triangular
Proyecto 1
485.14
9453.54
Proyecto 2
12.85
Proyecto 3 Proyecto 4 Proyecto 5
*SMMLV= Salarios mínimos mensuales legales vigentes. **H. = Hietograma.
Diferencia Máxima
Conclusiones
lluvia-escorrentía, el hietograma elaborado a partir de la curva idf (bloque alterno) tiende a generar mayor escorrentía directa, dada su configuración, pues casi toda la lluvia cae en un intervalo central muy corto en comparación con la distribución que muestra un hietograma obtenido de un estudio de tormentas particular.
El costo directo de construcción para un colector diseñado aplicando la metodología tradicional (Método Racional), resulta significativamente superior al costo de obra resultante de la utilización de las alternativas elaboradas a partir de los modelos lluvia-escorrentía, debido a la diferencia en los caudales de diseño determinados en cada una de las metodologías y al tránsito de los mismos en la red, ya que esto último no se puede realizar con la metodología tradicional. En la tabla 4 se puede apreciar que con respecto al método lluvia-escorrentía con hietograma proveniente de un estudio de tormentas, el diseño tradicional (Método Racional) resultó tener un costo mínimo entre 1.15 y 1.71 veces más, mientras que el diseño con el método lluvia-escorrentía alimentado con bloque alterno resultó estar entre 1.06 a 1.23 veces más costoso que el diseño hecho con el hietograma proveniente de un estudio de tormentas. La relación entre el hietograma triangular y el hietograma inferido de un estudio de tormentas resultó estar entre 1.03 y 1.15 veces, siendo la menor diferencia presentada. Esto último arroja un dato interesante sobre la aplicabilidad de los hietogramas triangulares puesto que puede servir para representar una lluvia de corta duración inferida de un estudio de tormentas. Con relación a los modelos
Es preferible para las empresas encargadas de la gestión de las redes de alcantarillado aunar esfuerzos en la investigación del comportamiento de las lluvias principalmente en las grandes ciudades, que continuar con el sobredimensionamiento de las redes. Estos esfuerzos se considera deben estar dirigidos a utilizar y analizar la información pluviográfica disponible, que en muchos casos es adecuada para detallar la distribución temporal de las precipitaciones. En las ciudades intermedias y grandes puede contarse con una buena red de pluviógrafos para procesar información y analizar tormentas. Conocer la distribución temporal de las tormentas es relevante para obtener caudales de diseño confiables y obras más económicas. Ahora bien, no solamente la distribución temporal de las tormentas permite optimizar los diseños: También la distribución espacial permite conocer con mucha más certeza el comportamiento del fenómeno lluvia – escorrentía.
Tabla 4. Cuadro comparativo de costos en % para distintas metodologías de diseño. Comparativo de costos en %* Nombre del proyecto
Área (ha)
H. 1 hora inferido de estudio de tormentas
H. 1 hora triangular
H** bloque alterno
H. 3 horas (90% de probabilidad primer cuartil) estudio de Tormentas
M. racional
Proyecto 1
485.14
1.00
1.05
1.10
-
1.71
Proyecto 2
12.85
1.00
1.15
1.15
-
1.31
Proyecto 3
91.34
1.00
1.03
1.06
-
1.15
Proyecto 4
119.35
1.00
1.02
1.08
-
1.24
Proyecto 5
310.34
1.00
1.09
1.23
-
1.34
Proyecto 6
47.04
1.08
1.00
1.15
-
1.27
Proyecto 7
1175.00
-
-
1.19
1.00
1.56
*
En esta tabla se aprecia la relación existente entre el costo mínimo en cada proyecto con relación a los otros costos de las otras alternativas, se puede apreciar por ejemplo que el costo asociado al método racional resulta estar siempre en promedio un 37% más elevado que la alternativa más económica que resultó ser la obtenida con el hietograma inferido de un estudio de tormentas, para 6 de los 7 proyectos piloto revisados con estas dos metodologías, y en el proyecto número 6 resultó ser el hietograma triangular.
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Sin embargo, por la aplicabilidad de este documento (que es para cuencas grandes y pequeñas) no hemos incluido el análisis espacial, aunque vale la pena al menos mencionar que para áreas superiores a 100 hectáreas el factor espacial también comienza a ser digno de ser tenido en cuenta, para mantener la premisa de no sobredimensionar nuestros alcantarillados pluviales. Si se toma como referencia un proyecto pequeño como el ejemplo 2 que tiene apenas 12.85 ha; el costo de la obra (ver tabla 3) con un hietograma adecuado vale 922.35 SMMLV menos que con el método racional. Actualizando este valor al año 2011, equivale a $494 millones menos, que es muy significativo. Para un proyecto mediano, (ejemplos 3 y 4) esta diferencia es del orden de 1130 SMMLV, equivalente a $605 millones, y para un proyecto ur-
banístico grande, la diferencia supera los 2700 SMMLV, equivalente a $1446 millones. Si bien para cuencas grandes está más que justificado un estudio de tormentas para optimizar un diseño, ya hemos demostrado que para cuencas medianas y pequeñas un estudio de tormentas genera un ahorro en costos de obra de entre un 8% y un 23% con respecto al diseño proveniente de la utilización del método del bloque alterno. (En promedio un ahorro del 15%). Para unos costos de obra promedio de 6000 SMMLV/ km con el bloque alterno, el estudio de tormentas ahorraría 900 SMMLV, o sea $482 millones. Con solo dos ó tres proyectos que se construyeran en una ciudad quedaría más que justificado el costo de un estudio particular de tormentas para seguirlo aplicando en muchos proyectos posteriores con muy benéficos resultados.
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Desempeño hidráulico de un modelo de trinchera de retención utilizada como componente del drenaje urbano
Andrés Torres (I.C., M.Sc., Ph.D.)* Adriana Lucía Santa M. (I.C.)** José Alejandro Quintero O. (I.C.)***
RESUMEN Este trabajo buscó contribuir a la caracterización de las trincheras de retención para que puedan adoptarse como técnicas alternativas a la infraestructura de drenaje urbano en ciudades colombianas, a partir de la evaluación del desempeño de un modelo de laboratorio sobre el cual se aplicaron una serie de ensayos hidráulicos. Se logró caracterizar el modelo proponiendo valores de diseño (por ejemplo n de Manning comprendidos entre 0.86 y 1.96, según el tipo de grava utilizada). Adicionalmente, con base en una metodología de superposición de hidrogramas elaborada especialmente, se propusieron valores y parámetros hidrológicos, incluyendo valores característicos de Lag-Time K y de coeficientes de escorrentía C. Se espera que este trabajo facilite la puesta en marcha de este tipo de sistemas como alternativa al sistema de drenaje urbano tradicional. Palabras claves: Trincheras de retención, Inundaciones, Técnicas alternativas a las redes de alcantarillado. ABSTRACT This work intended to contribute to the characterization of retention trenches in order to be adopted as sustainable urban drainage systems in Colombian cities. This was undertaken through the assessment of hydraulic performances of a laboratory model in which a set of hydraulic experiments was applied. The trench model was hydraulically characterized and therefore design values were proposed (for example Manning’s roughness coefficient n between 0.86 and 1.96 varying with gravel type used). In addition, based on a hygrogram superposing methodology specially conceived, hydrologic values and parameters were proposed, including characteristic values of Lag-Time K and runoff coefficients C. It is expected that the results obtained can be useful to the set of these systems as alternative urban drainage techniques. Key words: Retention trenches, Floods, Best management practice
Introducción
H
oy en día, los principales objetivos de los hidrosistemas de drenaje urbano siguen siendo la higiene pública y la pro-
tección contra las inundaciones. Los países desarrollados han logrado estándares adecuados en el cumplimiento de dichos objetivos y por lo tanto, el énfasis en los últimos años ha sido en el desarrollo de medidas de control de con-
*
Grupo de investigación Ciencia e Ingeniería del Agua y el Ambiente, Facultad de Ingeniería, Pontificia Universidad Javeriana. Carrera 7 No. 40 – 62. Bogotá. E-mail: andres.torres@javeriana.edu.co ** E-mail: asanta@javeriana.edu.co *** E-mail: quintero.jose@javeriana.edu.co
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taminación con el fin de proteger el medio ambiente y, en particular, los cuerpos acuáticos receptores como ríos, acuíferos, humedales, etc. (NHC, 2005; Chocat et al., 2007). América Latina no es ajena a esta nueva preocupación, que se hace aún más crítica por el mal uso de los recursos hídricos en la región como resultado de decisiones inadecuadas, falta de regulaciones y mecanismos de implementación, existencia de enfoques sectoriales y resistencia institucional al cambio por parte de los principales organismos públicos (Meganck & Bello, 2002; UNESCO, s.f).
Revista de Ingeniería Sanitaria y Ambiental
Las llamadas Técnicas Alternativas a las redes de alcantarillado han utilizado sistemas naturales de tratamiento como la decantación extensiva (Torres et al., 2008), la filtración a través de los suelos o de otros medios porosos como los pavimentos y trincheras de retención/infiltración o la descontaminación a través de plantas o microorganismos (Hatt et al., 2006; Torres et al., 2011; Le Coustumer & Barraud, 2007; Proton, 2008). Las técnicas alternativas intentan crear espacios que generen el máximo acercamiento posible entre el ciclo urbano y el ciclo natural (sin urbanizar) del agua (Torres A., 2001). Dado lo anterior, tradicionalmente la manera en que se han desarrollado estas técnicas ha sido con base en criterios de eficiencia en cuanto a cantidad, calidad y compatibilidad con los espacios urbanos (Altarejos García, 2007).
20
Una de las técnicas alternativas son las trincheras (de retención o infiltración), frecuentemente utilizadas en lugares donde el espacio es limitado, cuya implementación es recomendada en pequeñas zonas (<2 hectáreas) (EPA, 1999; BMAPC, 1997). Además se ha podido encontrar que dichas estructuras pueden controlar la hidrología natural de determinado sitio, reducir las tasas de caudal pico (por ejemplo reducción de caudal máximo de 99% a 90% según Raimbault & Metois en 1992) y reducir el volumen total de la escorrentía (aproximadamente 40% de reducción del volumen teórico producido por la lluvia a la salida de la trinchera según Ba-
lades et al (1998)), lo que contrasta con aquellas estrategias convencionales de sistemas de tuberías (BMAPC, 1997; Muñoz & Ritter, 2005; Proton, 2008; Altarejos García, 2007). En Colombia, son pocos los estudios relacionados con las técnicas alternativas a las redes de alcantarillado, y claramente son menores las aplicaciones de estas tecnologías: se han realizado estudios sobre el comportamiento hidráulico y de retención de contaminantes (Niño & Lozano, 2003; Torres et al., 2011) de los pavimentos porosos. Adicionalmente, se han realizado propuestas de implementación utilizando combinaciones de estas técnicas (jardines de biorretención, zanjas y franjas filtrantes y pavimentos porosos) y más recientemente sistemas de almacenamiento temporal para disminuir riesgos de inundación y aumentar la calidad del agua (Galarza & Garzón, 2005; Navarro Pérez, 2008). Sin embargo no se han realizado aún estudios para caracterizar desempeños hidráulicos de trincheras de retención de aguas lluvias de escorrentía urbana y por lo tanto no se poseen herramientas de diseño precisas para adoptar dicha solución. Este trabajo buscó contribuir a la caracterización de las trincheras de retención para que puedan adoptarse como técnica alternativa a la infraestructura de drenaje urbano en ciudades colombianas, a partir de la evaluación del desempeño hidráulico de un modelo de laboratorio.
Métodos La recolección de muestras de agua se realizó en tres (3) puntos de la carrera séptima de Bogotá, entre las calles treinta y nueve (39) y cuarenta y cinco (45). Se escogió el sector por su cercanía al Laboratorio de Pruebas y Ensayos de la Facultad de Ingeniería de la Pontificia Universidad Javeriana, donde se realizaron los ensayos de caracterización. Se instalaron dispositivos de recolección con los cuales se almacenó el agua en las calles treinta y nueve (39), cuarenta (40) y cuarenta y tres (43), al occidente de la carrera séptima, y de esa for-
ma conseguir la cantidad suficiente de muestra para el modelo en cada evento lluvioso. Para el cálculo de la longitud de la trinchera que se utilizó en este trabajo, se emplearon los valores obtenidos por Proton (2008) en su tesis doctoral, los cuales se tomaron como punto de partida para la presente investigación. De acuerdo con dichos valores, se adoptó una longitud (L) de 1.9 m para el modelo de trinchera y una sección rectangular con el mismo ancho de base menor que aquel utilizado por Proton (2008), dimensiones: ancho (A): 80 cm y alto (h): 80 cm. El material en el que se fabricó el modelo fue acrílico transparente y lámina metálica para observar mejor el experimento y facilitar las mediciones de los perfiles hidráulicos. De igual forma, la trinchera contó con cuatro reglas distribuidas a lo largo de la cara transparente, con las cuales se midieron las variaciones espaciales de las profundidades del agua en cada instante de tiempo. El caudal de entrada se definió como un impulso hidráulico, es decir un volumen de agua en un tiempo muy reducido, mientras que a la salida, se midió la altura del agua en un recipiente del mismo material que el de la trinchera. Dicho dispositivo contaba con una regla en la parte interior, de tal forma que se midieron las alturas de agua cada diez segundos, lo
que permitió calcular los volúmenes de agua almacenada correspondiente a dicho periodo de tiempo. Una vez obtenidos esos datos, se elaboraron los hidrogramas de salida del modelo para cada evento lluvioso (dos eventos por cada tipo de grava). Empleando tamaños comerciales y de diferentes rangos que caracterizaran mejor el comportamiento hidráulico y ambiental del modelo, se utilizó material poroso con las siguientes dimensiones: material 1: 10 mm a 80 mm (3/8” a 3”), material 2: 20 mm a 80 mm (3/4”a 3”) y material 3: 25 mm a 50 mm (1” a 2”). Lo anterior, teniendo en cuenta también lo utilizado por Proton (2008) en su experimento con un prototipo de trinchera de retención. Para determinar la eficiencia hidráulica del modelo, se realizaron una serie de ensayos en los que se midieron los siguientes parámetros de su comportamiento hidráulico: (i) Se determinó el volumen de entrada de la muestra vertiéndola en el recipiente graduado rectangular de dimensiones: ancho 0.8 m, alto 0.4 m y largo 0.3 m, para una capacidad de 96 litros; (ii) Dicho volumen se volcó sobre la parte inicial del modelo y con el cronómetro se tomó el tiempo que demoraba en desocuparse, esto con el fin de realizar el cálculo del caudal instantáneo de entrada; (iii) Simultáneamente al aforo de entrada, se medían las alturas del
Figura 1. Fotografías del montaje experimental del modelo de trinchera de retención utilizado (izquierda: trinchera antes del llenado con grava, derecha: trinchera después del llenado con grava y detalle de las reglas para la medición de profunfidades).
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perfil en cada uno de los nodos en intervalos de tiempo de aproximadamente 10 segundos, con lo que se logró calcular la evolución temporal de las líneas de energía; (iv) Se realizó el aforo de salida empleando el dispositivo graduado, y tomando las alturas del agua cada 10 segundos.
ning, asociados a cada tipo de grava. Haciendo una comparación con el valor de n igual a 2.7 empleado por Proton (2008) en su tesis doctoral (valores de n entre 1.5 y 3.5), los datos encontrados para n se encuentran dentro de un rango admisible y representativo.
Resultados y discusión
La diferencia temporal (K) para cada evento lluvioso se determinó con el fin de obtener el tiempo de retardo que existe entre el volumen de entrada y el volumen de salida. Estos valores pueden ser utilizados igualmente para propósitos de diseño hidrológico de las trincheras. Se observa de la Tabla No. 1 que los segundos eventos tienen un tiempo de retardo menor que los primeros aguaceros. Aunque no se indagó sobre las razones de este comportamiento, podría pensarse que esta reducción puede deberse a que durante el primer experimento la grava presenta mayor cantidad de material fino, el cual sería lavado y removido, generando una menor resistencia hidráulica, y por lo tanto menores tiempos de retardo medidos durante experimentos posteriores.
Con el fin de realizar la calibración del n de Manning para el modelo de trinchera de retención para cada tipo de grava se realizó un ajuste con base a la relación existente entre el caudal calculado y el caudal medido. La importancia de este ajuste radica en que se intentó encontrar para cada material poroso un n de Manning característico para eventuales propósitos de diseño.
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Al ser el modelo de retención hidráulica semejante a un canal abierto, se podría plantear como hipótesis de diseño una condición de flujo uniforme y estacionario (Chaudhry, 2008), por lo tanto, se empleó la ecuación de Manning: . Para llevar a cabo el proceso de calibración, se hizo variar el n de Manning y los gradientes, hasta que la diferencia entre los caudales medidos y los calculados fuera lo más cercana posible a cero. Los gradientes hidráulicos (S) se variaron con el fin de encontrar el n de Manning calibrado con el cual las alturas de flujo medidas en el laboratorio fueran lo más similares a las alturas calculadas, de tal forma que ocurriera lo mismo para el caudal calculado y el caudal medido.
22
Luego de encontrar el n de Manning asociado a cada tipo de grava, se procedió a encontrar la relación entre el comportamiento del perfil medido en cada tiempo y en cada punto de la trinchera, con el perfil calculado empleando el método del paso directo (Chaudhry, 2008). Se observó que el comportamiento del flujo medido es similar a un perfil M2. A pesar de que existen en algunos casos diferencias en las altura medidas y calculadas, es importante resaltar que ambos perfiles son del tipo M2 y que por lo tanto se asemejan. Teóricamente, un
En la tabla No. 1 se encuentran los valores hallados del coeficiente de rugosidad de Man-
Tabla No. 1 Diferencia Temporal K y n de Manning asociado a cada material y cada evento Tamaño Material Evento Lluvioso n de Manning Lag-Time (K) [s]
Material No. 1
Material No. 2
Material No. 3
10 a 80 mm (3/8” a 3”)
20 a 80 mm (3/4” a 3”)
25 a 50 mm (1” a 2”)
27/05/2010
31/05/2010
10/06/2010
21/06/2010
11/08/2010
19/08/2010
2.62
1.96
1.75
1.33
3.90
0.86
155.90
77.58
35.69
16.25
82.79
64.30
perfil M2 debe tender a la profundidad crítica (Yc) de manera abrupta, lo cual concuerda con la variación espacial de la profundidad calculada (Hc) y mostrada en la Gráfica 1. Aunque la tendencia es similar para la variación espacial de la profundidad medida (Hm), mostrada en la Gráfica 1, no se alcanza a observar que ésta se aproxima a Yc de manera abrupta, lo cual podría deberse a imprecisiones en las mediciones de dicho perfil o al diseño original del modelo físico, ya que no se garantizó que éste correspondiera a un canal hidráulicamente largo (Chaudhry, 2008). Como ejemplo de los resultados obtenidos, en la Gráfica 1 se muestra el perfil calculado y el medido a los 80 segundos para el material No. 3 y evento lluvioso No. 6 (11 de agosto de 2010). Con los resultados obtenidos de los ensayos hidráulicos se llevó a cabo una relación modelosituación real para encontrar valores de diseño. Inicialmente fue necesario tener en cuenta para cada material el hidrograma de entrada y de salida obtenido de los ensayos de laboratorio, el impulso hidráulico utilizado como hidro-
grama de entrada experimental en laboratorio y el hidrograma de salida generado según el material granular empleado fueron utilizados como referencia para generar reglas de diseño hidráulico de la trinchera de retención. Por lo tanto estos hidrogramas de entrada y de salida se utilizaron con el fin de tener un volumen de escorrentía y considerarlo como un volumen unitario en la cuenca de estudio y así extrapolar los resultados obtenidos en el laboratorio a situaciones de diseño. Escogiendo un tramo hipotético de vía de 160 m de longitud, 3.6 m de ancho y pendiente de 0.01 %, y con base en la normatividad vigente en Colombia correspondiente al diseño de sistemas de recolección y evacuación de aguas (RAS 2000 Título D) se tuvo en cuenta el área de drenaje de la cuenca (576 m2), el tiempo de concentración (11 min, 13 min y 13 min, respectivamente para cada material), la intensidad del evento lluvioso (79 mm/h, 76 mm/h y 75 mm/h, respectivamente para cada material), y el caudal de diseño calculado mediante el método racional. Luego de tener el tiempo
Gráfica 1. Perfil medido Vs Perfil Calculado a los 80 segundos - Material No. 3, evento del 11 de agosto de 2010. Hm es la profundidad medida, Hc es la profundidad calculada, Yc es la profundidad crítica y Yn es la profundidad normal
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que demora en escurrir la lluvia desde su punto más lejano hasta la entrada de la trinchera, se determinó a través de la duración de la lluvia la intensidad de precipitación asociada (empleando una curva IDF asociada al sector). Aplicando el método racional (con coeficientes de escorrentía hallados experimentalmente para cada material correspondientes a 0.06, 0.39 y 0.25, respectivamente para la longitud de vía utilizada de 160 m, ver detalle en Tabla No.3), se calculó el caudal de entrada de diseño de la cuenca de estudio para cada material y de esa forma se logró relacionar el hidrograma de laboratorio con el hidrograma de diseño aplicable a situaciones reales, los cuales se muestran en la Tabla No. 2. Tabla No. 2. Caudal de entrada a la cuenca. Material No.
Qentrada (m3/s)
1
0.0126
2
0.0121
3
0.0121
Finalmente, se tiene a manera de ejemplo la Gráfica 2 que muestra el hidrograma de entrada y salida en el laboratorio, el cual se super-
puso a la lluvia de diseño. La idea de tener este tipo de hidrogramas es generar a partir de ellos el hidrograma de salida de la cuenca de estudio a través de una metodología basada en el principio de hidrograma unitario y superposición de éstos. La metodología de cálculo consistió en superponer el hidrograma de entrada de laboratorio al hidrograma de entrada de diseño en función del tiempo, con el fin de estimar en cuánto tiempo el volumen de agua asociado al hidrograma de entrada del laboratorio es igualado por el caudal de entrada de diseño. Después de haber generado el hidrograma de salida de diseño a partir del hidrograma de salida de laboratorio, se determina el tiempo de retardo (K), entre los baricentros de los hidrograma de entrada y salida de diseño, el cual se representa el tiempo de almacenamiento real que puede tener el modelo y se utiliza con el fin de asociar la duración de la lluvia a través de características generales de la cuenca como su longitud. El lag - time (K) se calculó para longitudes totales de trinchera de 100, 130, 160 y 190 metros mediante todo el procedimiento explicado
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Gráfica 2. Hidrograma de Entrada y Salida generado en el laboratorio.
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anteriormente. En la Gráfica 3 se muestra la regresión obtenida para el material No. 1. La relación entre el caudal máximo de salida y el caudal máximo de entrada muestra un índice de escorrentía representativo de la cuenca. Con lo anterior se determinó una relación para coeficientes de escorrentía asociados a los materiales de la trinchera como se muestran en la Gráfica 4, en donde el cálculo de las regresiones fue realizado para longitudes mayores a 190 metros. A manera de síntesis la Tabla No. 3 presenta un cuadro resumen de lag - time (K) y coeficiente de escorrentía para cada material empleado. Gráfica 3. Relación para determinar parámetro K de acuerdo a la longitud de trinchera escogida para el material No. 1.
Gráfica 4. Valores de escorrentía para diferentes longitudes de vía asociados al material No. 1.
Conclusiones Los valores obtenidos para el coeficiente de rugosidad n de Manning propio para cada material ensayado (1.96 para material No. 1, 1.32 para material No. 2 y 0.86 para material No. 3) son propuestos como parámetros de diseño de estas técnicas alternativas. El concepto de continuidad, la calibración del coeficiente de rugosidad y el cálculo de caudal a través de la ecuación de Manning utilizando los coeficientes de rugosidad de Manning antes mencionados arrojaron resultados positivos, ya que el caudal de salida pico simulado estuvo cerca del caudal pico medido: Qc de 0.3111 l/s y Qm de 0.31 l/s para material No. 1, Qc de 0,33 l/s y Qm de 0,37 l/s para material No. 2 y Qc de 0.60 l/s y Qm de 0,60 l/s para mate-
Tabla No. 3. n de Manning, Lag-Time (K) y coeficiente de escorrentía (C) para cada material empleado para la trinchera de retención
n de Manning
K (X es la longitud de la trinchera en metros)
C (X es la longitud de la trinchera en metros)
3/8 a 3
1.96
K=(18.48)x
C=(13.24)x-1.07
20 a 80
3/4 a 3
1.32
K=(19.56)x
C=(478.6)x-1.40
20 a 50
1a2
0.86
K=(19.11)x
C=(7.487)x-0.67
Tamaño Material [mm]
Tamaño Material [in]
Material No. 1
10 a 80
Material No. 2 Material No. 3
25
rial No. 3. Sin embargo es importante recalcar que la relación encontrada entre los datos correspondientes al caudal calculado y caudal medido para los materiales No. 1 y No. 2 fue mayor que la del material No. 3, lo cual estuvo relacionado con el tiempo de medición de los caudales de salida. Los tres materiales mostraron un coeficiente de rugosidad n alto con relación a los n de Manning encontrados en la literatura para canales abiertos. Sin embargo, para la calibra-
ción hecha por Proton en el año 2008 para trincheras de retención trapezoidales y material poroso de 20 mm a 80 mm, el n de Manning es de 2.7 (valores entre 1.5 y 3.5) lo cual indica que para este tipo de técnicas alternativas, los valores de n de Manning calibrados en este trabajo de grado (valores entre 0.86 y 1.96) fueron cercanos a los valores encontrados por Proton (2008). La variación del n de Manning para cada material, dependió principalmente en que entre más fino el material más alto es el valor del n de Manning.
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Diseño de ecotechos productivos para poblaciones vulnerables1
Carolina Forero Cortés (E)* Carlos Devia Castillo (IF, M.Sc.)** Andrés Torres (IC, M.Sc., Ph. D.)*** Sandra Méndez Fajardo (IC, MIC)****
RESUMEN En la búsqueda de reducir la pobreza y mejorar las condiciones de seguridad alimentaria se establecen los techos verdes o ecotechos queson sistemas multicapa para la propagación de vegetación en una superficie expuesta. El objetivo de este trabajo consistió en diseñar e instalarsistemas productivos de techos verdes para familias desplazadas localizadas en el sector Altos de Cazucá, Soacha.El montaje consistió en la siembra de hortalizas para consumo directo en recipientes individuales (botellas de gaseosa recicladas de 3 litros), con soportes para la recirculación, riego y almacenamiento de agua lluvia. Cada techo puede sostener 96 botellas para una capacidad de 288 plantas en 12 m2 de cubierta. Las plantas pueden ser cosechadas en ciclos de 1 y 3 meses dependiendo de la especie. Los resultados fueron la instalación y operación del sistema productivo para poblaciones vulnerables, donde se evidencia un intercambio de saberes entre la comunidad participante, la academia y las organizaciones privadas, sobre elementos climáticos, especies vegetales y materiales, que favoreció los procesos de autogestión y promovió el uso de tecnologías verdes en territorios populares urbanos. Palabras clave: techos verdes, hortalizas, tecnologías verdes, ecología urbana.
Revista de Ingeniería Sanitaria y Ambiental
ABSTRACT
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In the quest to reduce poverty and improve food security conditions are established green roofs or eco roofs. This is a multilayer system for the propagation of vegetation on an exposed surface. The objective was to design and install green roofsproduction systems for displaced families located in Altos de Cazucá, Soacha. This involves the planting of vegetables for direct consumption inindividual containers (bottles recycled 3-liter), support for recirculation, irrigation and storage of rainwater. Each roof can hold 96 bottles for a capacity of 288 plants in
1
Trabajo de grado para optar por el titulo de Ecóloga de la Facultad de Estudios Ambientales y Rurales.Complementario a este artículo se tienen dos más que cubren otros objetivos específicos alcanzados por ésta investigación, los cuales comparten tanto área de estudio como planteamientos teóricos.
*
Ecóloga. Pontificia Universidad Javeriana.Carrera 7 No. 40 – 62. Bogotá. E-mail: deissy.forero@javeriana.edu.co.
**
Profesor Asociado Pontificia Universidad Javeriana. Carrera 7 No. 40 – 62. Bogotá. Director del trabajo de grado. Email: cdevia@javeriana.edu.co.
***
Profesor Asociado Pontificia Universidad Javeriana. Carrera 7 No. 40 – 62. Bogotá. Director del grupo Ciencia e Ingeniería del Agua y el Ambiente, asesor del trabajo de grado. Email: andres.torres@javeriana.edu.co .
**** Profesora Asistente Pontificia Universidad Javeriana. Carrera 7 No. 40 – 62. Bogotá. Integrante del grupo Ciencia e Ingeniería del Agua y el Ambiente, asesora del trabajo de grado.E-Mail: sandra.mendez@javeriana.edu.co.
12m2 of indoor plants which can be harvested in 1 and 3 months cycles depending on the species. The results were the installation and operation of the production system for vulnerable populations, which showed an exchange of knowledge between the participating community, academia and private organizations on climatic,plants and materials aspects, which facilitated and promoted self-management processes for the use of green technologies in popular urban areas. Key words: green roofs, vegetables, green technology.
Introducción
L
os ecotechos, techos verdes, cubiertas ecológicas, cubiertas ajardinadas o verdes son un sistema de techo multicapa que permite la propagación de la vegetación en una superficie expuesta, al tiempo que garantizan la integridad de las capas inferiores y la estructura de la vivienda (Gutiérrez, 2008). Existen cubiertas extensivas e intensivas: las primeras se refieren a un espesor de 5 cm a 15 cm, poco mantenimiento y plantas generalmente herbáceas, mientras que las segundas requieren de 20 cm a 90 cm, utilizan plantas grandes, como arbustos o árboles y requieren de mayor mantenimiento (Berndtsson, 2010). Para el estudio se seleccionaronlas cubiertas extensivas, como resultado de las necesidades y recursos económicos y físicos con los que se contaban. Las viviendas de interés prioritario, cuyo valor máximo no supera los 70 Salarios Mínimos Mensuales Legales Vigentes ��������������������� (Bedoya, 2009), establecidas en estrato 1, son el escenario para establecer los ecotechos. Éstos prestan una serie de beneficios directamente a los habitantes a partir del uso de agua lluvia, la oferta de alimentos a las familias participantes así como potenciales ingresos generados por los cultivos (Gill et al., 2007, Gaffin et al., 2009) y la atenuación térmica al interior de las viviendas, ya que el municipio de Soacha es un enclave de poca lluvia, donde la temperatura promedio es de 14°C, sin embargo al interior de las viviendas la temperatura media puede llegar a más de 30ºC. A nivel comunitario los beneficios están asociados principalmente a la atenuación de la escorrentía superficial, captura de car-
bono y reducción del efecto albedo contribuyendo a la lucha contra el cambio climático, así como la habilitación de nichos para fauna asociada como aves e insectos. Adicionalmente se aprovechan espacios no utilizados (techos o tejados), se reúsan residuos sólidos (botellas pet, canecas y tubos), se habilitan espacios de integración comunitaria y hay rescate del saber local de acuerdo con las experiencias de vida de quienes participan, personas que han estado en situación de desplazamiento de áreas rurales y tienen conocimientos respecto al manejo de cultivos. La tecnología propuesta favorece el desarrollo sostenible de las comunidades disminuyendo su condición de vulnerabilidad e incorporando valores para nuevas ciudadanías, por medio de la habilitación de espacios de integración comunitaria y fortalecimiento familiar, diálogo intergeneracional, recuperación e intercambio de saberes “Aprender haciendo”, a fin de contribuir a la autonomía de la comunidad alrededor de las iniciativas productivas (autoconsumo y venta de excedentes). El objetivo general delestudio fue diseñar cubiertas verdes productivas en viviendas de estrato uno ubicadas en el Sector Altos de Cazucá del municipio de Soacha, Cundinamarca (Colombia). Los objetivos específicos corresponden a: i) Caracterizar los techos de las viviendas (capacidad de carga, pendiente o inclinación, materiales utilizados, forma de la superficies,etc.) para establecerlas condiciones del montaje de cubiertas verdes; ii) Formular un sistema de manejo de aguas lluvias; iii) Implementar sistema de cubiertas o ecotechos. Para ello fue necesario revisar fuentes de
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información secundaria y realizar un trabajo de campo correspondiente a la toma de datos en el sitio para justificar la viabilidad del proyectoen términos estructurales, ambientales, sociales y económicos. Los ecotechos aportan a la solución de las problemáticas que actualmente asume la humanidad como el aumento de las urbanizaciones con acumulación sucesiva de déficits de servicios en infraestructuras urbanas y falta de vegetación (Berndtsson et al., 2009), concentrado en las periferias de las ciudades principales, generando desequilibrio socioeconómico y ambiental (Gutiérrez, 2008 y Zorraquino, 2008).
Revista de Ingeniería Sanitaria y Ambiental
Estudios han mostrado la declinación del rendimiento global de alimentos, generando demanda de tierra y aumento en el precio de éstos (Ibáñez, 2009; Rozo, 2008). Como consecuencia se obtienen poblaciones vulnerables carentes de recursos económicos, que no les permiten cultivar ni adquirir alimentos (Atehortúa, 2007), como tampoco poseer tierras fértiles adecuadas para ello (Gutiérrez, 2008).
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El desplazamiento de estas poblaciones hacia las periferias de las grandes ciudades ha estado aumentando progresivamente, debido a la falta de apoyo a los sectores agrícolas por parte de los organismos gubernamentales, así como la situación de conflicto y violencia; por lo tanto, hoy en día existenmayores problemas de seguridad alimentaria y pérdida de mano de obra en el sector rural, trayendo como consecuencia la importación de alimentos y mayores costos de vida en los territorios populares urbanos (Zorraquino, 2008). En Colombia, 7,4 millones de personas viven con menos de $2.212,66 pesos/día (EE.UU. $1.25/day), impidiendo satisfacer sus demandas de un alimento básico, “más de 800 millones de habitantes en el planeta no tienen cómo suplir sus necesidades básicas” planteamiento hecho por (Garces, 2008).Hombres y mujeres llegan a vincularse a un entorno citadino, huyendo de necesidades
económicas o víctimas de la violencia (Méndez y otros, 2005) encontrándose con pocas oportunidades laborales dignas. Por otro lado, la degradación del medio ambiente como consecuencia de la industrialización y el aumento de la temperatura generan cambios climáticos a escala global (Kowalczyk, 2011, Atehortúa, 2007). Estos cambios afectan directamente el clima local, especialmente algunas partes de la ciudad(Alexandri and Jones, 2008) aumentando la frecuencia de los eventos de precipitación como lo expresan Arnell,1999 y Bates et al.,2008 en (Berndtsson, 2010). Lo anterior da lugar al exceso de aguas de escorrentía sobre superficies duras e impermeables típicas de las ciudades densamente pobladas (Gutiérrez, 2008) generando destrucción del hábitat natural, proliferación de escombros, residuos sólidos y contaminación visual (Minke, 2004). Ante estos hechos, se hace necesario plantear nuevas alternativas para superar o minimizar esta situación. Una de estas soluciones son los sistemas productivos de ecotechos o techos verdes utilizados como técnicas pasivas las cuales, junto con otras acciones de mitigación y manejo hidrológico, pueden hacer frente a problemas específicos del entorno urbano (Kosareo & Ries, 2007) generando igualmente cambios en los paradigmas del diseño y la construcción (Berndtsson y otros, 2009), ya que promueven una imagen ambiental y fomentan soluciones locales con beneficios ambientales y socioeconómicos potenciales para la sociedad (Berndtsson y otros 2006). La presente investigación busca contribuir a la profundización en el conocimiento de la temática de techos verdes o greenroofs como indicadores de tecnologías ecológicas e innovadoras, constituir un sistema productivo que propicie las condiciones de habitabilidad y sea autogestionado por las familias participantes en territorios populares urbanos.
Metodología Área de estudio. El estudio fue realizado en el municipio de Soacha, Cundinamarca (Colombia) (ver Figura 1), perteneciente a la cuenca alta del río Bogotá y subcuenca del río Soacha (Rozo, 2008). Se encuentra en las siguientes coordenadas: latitud N 04º 35’ 14” y longitud W 74º 15’ 17”. Presenta una temperatura promedio de 14°C (temperatura máxima de 23°C y mínima de 8°C) y una precipitación media anual de 698 mm, con una distribución de lluvias en dos periodos definidos, de abril a julio y de octubre a diciembre (Sitio oficial de Soacha Cundinamarca, 2011). El área urbanizada de Soacha, según Pérez en estudios realizados en el 2004, está divida en usos comerciales, explotación de canteras y equipamientos industriales. En cuanto a las características socio culturales, el sector de Altos de Cazucá ha representado un fuerte proceso de ocupación ilegal en tierras, produciendo dinámicas de apropiación y comercialización del suelo por los denominados terreros (grupos de pobladores foráneos o habitantes de la zona que han capitalizado las áreas desocupadas
del sector) quienes realizan adecuaciones en los terrenos para luego venderlos a las familias que van ingresando a la zona por situación de desplazamiento (Pérez, 2004). Materiales y métodos. Se revisaron fuentes de información secundaria,se realizaron salidas de campo al área de estudio con el fin de identificar la viabilidad de la investigación. Se realizó también un taller con estudiantes y profesores de la carrera de Diseño Industrial de la Pontificia Universidad Javeriana a fin de intercambiar ideas acerca del diseño operativo frente a los materiales e infraestructuras posibles. Luego, para dar cumplimiento al diseño y la implementación de los techos verdes, se desarrollaron las siguientes actividades: 1. Acercamiento y presentación de la propuesta a las personas del sector de Altos de Cazucá interesadas en el proyecto, tanto a los propietarios de las viviendas, como a las entidades que apoyarían el desarrollo del mismo. 2. Caracterización de los techos de las viviendas seleccionadas, con especial referencia a su capacidad de carga, inclinación, altura
Figura 1. Ubicación del barrio La Isla baja (Sector Altos de Cazucá-Municipio de Soacha-Cundinamarca). (Fuente: Adaptado de googleearth.com)
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y características funcionales para el soporte de las cubiertas verdes. Se aclara que el sistema propuestopara el sistema productivo de techos verdes tiene una vida útil de 2 años, por la durabilidad de los materiales. 3. Identificación de contenedores para soportar sustratos y plantas a cultivar, determinación de tipo de sustratos y especies vegetales, en función de los limitantes estructurales del techo. Se definieron los siguientes tratamientos, privilegiando su uso en alimentación: i) lechuga (Lactuca sativa) y rábano (Rhaphanussativus), ii) cebolla larga (Alliumfistulosum), cilantro (Coriandrumsativum) y lechuga (Lactuca sativa) y iii) espinaca (Spinacaoleracea) y perejil (Petroselinumcrispum).
Resultados 1. El conjunto de actividades realizadas con la comunidad por medio de las visitas de campo permitió dimensionar los beneficios que se tendrían del ecotecho y elegir tresfamilias para la implementación con el apoyo de varias entidades públicas y privadas. 2. Se caracterizaron los techos de las viviendas participantes en el proyecto. Éstos corresponden a tejas de fibrocemento, onduladas, con una inclinación de 30% y una capacidad de carga de 20 kg/m2, cuentan con un área efectiva de 24 m2 de los cual sólo se utilizaron 12 m2. 3. Se identificó como mejor opción para los contenedores de plantas el uso de recipientes individuales, botellas plásticas de pet de 3 L, que se adecuaron realizándoles 3 orificios de 7cm x 10 cm y tres perforaciones de 0.5 cm de diámetro a 5 cm de la boquilla de la botella para el drenaje del agua. Se ubican sobre las tejas sin conectarse entre sí para facilitar su manipulación (Figuras 2, 3 y 4) (C. Berndtsson, 2010), el acceso a éstos recipientes se facilitó ya que los integrantes de las familias participantes tienen como ocupación el reciclaje (Figura 5).
Revista de Ingeniería Sanitaria y Ambiental
4. Definición de ajustes tecnológicos para losrequerimientos de manejo: número y forma de distribución de los contenedores, permitiendo optimizar la capacidad de carga del techo, forma de drenaje de los recipientes y suministro de agua optimizando el uso del recurso hídrico. En este aspecto es importante anotar que la demanda de este sistema tiende a ser 50% menor que el de los sistemas productivos tradicionales por la eficiencia en el uso del agua debido a los contenedores y la recirculación del agua de precipitación.
5. Instalación del sistema productivo de cubiertas verdes.
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Figura 2. Vista lateral del sistema Productivo de ecotechos. (Fuente: elaboración de los autores).
Figura 3. Área total de la cubierta y manejo del sistema de ecotechos. Fuente: elaboración de los autores.
Figura 4. Diseño del contenedor vista lateral y frontal en detalle. Fuente: elaboración de los autores.
Figura 6. Adultos, jóvenes y niños participantes siembra (Mujeres representantes de familia y sus hijos). Fuente: elaboración de los autores.
Figura 5. Madres realizando la adecuación de las botellas. Fuente: elaboración de los autores.
El sustrato fue una mezcla entre tierra negra y cascarilla de arroz (relación 2:1 ) la profundidad del sustrato mínimo para el crecimiento de las plantas se obtuvo basado en los contenedores utilizados (Figura 6)������������������������������������������� (Getter y otros, 2007)��������������������� .) Las plantas utilizadas son de baja demanda de nutrientes, raíces poco profundas y rápido crecimiento. En este sentido se seleccionaron siete especies diferentes, distribuidas en tres tratamientos: i) lechuga crespa (Lactuca sativa) y rábano (Rhaphanussativus), esta combinación es generalmente utilizada por las sustancias alelopáticas del rábano para
combatir las plagas que atacan la lechuga, ii) cebolla larga (Aliumfistulosum), cilantro (Coriandrumsativum) y lechuga lisa (Lactuca sativa) y iii) espinaca (Spinacaoleracea) y perejil (Petroselinumcrispum) vivienda 3. Se recomienda investigar otras combinaciones que generen un aporte alimentario en la dieta de las familias participantes.
Cabe resaltar, que las asociaciones de cultivos, cultivo múltiple o sistemas de policultivos son sistemas en los cuales dos o más especies vegetales se plantan con suficiente proximidad espacial, para dar como resultado una competencia interespecífica
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Figura 7. Combinaciones de especies 1) lechuga crespa (Lactuca sativa) y rábano (Rhaphanussativus) 2) cebolla larga (Alliumfistulosum), cilantro (Coriandrumsativum) y lechuga lisa (Lactuca sativa) 3) espinaca (Spinacaoleracea) y perejil (Petroselinumcrispum) .Fuente: elaboración de los autores.
o complementación biológica (Figura 7). En Cuba, utilizan las asociaciones de cultivos para la agricultura urbana, debido a que es necesario aprovechar al máximo el espacio y realizar una producción de hortalizas sobre sustratos orgánicos (Hernández y otros, 2010).
Revista de Ingeniería Sanitaria y Ambiental
4. Así mismo, se calculó el máximo peso que alcanza una botella con el sustrato saturado y las plantas con el máximo tamaño (2 Kg), de esta manera, se definió el número de recipientes posibles, para las condiciones de resistencia de la estructura eran 96 recipientes con tres orificios es decir 288 plantas por cada tratamiento.
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5. Previendo la necesidad de una fuente permanente de agua para las plantas se identificó la necesidad de establecer un sistema de riego por goteo, ejecutando un procedimiento para la recolección de agua lluvia y adecuaciones del terreno (Figura 8), con el fin de no utilizar riego adicional, sino recircular el agua lluvia para el crecimiento de las especies. Para ello fue necesario utilizar una caneca reciclada de 15 L, la cual fue ubicada en el caballete del tejado de la vivienda con una malla que sirve como filtro para la recirculación del agua sin elementos que puedan afectar el paso de éstapor los microtubos. Con el uso de tubos de PVC ½ pulg y microtubos se suministra el agua para cada uno de los contenedores de manera específica.
Figura 8. Recolección, almacenamiento y adecuaciones del terreno para hacer manejo de aguas lluvia.
Teniendo en cuenta que el sistema de riego se localiza en una pendiente inclinada del 30%, se utilizan siete llaves de paso o válvulas para regular la presión y garantizar el suministro homogéneo de agua en todos los recipientes. La recolección y almacenamiento del agua se realizó por medio de una canaleta de 3 m en fibra de vidrio y un tanque de 250 L por vivienda para cubrir las demandas hídricas de las especies utilizadas. Siguiendo las recomendaciones de Herrera, 2011, los materiales utilizados para techos verdes deben ser livianos, resistentes y de fácil de manejo (Figura 9). Como resultado final práctico se obtuvo el diseño e instalación del sistema productivo de ecotechos que es diferente para las tres viviendas por el tipo de plantas, aunque la geometría de la edificación y los materiales utilizados sean iguales (Figura 10) (Li et al., 2010). Cabe re-
financiado por entidades públicas y privadas, con asesoría y seguimiento de la academia.
Conclusiones
Figura 9. Vista en planta del diseño e implementación del sistema productivo de ecotechos. Fuente: elaboración de los autores.
saltar que se realizaron ajustes y adecuaciones del terreno para poder organizar el sistema de manera efectiva, las adecuaciones de terreno se refieren a los espacios adaptados para colocar los tanques de almacenamiento de agua, las canales y de más elementos necesarios para la operatividad del sistema. Los tratamientos propuestos respondieron a contextos de la realidad biótica del lugar (precipitación y temperatura), características físicas de las viviendas, los tipos de resistencia de la estructura,características de las cubiertas y situación económica de los dueños de las casas (mínimo capital para invertir). El sistema tiene un costo aproximado de $ 88.000 m2incluyendo los materiales, insumos, mano de obra de la comunidad, proceso de formación en el tema de agricultura urbana y educación ambiental. Las familias pueden acceder vinculándose al programa productivo y educación ambiental que desarrolla la Fundación Catalina Muñoz,
• A partir deltrabajo realizado se identificó que es posible la implementación de techos verdes en este tipo deviviendas, lo que permitiría obtener los beneficios ambientales, sociales y económicos que este sistemaproductivo ofrece. Así mismo se encontró que realizando ligeras adecuaciones tecnológicas en lasviviendas, en lo que concierne al reforzamiento estructural de la cubierta es posible incrementarsustancialmente el cubrimiento del techo y por consiguiente los beneficios asociados de éstos. • Las ventajas con el sistema propuesto fueron: el aprovechamiento de materiales, la posibilidad de ser fabricado por personas de la comunidad en poco tiempo, la facilidad para reparar y la oportunidad de potencializar las cualidades humanas de los niños, jóvenes y adultos participantes, a partir de un proceso de diálogo y cooperación permanente, a partir de las particularidades locales que pueden ser proyectadas a lo regional y lo global. • Es necesario identificar un lugar, un espacio, un territorio en específico, en el que se puedan ensayar y consolidar procesos de sostenibilidad, con una visión articulada interdisciplinariamente, que permita intercambiar los múltiples saberes y la reintegración de las ciencias para tener una construcción colectiva.
35 Figura 10. Sistemas actuales de ecotechos productivos (2011). Fuente: elaboración de los autores.
Agradecimientos A la Pontificia Universidad Javeriana, Fundación Semillas de Amor y Alegría, Fundación Ca-
talina Muñoz , Jardín Botánico de Bogotá y a las familias participantes del proyecto por su compromiso y apoyo.
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Modelación matemática de procesos y operaciones de aguas residuales – estado de la práctica
Lucas Botero, P.E., BCEE*
RESUMEN La modelación matemática de procesos y operaciones unitarias en proyectos de saneamiento utilizando simuladores se ha convertido en una herramienta muy valiosa en el diseño, optimización, mejoramiento y operación de sistemas de tratamiento de aguas residuales. Este artículo presenta algunas de las ventajas de su uso, hace una comparación entre las guías de diseño tradicionales y los procesos de simulación y presenta ejemplos específicos de su aplicabilidad. Palabras clave: Modelación, procesos biológicos, CFD.
Introducción
L
a modelación matemática de procesos y operaciones unitarias de aguas residuales se ha convertido en un elemento muy importante en el desarrollo de proyectos de saneamiento, debido principalmente a los requerimientos cada día más estrictos y las necesidades de las entidades encargadas de proveer y desarrollar proyectos de saneamiento de manera muy eficiente. La modelación de aguas residuales emplea un conjunto de herramientas para ayudar y apoyar la toma de decisiones necesarias durante procesos de desarrollo de proyectos nuevos, proyectos de ampliación o mejoras en plantas existentes. Para que la modelación sea una herramienta eficaz, debe proporcionar a los ingenieros de proceso y gestores de proyectos con análisis e información valiosa que no estarían disponible con métodos
de diseño tradicionales y de una manera clara, oportuna y eficaz (Dold, 2010). La modelación matemática en la actualidad se utiliza para los siguientes propósitos: (1) predecir el comportamiento de un conjunto de procesos y operaciones unitarias (predicciones de calidad del efluente, de sólidos o gases), (2) realizar un balance mucho más real del sistema ya que se incluyen las interacciones entre los diferentes procesos y operaciones, (3) ayudar en el proceso de selección del tamaño y configuración de los reactores y operaciones unitarias, (4) hacer evaluaciones de la capacidad de las configuraciones de tratamiento, (5) proyectar los requerimientos de transferencia de oxígeno, (6) estimar la producción de lodos, (7) evaluar las interacciones entre el líquido y los trenes de sólidos del tratamiento, (8) evaluar escenarios de operación para obtener las
37 *
CDM Smith. Email: boterol@cdmsmith.com
estrategias de control, (9) realizar modelaciones exhaustivas para obtener una amplia gama de condiciones de prueba que, al contrario del mundo real, permiten llevar el sistema al límite sin ningún tipo de sanciones o problemas operativos, (10) ahorrar tiempo y dinero: la simulación del funcionamiento de la planta de tratamiento de aguas es menos costosa y más rápida que hacer pruebas de sistemas reales a escala piloto o real, y (11) realizar un análisis rápido de sensibilidad. De todas maneras, el objetivo más importante de la modelación matemática en el ámbito de desarrollo y gestión de proyectos de saneamiento, es asistir al ingeniero de procesos en el suministro de soluciones de ingeniería basadas en la ciencia, que cumplan con los objetivos del tratamiento, minimizando los costos del proyecto tanto de capital como de operación y mantenimiento.
Revista de Ingeniería Sanitaria y Ambiental
Modelos actuales
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Un modelo se define tradicionalmente como un conjunto de ecuaciones que se resuelven a través de un proceso de simulación. Algunos ejemplos de estas ecuaciones incluyen crecimiento y decrecimiento bacteriano, sedimentación y espesamiento de licor mixto, digestión anaeróbica, etc. El contexto de este artículo asume la utilización de modelos para representación completa y representativa de procesos en aguas residuales, lo cual solo se obtiene sila gran mayoría de procesos que ocurren en aguas residuales son tenidos en cuenta simultáneamente y con la capacidad de incorporar
el tiempo como una variable adicional (modelos dinámicos). A manera de ejemplo simple, se expone lo que ocurre en un reactor anaeróbico, donde se incorporaría el conjunto de degradación anaeróbica de las 4 poblaciones (2 acidogénesis y 2 metanogénesis), el modelo de pH, etc., todo integrado en un solo modelo. Indudablemente, el desarrollo de los modelos de la International Water Association (IWA) de procesos de lodos activados (ASM 1, 2, 2d, y 3) y de procesos anaeróbicos (ADM 1) ha sido determinante en el desarrollo de la modelación matemática de aguas residuales, y su integración junto con el desarrollo de otros modelos como el de sedimentación y espesamiento de licor mixto, o el desarrollo de los modelos de comportamiento de procesos de medio fijo, representa el estado de la práctica actual en este tema.
Actualidad de la modelación Los programas de computación existentes para la modelación de procesos de aguas residuales, ofrecen muchas opciones en cuanto a modelos de ciertos procesos. Debido a la amplia gama de modelos existentes, este artículo se limitará a describir principalmente los modelos asociados con el proceso de lodos activados en medio suspendido, como punto de referencia, pero se puede ver que de igual manera ya se han desarrollado modelos para otros procesos. La Tabla 1 provee una descripción generalizada de los modelos para procesos de lodos activados en medio suspendido, disponibles en los simuladores de aguas residuales más conocidos.
Tabla 1. Comparación de procesos en diferentes estructuras de modelos de lodos activados en medio suspendido ASM1
ASM2d
ASM3
ASDM
1
Mantis2
Crecimiento y decrecimiento de biomasa heterotrófica de organismos que no acumulan fosfato Almacenamiento Aeróbico de sustrato fácilmente biodegradable
Incluido
Incluido
Almacenamiento Anóxico de sustrato fácilmente biodegradable
Incluido
Incluido
Crecimiento aeróbico de biomasa heterotrófica no acumuladora de fosfato
Incluido
Incluido
Incluido
Incluido
Incluido
Crecimiento anóxico de biomasa heterotrófica no acumuladora de fosfato
Incluido
Incluido
Incluido
Incluido
Incluido
Fermentación (realizado en condiciones anaerobias por heterótrofos que no acumulan fosfato)
Incluido
La decadencia de la biomasa heterotrófica no acumuladora de fosfato
Incluido
Incluido
Incluido
Incluido
Incluido
La respiración de materia orgánica almacenada por los heterótrofos que no acumulan fosfato
Incluido
Crecimiento y decadencia de biomasa autotrófica Crecimiento de biomasa autotrófica (nitrificación)
Incluido
Incluido
Incluido
Incluido
Incluido
Decadencia de masa autotrófica
Incluido
Incluido
Incluido
Incluido
Incluido
Crecimiento y decrecimiento de biomasa heterotrófica de organismos que acumulan fosfato Almacenamiento de material de almacenamiento interno por heterótrofos que acumulan fosfato
Incluido
Incluido
Almacenamiento aeróbico de polifosfato por heterótrofos que acumulan fosfato
Incluido
Incluido
Almacenamiento anóxico de polifosfato por heterótrofos que acumulan fosfato
Incluido
Incluido
Crecimiento aeróbico de heterótrofos que acumulan fosfato
Incluido
Incluido
Crecimiento anóxico de heterótrofos que acumulación fosfato
Incluido
Incluido
Decadencia / lisis de organismos que acumulan fosfato
Incluido
Incluido
Lisis de material de almacenamiento interno de la célula
Incluido
Incluido
Lisis de polifosfato almacenado
Incluido
Incluido
Organismos Metilotróficos Anóxicos Crecimiento anóxico de metilótrofos
Incluido
Decadencia anóxica de metilótrofos
Incluido
Procesos de Hidrólisis Hidrólisis aeróbica del sustrato lentamente biodegradable
Incluido
Incluido
Incluido
Incluido
Incluido
Hidrólisis anóxica del sustrato lentamente biodegradable
Incluido
Incluido
Incluido
Incluido
Incluido
Hidrólisis anaeróbica del sustrato lentamente biodegradable
Incluido
Incluido
Amonificación del nitrógeno orgánico soluble
Incluido
Incluido
Incluido
Hidrólisis del nitrógeno orgánico
Incluido
Incluido
Incluido
Hidrólisis de fósforo orgánico
Incluido
Precipitación de fosfato férrico
Incluido
Disolución de fosfato férrico
Incluido
Transformación por adsorción o floculación de materia orgánica coloi dal a partículas de materia orgánica (espontánea)
Incluido
Asimilación por desnitrificación del nitrato o nitrito en amoníaco para síntesis biológica
Incluido
Precipitación de Metales
Otros
ASM: Activated Sludge Models – Modelos de Lodos Activados 1. Modelo del simulador comercial Biowin®, de Envirosim. 2. Modelo del simulador comercial GPS-X, de Hidromantis
39
Tabla 2. Modelos de Sedimentación y Espesamiento Unidimensionales Basado en la teoría de flujo de densidad subdividida en múltiples capas Basado en la teoría de flujo de densidad subdividida en múltiples capas Multidimensionales Resuelve las ecuaciones de masa, momento, y energía de Navier-Stokes Mecánica de Fluidos Computarizada Subdivide la región del fluido en pequeños volúmenes de control (CFD) Utiliza modelos de turbulencia RMS (Reynolds Stress Model) Vesilic Modificado1 Exponencial Doble1
1. Usualmente pueden incluir reacciones biológicas basadas en los modelos descritos anteriormente.
En cuanto a sedimentación, espesamiento y otras operaciones unitarias, en la actualidad se manejan dos corrientes para su modelación matemática que son: los modelos unidimensionales o los modelos de dos o más dimensiones (multidimensionales). La Tabla 2 resume los modelos que actualmente se utilizan de manera generalizada. Los modelos CFD, además de ser utilizados en evaluaciones de sedimentadores, también se utilizan muy a menudo en evaluaciones de estructuras como sistemas de remoción de arenas, sistemas de repartición de flujos, mezclado, modelación de estructuras de entrada (succión) de sistemas de bombeo y evaluaciones de reactores de desinfección.
Revista de Ingeniería Sanitaria y Ambiental
Comparación entre diseño tradicional y modelación matemática
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Una de las ventajas de la modelación matemática versus los diseños tradicionales es la inclusión de procesos y sus interacciones dinámicas (su cambio respecto a la variable tiempo) que no son tenidas en cuenta completamente en el esquema tradicional de diseño. También, los simuladores de procesos de aguas residuales existentes han basado sus modelos de procesos y operaciones unitarias en sistemas mecanísticos fundamentados en las leyes de la física, química, biología o bioquímica. Algunas veces, y en menor proporción, hay procesos que tienen modelos fenomenológicos (empíricos) que se pueden combinar con los mecanísticos de manera general para formar un sistema híbrido.
El autor de este artículo encontró de sumo interés un estudio llevado a cabo en el 2010 por un grupo de estudiantes de la universidad de de Laval (Quebec, Canadá) bajo la dirección del Dr. Peter Vanrolleghem, quien ha sido una de las personas mas influyentes en el desarrollo de la modelación matemática de aguas residuales. Este grupo realizó una comparación entre las guías de diseño presentadas en la conocida referencia de Tratamiento y Reuso de Aguas Residuales de Metcalf & Eddy (Edición del 2003) y los resultados obtenidos en un simulador utilizando algunos de los modelos descritos anteriormente. Los siguientes párrafos describen la metodología que se utilizó así como los resultados obtenidos (Corominas, 2010). Se prepararon diferentes configuraciones de diseño que definían las características de afluentes, especificando diversos parámetros de operación: Oxígeno Disuelto – OD, concentración de licor mixto en los reactores, factores de seguridad y características requeridas en el efluente. Del diseño tradicional se obtuvieron volúmenes, cantidad de aire requerida y capacidad requerida por los sistemas de recirculación interna. Aproximadamente mil (1000) configuraciones de diseño fueron generadas aleatoriamente basadas en la técnica de simulación Monte Carlo. Las mismas configuraciones fueron introducidas en un modelo dinámico y fueron simuladas por un tiempo considerable.
Los resultados del ejercicio se resumen en la Figura 1. Cabe recalcar que este análisis fue realizado a una configuración Ludzack-Ettinger modificada.
Figura 1. comparación de diseño entre guías tradicionales y simulaciones con modelos matemáticos
Como se observa en la Figura 1, la comparación de los dos métodos muestra de una manera muy marcada que con respecto al parámetro más significativo de este análisis (y también el más sensible), el nitrógeno amoniacal, la modelación matemática muestra que todas las configuraciones analizadas tienen capacidad de reserva en el sistema (es decir, predice un efluente con menor concentraciones de nitrógeno amoniacal que las de diseño), que visto de otra manera se puede describir como un sobre-diseño del volumen de reacción óxico (volumen aeróbico del reactor). Uno de los puntos más interesantes de este ejercicio es el que demuestra que en todas las combinaciones estudiadas siempre se obtuvo capacidad de reserva en el análisis, independientemente de la combinación de características del afluente y de los parámetros de operación seleccionados.
Ejemplos específicos del uso de simuladores de modelos matemáticos en proyectos de saneamiento A continuación se presentan unos ejemplos específicos donde la modelación matemática de
procesos y operaciones unitarias utilizan simuladores comerciales demostrando su aplicabilidad: 1. Utilización de un Modelo para la optimización (incluyendo el aumento de capacidad de tratamiento de un sistema). En este ejemplo específico, la PTAR (Planta de Tratamiento de Aguas Residuales) Cahaba en Birmingham, Alabama, fue sometida a un análisis de simulación dinámica de procesos de aguas residuales. La planta Cahaba cuenta con un flujo medio diario de 0.52 m3/s (12 millones de galones por día -mgd) con picos durante eventos de lluvia hasta 4.38 m3/s (100 mgd). Como parte de los objetivos de modelación esta planta se encontraban la optimización remoción de nutrientes a bajos niveles y análisis de la capacidad de procesamiento caudales pico de la misma.
de de un de
La planta cuenta con cribado fino, remoción de arenas y grasas, ecualización, clarificadores primarios (no utilizados en la actualidad), un sistema Barnard Denitrification Phosphorus (BARDENPHO por sus siglas en inglés) compuesto de una zona anaeróbica, una zona inicial anóxica, una zona óxica (aeróbica) en forma de carrusel, otra zona secundaria anóxica y una zona de reaireación; clarificadores secundarios, filtración por gravedad y desinfección ultravioleta. La línea de los sólidos de la PTAR cuenta con digestión aeróbica, espesamiento por gravedad y deshidratación por filtro prensas. La Figura 2 ilustra la configuración utilizada para la simulación del proceso biológico de la planta. El objetivo inicial del estudio incluía la evaluación de remoción de nutrientes, donde a través de la simulación se detectó liberación secundaria de fosfato en la segunda zona anóxica, por falta de sustrato heterotrófico para la desnitrificación. Dado el resultado del modelo se decidió convertir la segunda zona anóxica en un zona con propósito doble (óxico/anóxico)
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Figura 2. Configuración del procesos de la Planta Cahaba
para que los operadores pudieran operarla de acuerdo a las condiciones requeridas. La Figura 3 ilustra el perfil de fosfatos en la planta confirmando la liberación secundaria de fosfatos bajo ciertas combinaciones de flujo afluente, retorno de lodos y recirculación de licor mixto.
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El segundo objetivo incluía una modelación dinámica de los eventos pico para tratar de optimizar la capacidad de tratamiento y evitar la construcción de nuevas unidades de tratamiento (ecualización u otros procesos). Dado el cambio a zona dual explicado anteriormente, el modelo mostró que el caudal máximo de procesamiento de los reactores BARDENPHO
42 Figura 3. Perfil de Fosfatos Planta Cahaba.
podría ser incrementado de 17 mgd a 35 mgd, con unas simples modificaciones en el proceso de sedimentación secundaría. La Figura 4 muestra los perfiles de nutrientes (parámetros de mayor interés) de las simulaciones realizadas con las condiciones de flujo mayores a las actuales y los cambios a la segunda zona anóxica y a los clarificadores secundarios, como fue explicado anteriormente. 2. Evaluación de Mezcla utilizando un modelo CFD. Para la PTAR Middle Basin (Overland Park, Kansas) se requería utilizar un sistema de mezclado hidráulico (sin añadir energía externa) para mezclar el lodo proveniente de un
Figura 4. Perfiles de Nutrientes en la Planta Cahaba con las Modificaciones Propuestas.
tanque de fermentación con el fin de producir ácidos volátiles para el suplemento del sistema de remoción biológica de fosfatos con un concentración de 4% SST y líquido de elutriación con una concentración de 0.5% SST. Los requerimientos operativos del mezclador requerían una concentración máxima de 2% en el lodo mezclado.
evaluar su estado y recomendar ajustes al sistema para mejorar la eficiencia de captura de arenas.
Se utilizó un modelo CFD para encontrar una geometría óptima de un mezclador tipo vórtice. La Figura 5 muestra la configuración final óptima según el modelo CFD. 3. Evaluación de un sistema de remoción de arenas CFD. El Greater Augusta Utilities District (Maine, USA) tenía graves problemas de acumulación de arenas en los procesos posteriores a los desarenadores aireados de la planta. Por esto, se hizo un modelo en CFD para
Figura 5. Geometría Óptima de un Mezclador de Lodo Fermentado Utilizando Simulación por CFD.
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La modelación CFD del sistema inicial mostró que en efecto el arrastre de arenas en estos tanques aireados de remoción de arenas era un problema. Las Figura 6 muestra la alta velocidad en la parte baja del tanque causada por un bafle transversal perpendicular al flujo, debido a la relación largo ancho de este sistema.
Figura 6. Perfil de Velocidades en el Centro del Tanque.
La Figura 7 muestra las líneas de flujo con la adición de un bafle longitudinal para mejorar la captura de arenas en el tanque de remoción de arenas.
mejorar el flujo de remolino requerido y así evitar cortocircuitos de flujo y mejorar la remoción de arenas.
El futuro de la modelación de procesos y operaciones de aguas residuales El futuro del campo de la modelación de aguas residuales tiene unas perspectivas muy interesantes. Actualmente ya se han empezado a interconectar sistemas y procesos biológicos con los modelos CFD para obtener una integración mucho más completa en los sistemas modelados. Así mismo, algunas prácticas de modelación ya han empezado a interconectar modelos de calidad de agua de receptores con modelos de tratamiento de aguas residuales, cuyos objetivos incluyen demostrar que se pueden establecer límites variables en el efluente, dependientes de la calidad de las aguas en los mismos sin causar detrimento en la calidad del efluente. De manera similar, actualmente se está tratando de interconectar modelos hidrológicos y de sistemas de alcantarillado con los de procesos de las plantas de aguas residuales para de esta manera obtener una integración completa del recurso hídrico.
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A su vez, recientemente se desarrollan los modelos de interacción entre plantas de aguas residuales y emisiones gaseosas de las mismas, con un énfasis en los modelos de emisiones de gases de efecto invernadero, ya que se ha encontrado que las PTARs pueden tener emisiones significativas de éstos.
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Por todo esto, el futuro de la modelación matemática presenta oportunidades y retos muy excitantes para los profesionales de nuestra industria. Figura 7. Líneas de Flujo con Nuevo Bafle Longitudinal
Conclusiones En este proyecto se evaluaron diferentes alternativas para mejorar la captura de arenas en los tanques existentes. Las recomendaciones finales incluyeron remover el bafle transversal existente y añadir un bafle longitudinal para
La modelación matemática de procesos y operaciones unitarias de aguas residuales con simuladores para ese propósito puede ser una herramienta muy válida con la cual se puede:
(1) predecir el comportamiento de un conjunto de procesos y operaciones unitarias (predicciones de calidad del efluente, de sólidos o gases), (2) realizar un balance mucho más real del sistema ya que se incluyen las interacciones entre los diferentes procesos y operaciones, (3) ayudar en el proceso de selección del tamaño y configuración de los reactores y operaciones unitarias, (4) hacer evaluaciones de la capacidad de configuraciones de tratamiento, (5) proyectar los requerimientos de transferencia de oxígeno, (6) estimar la producción de lodos, (7) evaluar las interacciones entre el líquido y los trenes de sólidos del tratamiento, (8) evaluar escenarios de operación y las estrategias de control, (9) realizar extensivas modelaciones para obtener una amplia gama de condiciones de prueba, que al contrario del mundo real, permiten llevar el sistema al límite sin ningún tipo sanciones o problemas operativos, (10) ahorrar tiempo y dinero: la simulación del funcionamiento de la planta de tratamiento de aguas es menos costosa y más rápida que la
construcción de pruebas de sistemas reales a escala piloto o real, y (11) realizar un rápido análisis de sensibilidad. Su uso responsable puede llevar a minimizar los costos de construcción y operación de los procesos y operaciones de aguas residuales, los cuales pueden ser significativos. Estas herramientas generalmente usan modelos determinísticos basados en la ciencia para predecir el comportamiento de estos procesos y operaciones unitarias, permitiendo una mayor comprensión de las interacciones entre procesos que usualmente no son tratadas en detalle. En la actualidad y en el futuro, la mayor integración de modelos diversos proveerá herramientas más poderosas a los ingenieros ambientales que les permitirán tomar decisiones más acertadas en cuanto a procesos y operaciones de aguas residuales.
Bibliografía Peter Dold, Chris Bye, Kevin Chapman, Ken Brischke, Christy White, Andrew Shaw, James Barnard, Ron Latimer, Paul Pitt, Peter Vale, Kevan Brian. (2010) Why Do We Model and How Should We Model? Memorias del 2do Congreso Bianual de Modelación de Aguas Residuales [CD-ROM]; Quebec, Canadá, 25-26 de marzo; WEF/ IWA.
Lluís Corominas, Xavier Flores-Alsina, Dirk Muschalla, Marc B. Neumann and Peter A. Vanrolleghem1. (2010)Verification of WWTP design guidelines with activated sludge process models. Memorias del Congreso y Exposición Anual de la Water Environment Federation [CDROM], Edición 80; Nueva Orleans, Luisiana, USA 2-6 de octubre; Water Environment Federation: Alexandria, Virginia.
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Evaluación de la calidad del agua de la Bahía de Puerto Padre, Cuba
MSc. Gómez D´Angelo Yamiris T. Lic. Beltrán Jesús Lic. Martínez Ana Julia MSc. Regadera Prats Reynaldo*
RESUMEN Se evaluaron diferentes parámetros: pH, temperatura, salinidad, oxígeno disuelto, nitrógeno de nitrito, nitrógeno de nitrato, nitrógeno amoniacal, fosfato inorgánico disuelto, fósforo total, silicato inorgánico disuelto, sólidos suspendidos totales, clorofila-a fitoplanctónica, hidrocarburos del petróleo disueltos y dispersos, coliformes termotolerantes y Escherichia coli. Se muestrearon tres playas, determinándose en las mismas: coliformes termotolerantes, Escherichia coli, estreptococos fecales y enterococos fecales. Las concentraciones de los nutrientes detectadas, permiten considerar el agua de buena calidad. Los coliformes termotolerantes y Escherichia coli, en la bahía, cumplen con los límites establecidos en las normativas de referencia. Las playas El Rail y La Boca se consideran aptas desde el punto de vista bacteriológico para el baño. La Llanita no posee la calidad bacteriológica requerida. Las aguas de la bahía se clasifican como ligeramente eutróficas de acuerdo con las concentraciones de clorofila-a fitoplanctónica. Se evidencia una ligera contaminación por petróleo solamente en las estaciones 5 y 7. Palabras clave: calidad de agua, indicadores, concentración.
Revista de Ingeniería Sanitaria y Ambiental
ABSTRACT
46
In this article we evaluated different parameters: pH, temperature, salinity, dissolved oxygen, nitrogen of nitrite, nitrogen of nitrate, ammoniacal nitrogen, inorganic dissolved phosphate, total phosphoro, inorganic dissolved silicate, suspended total solids, chlorophyl a phytoplanctonic, hydrocarbons of the oil dissolved and dispersed (HPDD), thermotolerant coliform and Escherichia coli. Besides we evaluated three zones of bath. The bacteriological indicators determined in the same ones were thermotolerant coliform, Escherichia coli, fecal streptococcus and fecal enterococcus The concentrations of the nutrients, in the majority of the stations, allowed to consider the water as good quality water. The concentrations of thermotolerant coliform and Escherichia coli detected at the bay were according with the limits established by the standars used as reference. The zones of bath El Rail and La Boca showed a good microbiological quality and they don´t represent a risk of health bather La Llanita doesn´t have the bacteriological quality required. The bay waters were classified as lightly eutrophic according to the concentrations of chlorophyl a phytoplanctonic. There is a low contamination by oil at the stations 5 and 7. Key words: water quality, indicators, concentration.
* Centro de Ingeniería y Manejo Ambiental de Bahías y Costas (Cimab) Email: yamiris@cimab.transnet.cu, beltran@cimab.transnet.cu; calidad@cimab.transnet.cu; regadera@cimab.transnet.cu
Introducción
L
as condiciones naturales favorables y posibilidades de comunicación que ofrecen las zonas costeras, ha potenciado el desarrollo urbano, comercial y agroindustrial en áreas contiguas a las principales bahías y litorales, esta actividad ha dado lugar a que estos ecosistemas presenten con frecuencia diferentes grados y tipos de perturbaciones, provocados fundamentalmente por la introducción de aguas residuales que frecuentemente no cumplen los requisitos para ser dispuestas en tales ecosistemas. La bahía de Puerto Padre es uno de los recursos naturales de la provincia Las Tunas, la cual está ubicada en el territorio de Puerto Padre. La misma posee cierto grado de desarrollo, relacionado fundamentalmente con actividades urbanas y agrícolas. Cuenta además con el central Antonio Guiteras, el mayor productor de azúcar crudo del país y centro de una importante planta de derivados. Existen otros usos significativos, relacionados con la bahía como la pesca, el paisajístico y cuerpo receptor de residuales líquidos. En el presente estudio se evaluó la contaminación de las aguas de bahía de Puerto Padre, para lo cual se determinaron diferentes indicadores de calidad tales como: pH, temperatura, salinidad, oxígeno disuelto, nitrógeno de nitrito, nitrógeno de nitrato, nitrógeno amoniacal, fosfato inorgánico disuelto, fósforo total, silicato inorgánico disuelto, sólidos suspendidos totales, clorofila-a fitoplanctónica, hidrocarburos del petróleo disueltos y dispersos (HPDD), coliformes termotolerantes y Escherichia coli. Con los resultados obtenidos se cumplimentaron los siguientes objetivos: • Diagnóstico y actualización de la calidad hidroquímica y bacteriológica en los niveles de superficie y fondo de la bahía de Puerto Padre.
• Conocer los niveles actuales de contaminantes orgánicos (hidrocarburos del petróleo) en las aguas superficiales. • Determinar el grado de deterioro de las comunidades naturales a través de estudios con indicadores biológicos.
Materiales y Métodos Los muestreos de la calidad de las aguas se llevaron a cabo en marzo de 2011. En la figura 1 se muestra la red de estaciones establecida en la bahía. La colecta, análisis de campo, preservación y almacenamiento de los diferentes tipos de muestras, fue realizada de acuerdo a las especificaciones de ISO 5667-3:(1994), APHA (1998) y Grasshoff y otros, 2002. Para este estudio se seleccionaron los indicadores requeridos por las normas cubanas de calidad Norma Cubana NC 25:1999 “Evaluación de los objetos hídricos de uso pesquero. Especificaciones” (ONN, 1999a), y la Norma Cubana NC 22:1999 “Requisitos higiénicos - sanitarios para lugares de baño en costas y en masas de aguas interiores” (ONN, 1999b), así como otros indicadores importantes a tener en cuenta para la evolución de la calidad de cualquier acuatorio marino. El número de muestras por parámetros analizados se muestran en la Tabla 1. Los indicadores de calidad evaluados en las aguas se determinaron por las siguientes metodologías: • Parámetros hidroquímicos El pH fue medido in situ por el método electrométrico (ISO 10523:1994).El nitrógeno de nitrato (N-NO3) se realizó por el método colorimétrico y los sólidos suspendidos totales (SST) por el método gravimétrico, de acuerdo a la metodología descrita en Standard Methods for
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Figura 1. Ubicación de la red de estaciones para los muestreos de calidad de las aguas.
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Tabla 1. Número de muestras por parámetros analizados.
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Ensayos Oxígeno disuelto pH Temperatura Sólidos Suspendidos Totales Salinidad Fósforo total Ortofosfato disuelto Nitrógeno amoniacal Nitrógeno de nitrato Nitrógeno de nitrito Silicato disuelto Hidrocarburos del petróleo disueltos y dispersos (HPDD) Coliformes termotolerantes (bahía) Escherichia coli (bahía) Coliformes termotolerantes (playas) Escherichia coli (playas) Estreptococos fecales (playas) Enterococos fecales (playas) clorofila –a- fitoplactónica. Total
Agua de mar 20 20 20 20 20 20 20 20 20 20 20 10 3 3 3 3 3 3 10 258
the Examination for Water and Wastewater, 4500 H (APHA, 1998). La salinidad, el oxígeno disuelto y nitrógeno amoniacal (N-NH3) se evaluaron por los métodos electrométrico, volumétrico y colorimétrico, respectivamente (FAO, 1975). El nitrógeno de nitrito (N-NO2), el fosfato inorgánico disuelto (P- PO4), el fósforo total (PT), y el silicato inorgánico disuelto (SiO2) se determinaron mediante el método colorimétrico (Grasshoff y col., 2002).
Los resultados obtenidos se compararon con los valores límites permisibles reportados en la Norma Cubana NC 22: Requisitos higiénicos sanitarios para lugares de baño en costas y en masas de aguas interiores (ONNb, 1999b) y con los valores establecidos en otras Normas Internacionales, tales como USEPA, 2002; USEPA, 2003; CONSLEG, 2003; EP/CEU 2006.
• Indicadores biológicos (pigmentos fotosintetizadores.
Los hidrocarburos del petróleo disueltos y dispersos (HPDD) se determinaron utilizando la técnica reportada por el Programa CARIPOL (Proyecto de la Subcomisión Regional del Caribe y Regiones Adyacentes, IOCARIBE) para el monitoreo de las aguas, los sedimentos y los organismos, influidos por la contaminación por petróleo (UNESCO, 1984). Las condiciones de operación del equipo fueron:
Para la clorofila-a fitoplanctónica se tomaron muestras de 1 litro que se filtraron al vacío con filtros Whatman GF/C. La extracción de los pigmentos se realizó con etanol al 90%, calentado a 75ºC y se leyó la absorbancia con un espectrofotómetro; la concentración se estimó según la ecuación propuesta por ISO 10260 (1992).
• Tóxicos orgánicos
Excitación = 310 nm; λ Emisión = 360 nm; Ventana = 10; Energía = 5: Integración = 8.
• Microbiología Los análisis microbiológicos se realizaron solamente en las estaciones 4, 5 y 6 (figura 1), teniendo en cuenta los resultados alcanzados en los estudios anteriores (García y col., 2007). Los indicadores bacteriológicos determinados en la bahía fueron coliformes termotolerantes y Escherichia coli. La técnica utilizada para su determinación fue la del Número Más Probable (NMP) en serie de 5 tubos, utilizando un factor de dilución de 1/10, según la metodología descrita en ISO 9308-2 (1990). Además de las estaciones comunes se evaluaron tres zonas de baño: La Llanita, La Boca y El Raíl, ubicadas en el canal de entrada (ver figura 1). Los indicadores bacteriológicos determinados en las mismas fueron coliformes termotolerantes y Escherichia coli según la metodología descrita en ISO 9308-2 (1990); estreptococos fecales y enterococos fecales mediante la técnica de filtración de membrana descrita en ISO 7899-2 (2000).
Resultados y discusión En la tabla 2 se muestran los valores de pH, temperatura, salinidad, oxígeno disuelto (OD), concentración de saturación del oxígeno (CS) y los sólidos suspendido totales (SST) obtenidos en cada una de las 10 estaciones monitoreadas en la bahía. Los valores de pH estuvieron en el intervalo de 6.98 a 7.92. Estos resultados clasifican como calidad dudosa (6.5 a 8.0) según la Norma Cubana NC 25:1999 (ONN, 1999a) para aguas de uso pesquero. Sin embargo, son valores típicos de aguas estuarinas en las áreas más cercanas a las zonas de mezcla (USEPA, 2008). Las temperaturas oscilaron entre 23.5 y 25.0 (tabla 2). La salinidad se encontró por encima de 35‰ en todas las estaciones, lo cual cumple el criterio de calidad buena de la Norma Cubana NC 25:1999 (ONN, 1999a). La concentración de oxígeno disuelto, en todos los puntos de muestreo, se encuentra por enci-
49
Tabla 2. Indicadores físicos – químicos de calidad del agua. Estación 1 1 2 3 4 5 6 7 7 8 8 9 10 10 Referencia NC-25: 1999 Referencia NC-25: 1999 Referencia NC-25: 1999 *
Nivel S F S S S S S S F S F S S F
OD 6.9 6.91 7.2 6.75 6.18 7.1 7.53 0 0 6.01 7.14 6.73 8.7 6.74
CS (%) 108 112 102 95 107 116 0 92 103 136 -
pH 7.9 7.92 7.91 7.55 7.45 7.63 7.91 7.02 6.98 7.83 7.85 7.79 7.77 7.72
Sal 37.702 37.457 37.26 37.764 37.962 37.943 37.873 37.307 37.274 37.981 38.043 37.983 37.839 37.779
SST 242 316 284 278 320 400 307 333 298 356 364 320 318 338
Temp. 25
Buena
>5
>70 y 80-120
8.1- 8.3
35-26
<100
*
Dudosa
5-3
-
8.0-6.5
25-10
100-300
*
Mala
<3
-
<6.5
<10
>300
*
25 23 24 23 24 25 24 24 25
valores que no aparecen en la norma de referencia, s: superficie, f: fondo
minución del mismo. En esa estación se aprecia el impacto negativo del aporte de residuales del CAI Antonio Guiteras (área conocida como la zona muerta de la bahía), además también le llegan los vertimientos de las aguas residuales de la destilería Antonio Guiteras y las aguas negras del poblado de Delicias Esta situación está en detrimento de la vida acuática ya que
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ma del valor límite (5 mg L-1 ), recomendado en la Norma Cubana NC 25:1999 para aguas marinas de calidad buena (ONN,1999a), excepto en la estación 7 que presenta condiciones de anoxia (ausencia total de oxígeno disuelto). Al comparar este resultado con el valor obtenido en el año 2007 (3.98 mg L-1) (García y otros, 2007) se evidencia que ha tenido lugar una dis-
50 Figura 2. Valores de concentración de saturación de oxígeno.
provoca que muchas especies se trasladen a otros lugares y que las inmóviles mueran (USEPA, 2008), por lo que las condiciones para la pesca en esa zona se ven afectadas. En la figura 2 se muestran los valores de concentración de saturación de oxígeno (CS). Se puede apreciar que en la mayoría de las estaciones, se encuentran por encima del valor límite (70 %) que exige en este caso la Norma Cubana NC 22:1999 (ONN, 1999b) y cumplen con los límites que aparecen en Normas Internacionales, las cuales establecen este valor en el intervalo entre el 80 y 120% (CEE, 2008). Las estaciones 7 y 10 no cumplen con los criterios establecidos, la primera debido a las condiciones de anoxia que presenta y la segunda puede deberse a la actividad del oleaje durante el muestreo que contribuye al enriquecimiento de oxígeno en las aguas superficiales. En las aguas superficiales, en contacto con la atmósfera, la cantidad de oxígeno disuelto tiende, como es natural, a estar en equilibrio con el atmosférico. Los factores que regulan la cantidad de oxígeno disuelto en el agua son: Temperatura y salinidad del agua, Actividad biológica y Procesos de mezcla debido a los movimientos del agua de mar (oleaje) Citado en: http://www. hannachile.com/noticias-articulos-y-consejos/ articulos/item/246-el-agua-de-mar. Similares resultados fueron encontrados por Canto-Maza y Vega-Cendeja (2007) en la laguna costera de Chelem, México donde los valores de oxígeno alcanzaron un valor de 14.1 mg/l debido a la influencia del oleaje y movimiento de las mareas. Los sólidos suspendidos totales se encontraron elevados en todas las estaciones clasificando en las categorías de calidad dudosa y mala según la NC 25:1999 (ONN, 1999a) (ver tabla 1). La figura 3 muestra una evidencia de la apariencia del agua. Estos resultados pueden deberse a los procesos de arrastre y escurrimiento de los suelos provocados por las lluvias ocurridas en los días previos al muestreo, así como por los aportes de los residuales urbanos e industriales que llegan a la bahía.
Figura 3. Apariencia del agua de la bahía de Puerto Padre.
La lluvia arrastra las partículas y fluidos presentes en las superficies expuestas, es decir: hollín, polvo de ladrillo y cemento esporas polvo orgánico e inorgánico de los tejados, partículas sólidas polvo, hidrocarburos de las vías públicas, restos de vegetales y animales y partículas sólidas (tierras) de los parques y zonas verdes. Si la precipitación es suficiente, los arrastres se efectuaran hasta la red de evacuación y aparte de los componentes extraños, el volumen de agua es tal que produce diluciones a tener en cuenta en los procesos de depuración (Aguas residuales urbanas, citado en : http://zip.rincondelvago.com/00027934) En la tabla 3 se muestran los valores obtenidos de nitrógeno de nitrito (N-NO2), nitrógeno amoniacal (N-NH3), nitrógeno de nitrato (NNO3), silicio, medido como silicato inorgánico disuelto (SiO2), ortofosfato (P-PO4) y el fósforo total (PT). Los mayores valores encontrados de N-NH3 corresponden a las estaciones 3 y 8 (desembocadura de los esteros y río Delicias, respectivamente). Estos valores elevados pudieran estar influidas por los vertidos directos de aguas residuales y domésticas sin tratar a la bahía provenientes de la actividad industrial de la zona, así como por la descomposición de la materia orgánica de desechos de flora y fauna marinos (USEPA, 2008). Estos resultados tuvieron una
51
Tabla 3. Nutrientes evaluados en las estaciones de muestreo de la bahía de Puerto Padre. Estación
Parámetros (μmol L-1) N-NH3
N-NO2
N-NO3
P-PO4
PT
SiO2
S
2.85
<0.07
3.69
<0.17
<0.32
8.9
F
<0.51
<0.07
3.22
<0.17
<0.32
7.38
2
S
<1.7
<0.02
4.81
<0.17
<1.08
11.64
3
S
4.8
0.4
5.44
0.3
1.65
7.1
4
S
2.1
<0.07
1.96
<0.17
<0.32
5.8
5
S
<1.7
<0.07
12.9
0.21
1.25
6.19
6
S
<0.51
<0.07
7.83
<0.17
<0.32
3.37
S
<0.51
0.39
<0.15
1.1
2.1
11.47
F
<0.51
0.55
<0.15
0.76
1.28
9.41
S
3.73
0.24
0.6
0.31
<1.08
4.75
F
2.03
0.1
0.74
0.43
<1.08
4.91
S
2.76
<0.07
1.07
0.32
<1.08
6.01
S
2.39
<0.07
5.6
0.22
<0.32
12.41
0.19
<1.08
7.33
1
7 8 9 10 Referencia NC-25: 1999 ^
Nivel
F
<0.51
<0.07
1.43
Buena
<2.14
<3.57
<0.71
Dudosa
2.14 - 3.57
3.57 - 107
0.71 - 42.8
Mala
>3.57
>107
>42.8
Las concentraciones de nitrógeno de nitrito (N-NO2), tanto en superficie como en fondo, se encontraron dentro del intervalo de concentraciones considerado para aguas de calidad buena según la NC 25:1999 (ONN, 1999a).
Revista de Ingeniería Sanitaria y Ambiental
^
1.61 - 6.45
^
>6.45
Valores que no aparecen en la norma de referencia.
tendencia al aumento cuando se compara con los obtenidos por García y otros (2007).
52
<1.61
El nitrógeno de nitrato (N-NO3) mostró en la mayoría de las estaciones, concentraciones cercanas al límite inferior del criterio de calidad dudosa. Este resultado puede asociarse a la cercanía de varias industrias que utilizan como materias primas compuestos de nitrógeno; tales como la urea y el fosfato de amonio, a las actividades agropecuarias de la zona y también a los drenajes que vierten aguas residuales urbanas e industriales. Además, puede estar presente la influencia de las prácticas de manejo de la tierra (drenaje e irrigación), que pueden afectar el movimiento del nitrógeno desde la tierra, creando un efecto regional y local sobre la calidad del agua.
La agricultura, la ganadería comercial y las granjas avícolas, son la fuente de muchos contaminantes orgánicos e inorgánicos de las aguas superficiales y subterráneas. Estos contaminantes incluyen tanto sedimentos procedentes de la erosión de las tierras de cultivo como compuestos de fósforo y nitrógeno que, en parte, proceden de los residuos animales y los fertilizantes comerciales. Los residuos animales tienen un alto contenido en nitrógeno, fósforo y materia consumidora de oxígeno, y a menudo albergan organismos patógenos. Los residuos de los criaderos industriales se eliminan en tierra por contención, por lo que el principal peligro que representan es el de la filtración y las escorrentías. Las medidas de control pueden incluir el uso de depósitos de sedimentación para líquidos, el tratamiento biológico limitado en lagunas aeróbicas o anaeróbicas, y toda una serie de métodos adicionales (Análisis del agua, Citado en: http://www.monografias. com/trabajos5/anagua/anagua.shtml)
El fósforo total mostró concentraciones por debajo del límite para aguas de calidad buena en la mayoría de las estaciones, exceptuando las estaciones 3 y 7 (desembocadura de los esteros y entre la desembocadura del río Delicias y la Zanja común, respectivamente), que clasificaron en la categoría de calidad dudosa probablemente, debido a los aportes de residuales industriales y domésticos que éstas reciben. Con relación al silicio, los valores obtenidos oscilaron entre 3.37 y 12.41 mg L-1, lo cual concuerda con lo planteado en la literatura, donde se refiere que, en el agua de mar se promedian valores alrededor de 5 mg L-1. El silicio es un nutriente escaso en el ambiente marino, su alto consumo por radiolarios, silicoflagelados, esponjas silíceas y diatomeas, parece explicar su baja concentración en agua de mar (www. uprm.edu/biology/profs/massol/.../p3-silica. pdf - Puerto Rico). Los mayores valores encontrados pudieron estar influidos por los aportes de sedimentos terrígenos de los ríos que desembocan en la bahía muy cerca de las estaciones estudiadas.
Indicadores biológicos Las concentraciones de clorofila-a fitoplanctónica por estación, se presentan en la figura 4.
Observe que los mayores valores se alcanzaron, de forma general, cerca de la desembocadura de los esteros (estación 3), ríos Delicias (estación 8) y Arroyo Colorado (estación 9) y en el litoral de la ciudad (estación 5), que además de los drenajes de aguas residuales está enclavada entre los ríos Parada y La Farola. La clorofila-a fitoplanctónica presentó una media de 1.7 mg m-3, donde la DS = 1.11 mg m-3 demuestra la variabilidad entre estaciones. En el presente estudio el 50 % de las estaciones, así como la media de la bahía superaron el valor límite (1.1 mg m-3) que Margalef (1974) plantea a partir del cual las aguas marinas se consideran eutróficas. El análisis de los datos de nutrientes indica que el nitrógeno inorgánico, fundamentalmente el amonio, estuvo fuertemente asociado con los valores altos de clorofila, excepto en la estación 5 (litoral de la ciudad), donde el principal componente fue el nitrógeno de nitrato. Una correspondencia similar fue detectada por Regadera y otros (2008) en la bahía de Cárdenas. Estas dos formas de nitrógeno inorgánico son las preferidas por el fitoplancton (Margalef, 1974), especialmente el amonio, ya que según McCarthy y otros (1977) el fitoplancton prefiere el consumo de las formas más reducidas del
Figura 4. Concentración de clorofila-a por estaciones de muestreo.
53
nitrógeno, debido a que se requiere de un gasto de energía para llevar el nitrato a nitrito y después a amonio, antes que la célula lo pueda incorporar a los aminoácidos. La bahía de Puerto Padre se puede considerar, de forma general, como poco afectada por procesos de eutrofización cultural aunque, como se evidencia de los análisis actuales de clorofila-a fitoplanctónica, este fenómeno ha ido en aumento.
Indicadores bacteriológicos
Revista de Ingeniería Sanitaria y Ambiental
La figura 5 muestra las concentraciones de coliformes termotolerantes (coliformes fecales) y Escherichia coli detectadas en las estaciones 4, 5 y 6 de la bahía y su comparación con los valores obtenidos de coliformes termotolerantes en el 2007. Observe que en el gráfico aparecen representados el valor límite de coliformes termotolerantes reportado en la Norma Cubana NC: 22 1999 (ONN, 1999b) y el valor límite de Escherichia coli, citado por la Agencia de Protección Ambiental de los Estados Unidos (USEPA, 2002), ya que dicho indicador no aparece normado en la Norma Cubana de referencia.
54
Las tres estaciones muestreadas dentro de la bahía, cumplen con el límite máximo permisible establecido en la Norma Cubana NC 22: 1999 en cuanto al valor de concentración permisible (1000 NMP/100 mL) de coliformes termotolerantes para el uso de la misma por contacto indirecto o secundario –salpicaduras u oleadas– (ONN, 1999b). Los valores alcanzados en el 2011, fueron de 4.5 x 10 NMP/100 mL en las estaciones 4 y 6. En la estación 5 no se detectaron coliformes termotolerantes. Al comparar estos resultados con los obtenidos en el 2007, se evidencia un comportamiento similar de este indicador bacteriano en la estación 4 (clasificada como estación 3 en el 2007) (ver figura 5). La zona donde está ubicada esta estación recibe la influencia de la contaminación de origen fecal proveniente de
las aguas del Río Parada, así como de numerosos drenajes provenientes de la propia ciudad de Puerto Padre. Este río recibe los residuales no tratados provenientes de Empresa Cárnica Gerónimo Astier. En el resto de las estaciones muestreadas en el 2011 (estación 5 y 6) se observan diferencias con relación al 2007. En la estación 5 se evidencia una disminución de la concentración de este indicador, ya que no se detectó la presencia de coliformes termotolerantes, lo cual indica que esta bacteria pudiera o no estar presente y de serlo sería en bajas concentraciones no detectables por el método empleado. En contraste, en la estación 6 en el 2011, se evidencia un aumento en un orden de magnitud (4.5 x 10 NMP/100 mL), con relación al 2007 (2.0 NMP/100 mL) (ver figura 5). Este hecho pudiera estar dado por la influencia del Río Farola, que desemboca en la bahía en un punto cercano a esta estación y esté afectando con sus descargas de residuales directamente las propias aguas de la zona de la bahía. Escherichia coli es considerado el indicador de contaminación fecal de excelencia, ya que esta bacteria se encuentra en elevadas concentraciones en las heces fecales y constituye el mayor porciento de los géneros bacterianos que conforman el grupo de los coliformes termotolerantes (USEPA, 2002). La Organización Mundial de la Salud recomienda utilizar como indicador de contaminación fecal para aguas costeras a Escherichia coli (E. coli), ya que constituye uno de los indicadores más sensibles del grado de contaminación en las cercanías de los desagües (OMS, 2002). Las concentraciones de E. coli detectadas en las tres estaciones muestreadas (figura 5) son inferiores a e 2.35 x 10 2 NMP/100 mL (límite reportado por la Agencia de Protección Ambiental de Estados Unidos (USEPA, 2002)), El mayor valor alcanzado fue de 4.5 x 10 NMP/100 mL, en la estación 4, en este caso coincide con el nivel de coliformes termotolerantes detec-
Indicadores CTT (2007)
CTT (2011)
Escherichia coli (2011)
NMP/100 mL
NMP/100 mL
NMP/100 mL
Estación 4 (2011)/estación 3 (2007)
4.0 x 10
4.5 x 10
4.5 x 10
Estación 5 (2011)/estación 4 (2007)
1.4 x 102
ND
ND
Estación 6 (2011)/estación 5 (2007)
2.0
4.5 x 10
1..8 x 10
Estaciones
Norma Cubana NC 22 (1999) USEPA ( 2002)
1 x 10
3
2.35 x 102
ND: No detectable
Figura 5. Concentraciones de coliformes termotolerantes (CTT) y Escherichia coli en las estaciones 4, 5 y 6 de la Bahía de Puerto Padre.
tado en dicha estación. De igual manera en la estación 5 no se hallaron concentraciones de coliformes termotolerantes y E coli. Solamente en la estación 6 se encontraron diferencias en las concentraciones de estos indicadores, observe una disminución en el valor de E coli a 1.8 x 10 NMP/100 mL. Teniendo en cuenta los resultados obtenidos, se infiere que la calidad bacteriológica de las estaciones 4, 5 y 6 de la bahía de Puerto Padre son satisfactorias, ya que las concentraciones de los indicadores bacterianos estudiados (coliformes termotolerantes y E coli) son inferio-
res a los límites reportados en la Norma Cubana NC 22: 1999 (ONN; 1999b) y en la Agencia de Protección Ambiental de los Estados Unidos (USEPA, 2002), respectivamente. Este comportamiento es similar al obtenido en el monitoreo realizado en el año 2007, por lo que durante esta etapa, no ha tenido lugar un deterioro visible de la calidad bacteriológica del agua en esas estaciones. Las zonas utilizadas para el baño dentro de la bahía de Puerto Padre fueron evaluadas mediante las concentraciones de coliformes termotolerantes, E coli, estreptococos fecales
55
y enterococos fecales. La figura 6 muestra los valores de concentraciones de coliformes termotolerantes y E. coli en las tres zonas de baño (El Rail, La Boca y La Llanita) y su comparación con los valores alcanzados en el 2007 para coliformes termotolerantes y con la Norma Cubana NC 22: 1999 (ONN, 1999b), así como con la Agencia de Protección Ambiental de los Estados Unidos (USEPA, 2002).
Revista de Ingeniería Sanitaria y Ambiental
Las tres playas muestreadas (El Rail, La Boca y La Llanita) mostraron concentraciones de coliformes termotolerantes y E coli inferiores a los límites máximos permisibles (2 x 10 2 NMP/100 mL y 2.35 x 10 2 NMP/100 mL, respectivamente) establecidos en la Norma Cubana para contacto directo NC 22: 1999 (ONN, 1999) y por la Agencia de Protección Ambiental de los Estados Unidos (USEPA, 2002).
56
Al comparar estos resultados con los obtenidos en el muestreo realizado en el 2007 (ver figura 6) se evidencia una disminución considerable de los niveles de coliformes termotolerantes principalmente en El Rail y en La Boca, en las cuales en el 2011 no se detectaron concentraciones de este indicador bacteriano, mientras que en el 2007 los valores hallados fueron de 2.20 x 10 2 y 4.00 x 10 NMP/100 mL, respectivamente. En la zona de baño El Rail ha tenido lugar una evidente mejoría de la calidad bacteriológica de sus aguas, ya que al confrontar el resultado obtenido en este monitoreo con los valores detectados en años precedentes (4 x 103 NMP/ 100mL en el 2003 y 2.2 x 102 NMP/ 100 mL en el 2007) se observa una disminución significativa de los niveles de este indicador (Quintana y otros, 2003; García y otros, 2007).
Indicadores Zonas de baño El Rail La Boca La Llanita Norma Cubana NC - 22 (1999) USEPA ( 2002)
CTT (2007)
CTT (2011)
NMP/100 mL 2.20 x 10 2 4.00 x 10 2.00 x 10
NMP/100 mL ND ND 1.80 x 10
Escherichia coli (2011) NMP/100 mL ND ND ND
2 x 102 2.35 x 102
ND: No detectable
Figura 6. Concentraciones de coliformes termotolerantes y E. coli en las tres zonas de baño de la bahía de Puerto Padre.
Por otro lado, no se detectó E. coli en ninguna de las tres zonas de baño. Con el objetivo de obtener más información acerca de la calidad bacteriológica de esas zonas de baño se llevó a cabo la determinación de estreptococos fecales y enterococos fecales. El procesamiento de las muestras se realizó mediante la técnica de filtración de membrana. En la Norma Cubana NC 22: 1999 (ONN, 1999b) no está contemplado un valor límite para estos indicadores bacterianos por la técnica referida (filtración de membrana) por esta razón se consultaron las normas internacionales, tales como: Directiva de las Comunidades Europeas (CONSLEG, 2003) para la concentración máxima permisible de estreptococos fecales y la Normativa de la Agencia de Protección Am-
biental de los Estados Unidos y el Parlamento Europeo (USEPA, 2003; EP/CEU 2006) para los enterococos fecales. La figura 7 muestra las concentraciones de estreptococos fecales y enterococos fecales en las tres zonas de baño (El Rail, La Boca y La Llanita) y su comparación con los valores límites establecidos en las normas internacionales anteriormente referidas. Las concentraciones de estreptococos fecales detectadas en El Rail y en La Boca fueron inferiores a 1.0 x 102 UFC/100 mL (valor máximo permisible de estreptococos fecales reportado por Directiva de las Comunidades Europeas) (CONSLEG, 2003). Sin embargo, en La Llanita se encontró un valor de 1.15 x 102 UFC/100 mL
Indicadores Zonas de baño El Rail La Boca La Llanita CONSLEG (2003) EP/CEU (2006) USEPA (2003)
Estreptococos fecales Enterococos fecales (Ent.) (2011) (EF) (2011) UFC/100 mL UFC/100 mL 1.0 x 10 ND 3.3 x 10 2.3 x 10 1.15 x 102 1.8 x 10 1.0. x 10 2 1.0 x 10 2 3.5 x 10
ND: No detectable
Figura 7. Concentraciones de estreptococos fecales y enterococos fecales en las tres zonas de baño de la Bahía de Puerto Padre en el 2011.
57
superior al máximo valor permisible. En relación a los enterococos fecales, en las tres estaciones se detectaron niveles inferiores a 1.0 x 102 UFC/100 mL y a 3.5 x 10 UFC/100 mL (Límites máximos reportados por la Agencia de Protección Ambiental de Estados Unidos y el Parlamento Europeo, respectivamente (USEPA, 2003; EP/CEU 2006). La zona de baño La Llanita, aun cuando el valor hallado de coliformes termotolerantes (indicador normado en Cuba) fue inferior al límite establecido en la Norma Cubana NC: 22, la misma no posee la calidad bacteriológica requerida para el baño, ya que la concentración de estreptococos fecales detectada es superior al valor límite reportado por la Directiva de las Comunidades Europeas (CONSLEG, 2003) (ver figura 7), Este hecho está asociado a la influencia negativa de los aportes contaminantes de origen fecal proveniente de los asentamientos poblacionales permanentes y transitorios en esa zona.
Revista de Ingeniería Sanitaria y Ambiental
Según, Vergaray y otros (2007) los estreptococos fecales sobreviven más tiempo en agua de mar que los coliformes, termotolerantes, simulando mejor las características de sobrevivencia de Rotavirus, el cual es uno de los agentes etiológicos de gastroenteritis de mayor prevalencia. La elevada capacidad de sobrevivencia de este grupo pudiera explicar el hecho de las altas concentraciones detectadas en esta estación.
58
El Rail y La Boca se consideran zonas aptas para el baño desde el punto de vista bacteriológico, debido a que las concentraciones de todos los indicadores bacterianos evaluados (coliformes termotolerantes, Escherichia coli, estreptococos fecales y enterococos fecales) fueron inferiores a los valores límites permisibles reportados para cada caso. Este hecho corrobora lo planteado anteriormente acerca de la evidente mejoría de la calidad bacteriológica del agua que ha tenido lugar en la zona de baño El Rail.
Hidrocarburos en agua En la figura 8 se muestran las concentraciones de hidrocarburos del petróleo disueltos y dispersos (HPDD) encontradas en las aguas superficiales de la zona de estudio en el 2011 y su comparación con los resultados alcanzados en el estudio de monitoreo realizado en el 2007 (García y otros, 2007). Estas concentraciones son expresadas como equivalentes de criseno puro (CARIPOL, 1980). Como se observa en la mayoría de las estaciones los valores de HPDD hallados en el agua superficial de la bahía en el 2011, se encuentran por debajo del límite de detección del método analítico empleado, sólo las estaciones 5 (cercana al poblado de Puerto Padre) y 7 (entre la desembocadura del río Delicias y la Zanja común), presentaron valores medibles (1.0 y 2.5 mg L-1, respectivamente). No obstante, ambos valores son considerados por el Programa CARIPOL como típicos de zonas costeras muy ligeramente contaminadas por petróleo (Atwood y otros, 1987; CARIPOL, 1987; IOC/UNED, 1991). El resto de las estaciones estudiadas en la bahía se puede considerar que sus aguas no presentan contaminación por petróleo (reflejado por la presencia de HPDD), al no detectarse valores medibles por el método analítico empleado (CARIPOL, 1987 ). Se observa que ha tenido lugar una considerable reducción de la influencia de este contaminante en este ecosistema; y como se expresó anteriormente, sólo las estaciones 5 y 7, siguen reflejando alguna incidencia del mismo, aunque también se aprecia una disminución en la magnitud de los valores alcanzados en ambas estaciones en esta etapa. El resto de las estaciones en el 2007 reflejaban en mayor o menor medida alguna influencia, pues en todas se obtuvieron valores absolutos medibles, los que oscilaron entre 3.59 mg L-1 para la estación 7, como máximo valor hallado y 0.94 mg L-1 para la estación 9, como valor mínimo; estos resultados según el propio criterio del programa
Estaciones 1 2 3 (2011) 4 (2011) 5 (2011) 6 (2011) 7 8 9 10
/estación /estación /estación /estación
2 3 4 5
(2007) (2007) (2007) (2007)
Indicadores HDPP (2007) HDPP (2011) (mg L-1) (mg L-1) 0.71 < 0.4 < 0.4 1.98 < 0.4 1.65 < 0.4 3.14 1.0 1.65 < 0.4 3.59 2.5 2.14 < 0.4 0.94 < 0.4 1.81 < 0.4
LD: Límite de detección del método: 0.4 mg L-1
Figura 8. Comparación en el tiempo (2007 y 2011) de los HPDD en agua en la bahía de Puerto Padre.
CARIPOL indicaban una contaminación ligera por petróleo en toda la bahía (Atwood y otros, 1987; CARIPOL, 1987; IOC/UNED, 1991). Sin embargo, en la actualidad se puede afirmar que la ligera contaminación por petróleo que presenta la bahía de Puerto Padre, está circunscrita a sólo dos áreas. En el caso de la estación 5 (poblado de Puerto Padre) debido a la propia actividad urbana e industrial que se genera en esa ciudad y que descarga sus residuales líquidos al mar sin ningún tratamiento, con presencia de residuos petrolíferos y en el caso de la que proviene de dos cuerpos de
aguas que desembocan en la bahía (estación 7), también está relacionado con descargas de residuales líquidos procedentes de esos cuerpos y con presencia de residuos petrolíferos. Esas concentraciones de HPDD que están llegando a esas áreas marinas, aún en supuestas pequeñas cantidades pero de forma sostenida y continúa en el tiempo, deben seguir afectando negativamente las aguas de esas zonas de la bahía (Russell y otros., 2005). Por otro lado, es bueno destacar que la matriz agua sólo brinda una imagen instantánea de la situación existente, factores no vinculados a
59
la contaminación como las corrientes marinas, precipitaciones y temperatura, entre otros e incluso otros procesos químicos - biológicos naturales, pueden hacer variar en muy corto tiempo los contenidos de estas sustancias en la columna de agua, por tanto, para proporcionar un diagnóstico acertado de la influencia de cualquier contaminante químico orgánico o inorgánico en el medio marino, es vital conocer los valores de éste en otros compartimentos como los sedimentos o de ser posible en parte de la biota marina (Riley y Chester, 1978; Botello, 1996).
Conclusiones • Las concentraciones de los nutrientes en la bahía de Puerto Padre, en la mayoría de las estaciones, permiten considerar a sus aguas de calidad buena. • Las zonas muestreadas (estaciones 4, 5 y 6) desde el punto de vista bacteriológico, cumplen con los límites establecidos en la Norma Cubana y en la Agencia de Protección Ambiental de Estados Unidos en cuanto
al valor de concentración mínimo permisible de coliformes termotolerantes y Escherichia coli. • Las playas El Rail y La Boca se consideran zonas aptas para el baño desde el punto de vista bacteriológico La Llanita no posee la calidad bacteriológica requerida • Las aguas de la bahía se clasifican como ligeramente eutróficas de acuerdo con las concentraciones de clorofila-a fitoplanctónica. Se considera que la bahía está aún poco afectada por la eutrofización, pero este fenómeno ha ido en aumento. • La ligera contaminación por petróleo detectada, está circunscrita a sólo dos áreas: estaciones 5 y 7. • Las condiciones ambientales de la bahía de Puerto Padre han mostrado en general una mejoría apreciable si se compara con el 2007. No obstante, la llamada zona muerta, en el Lóbulo de Chaparra, continua presentando condiciones desfavorables, en cuanto a su calidad ambiental.
Bibliografía
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Julio
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