Revista ACODAL

CINCO DÉCADAS

CONSTRUYENDOPAIS

Julio

Certificado SC 4967-1

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.PDiego Bravo Borda

Acueducto de Bogotá

Sector Universitario:José A. Lizcano Caro

Universidad Distrital Francisco José de Caldas

Diagonal 60 No. 22-20 PBX: (57) (1) 7020900 - 2122010 Fax: (57) (1) 2352389 - 2352569Email: [email protected] – Web site: http://www.acodal.org.co

Bogotá. D.C. – Colombia

Junta DirectivaPeriodo 2010 – 2012

PERSONAL ADMINISTRATIVO

Presidente EjecutivaMaryluz Mejía de Pumarejo

Gerente NacionalAlberto Valencia Monsalve

Unidad de Desarrollo SectorialNelson A. Castaño Contreras

Asesora ComercialIvone Peña Castañeda

Coordinadora de PublicacionesAmanda García García

Coordinadora de AfiliadosCindy A. Rodríguez Forero

MIEMBROS SECCIONALES

Seccional CentroPresidenteLuis Alberto Jaramillo Gómez

Directora EjecutivaSandra Constanza Martínez Manrique

Seccional OccidentePresidenteIng. Edgar Llanos Libreros

Directora EjecutivaSandra del Mar Sacamanboy Franco

Seccional NoroccidentePresidenteJaime Laíno Quiceno

Director EjecutivoLuis Aníbal Sepúlveda

Seccional Costa CaribePresidenteVíctor Téllez Abuabara

Director EjecutivoOiden Araque Mejía

Veedores:

Germán Espejo Mejía (p)Geovanis Arrieta Bernate (s)

Coordinadora TécnicaBibian Ximena García M.

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ContenidoConsejo editorial

Santiago Cardona GalloIngeniero Sanitario. Ph.D y M.Sc Ingeniería Ambiental

Javier Mouthon BelloIng. Civil. Ph.D Ingeniería Ambiental

Juan Carlos Escobar RiveraIngeniero Sanitario, MCS Ingeniería Civil(Hidráulica y Saneamiento),Ph.D Ingeniería Civil(Hidráulica y Saneamiento)

Andrés TorresM.Sc Hidrología Urbana, Ph.DHidrología Urbana

Álvaro M. Gutiérrez MalaxechebarríaIngeniero CivilMagíster en Ingeniería Civil.

Sandra Méndez FajardoIngeniera CivilMagíster en Ingeniería Civil

Gabriel Saldarriaga OrozcoIngeniero SanitarioMagíster en Ingeniería Ambiental

Bibian Ximena GarcíaIngeniera Ambiental y SanitariaMagíster en Gestión Urbana

Juan Pablo Rodríguez MirandaIngeniero Sanitario y AmbientalMagíster en Ingeniería Ambiental

Colaboradores Permanentes:Ingeniero Julián Bedoya,Seccional NoroccidenteIngeniero Ventura Muñoz, Seccional CaribeIngeniero Luis Francisco Ramírez,Seccional Caribe

Coordinador Consejo EditorialIngeniero Andrés Eduardo Torres AbelloM.Sc Hidrología Urbana, Ph.D Hidrología Urbana

Recepción de Artí[email protected]@[email protected]

EditorACODAL

Dirección Mercadeo y PublicidadAbogada: Sandra Martínez ManriqueAsistente: Andrea Barrera Agudelo

Diseño, Diagramación y MontajeLuz Mery Avendaño

Impresión Editorial Gente Nueva

Presentación ...........................................3

Efecto de las metodologías de diseñode alcantarillados pluviales urbanosen el costo de las obrasIng. Santiago Villanueva Valencia ..................5

Desempeño hidráulico de un modelode trinchera de retención utilizadacomo componente del drenaje urbanoAndrés Torres; Adriana Lucía Santa M.José Alejandro Quintero .......................... 19

Diseño de ecotechos productivos para poblaciones vulnerablesCarolina Forero Cortés; Carlos Devia Castillo;Andrés Torres; Sandra Méndez Fajardo ......... 28

Modelación matemática de procesosy operaciones de aguas residuales – estadode la prácticaLucas Botero, P.E. ................................... 37

Evaluación de la calidad del aguade la Bahía de Puerto Padre, CubaMSc. Gómez D´Angelo Yamiris T.; Lic. BeltránJesús; Lic. Martínez Ana Julia;MSc. Regadera Prats Reynaldo .................... 46

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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 internaciona-les, 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 alcanta-rillados 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 sobre-dimensionamiento 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 adop-tarse 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 mate-mática 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 ré-gimen 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 ade-lanten en el Gobierno Nacional a partir de la Estrategia Agua para la Prosperidad y de las actuali-zaciones 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, ACO-DAL 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.

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Efecto de las metodologías de diseño de alcantarilladospluviales 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 cues-tionada, 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 ante-riormente 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 hydrol-ogy; 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 Storm-water 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 uni-form 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

* Consultor hidráulico independiente. Email: [email protected]

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Introducción

El 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 pro-yectos serán los más adecuados. En la actua-lidad se aplican diferentes metodologías de cálculo para determinar los caudales de diseño de alcantarillados pluviales urbanos; estas me-todologías van desde muy simples y con suposi-ciones robustas como lo es el caso del método Racional hasta llegar a metodologías más so-fisticadas 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 actua-lidad la mejor herramienta para el dimensiona-miento 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 revi-sión de gran cantidad de escenarios de funcio-namiento en tiempos considerablemente cor-tos; 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 obje-tivo de obtener los mejores caudales de diseño y por tanto el diseño funcional más económico.

Teniendo en cuenta que los estudios de dis-tribución 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 ren-dimiento 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 sobredimensio-namiento.

Para abordar esta problemática, se parte de la hipótesis de que es muy costoso ejecutar las obras producto de diseños hechos con el méto-do racional o aún con métodos de lluvia esco-rrentía alimentados con un hietograma genera-do a partir de una idf, a cambio de profundizar en investigaciones y análisis de tormentas que permitan determinar hietogramas típicos de di-seño para usar en los modelos lluvia escorren-tía. 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 urba-nas aplicando tres metodologías de diseño, se diseña primero aplicando la metodología tra-dicional 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 llu-via-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-

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.

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rado y en segunda instancia se realiza el análi-sis de la red pero utilizando ahora el hietogra-ma de precipitaciones obtenido de un estudio particular de análisis de tormentas. Finalmen-te, 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 ex-cavaciones, etc), se determinan los costos de construcción incluyendo todos los ítems (exca-vaciones, 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 reali-zan 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 uni-tarios relacionados con la instalación de tube-rías. 2. Con la ayuda de la ecuación de Manning se establece la relación máxima existente en-tre el diámetro y el caudal a ser transportado por la tubería para diferentes pendientes (ins-talaciones). 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 ra-dio 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 reem-plaza en la ecuación 1 y se llega a la siguiente expresión, la cual representa el valor de cau-dal 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 ins-talación de 1 m de tubería a distintas profun-didades, puede obtenerse una familia de cur-vas 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 escorren-tía 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 va-lor 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 por-centaje de permeabilidad, de la pendiente y de las características de la superficie.

Modelos lluvia - escorrentía. Los modelos llu-via escorrentía permiten obtener el hidrogra-ma de escorrentía directa en la cuenca, para lo cual se establece el hietograma de precipi-tación 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 mo-delos 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 pro-yectos piloto en los cuales se recolectó infor-mación referente a la topología y tormentas de diseño (curvas IDF). En la tabla I se presentan

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llas 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.

Nombre del proyecto

Area (ha)

Longitud más larga de flujo

(m)

Tiempo de concen-tración

(h)

Intensidad (mm/h)

Coeficiente de escorren-

tía C (adi-mensional)

Perio-do de

retorno (años)

Pendiente promedio de la red

(%)

Profundidad promedio de la red

(m)

Proyecto 1 485.14 1939 0.539 54.48 0.40 TR50 0.06 4.50

Proyecto 2 12.85 687 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 4 119.35 2475 0.275 55.24 0.90 TR 5 0.50 2.00

Proyecto 5 310.34 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

Tabla I. Principales parámetros morfométricos de las cuencas analizadas

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.

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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 hieto-grama 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 mé-todo del bloque alterno. A la derecha un hietograma triangular de 1 hora de duración. En la parte inferior el hietogra-ma de 1 hora inferido de un estudio de tormentas.


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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.

Nombre del proyecto

Área (ha)

Caudales pico de escorrentía para distintos hietogramas (m3/s)

H** bloque alterno

H. 1 hora infe-rido de estudio de tormentas

H. 1 hora triangular

H. 3 horas (90% de pro-babilidad primer cuartil)

estudio de Tormentas

M.racional

Proyecto 1 485.14 8.20 7.90 7.76 No aplica 29.29






Proyecto 7 1175 29.44 No aplica No aplica 21.94 42.00*

Tabla 2. Valores de caudales en cada proyecto y distintos métodos de análisis.

* Este proyecto presentaba un embalse amortiguador.** H. = Hietograma.

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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 hietogra-ma 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 hietogra-ma 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).

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 hieto-grama 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).

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Figura 13. Familia de Curvas comparativas costo vs diámetro. Diferentes profundidades. (Costos año 2007).

Resultados

Los resultados de la aplicación de la metodolo-gía descrita anteriormente se pueden observar en la tabla 2; de éstos se aprecia que cada me-todología 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 mo-delos 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 respues-ta de la cuenca, lo cual se evidencia en las di-ferencias de caudales pico como resultado de la aplicación de una lluvia más concentrada en el centro como es el caso del hietograma ob-tenido con la metodología del bloque alterno, o la aplicación de una lluvia con una distribu-ción temporal obtenida de un análisis de tor-mentas como es el caso del estudio realizado por la EAAB en la ciudad de Bogotá D.C o una distribución temporal de precipitación en tor-mentas 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 proyec-tos pilotos 3 y 4 presentados en la tabla 2, son llevados a las curvas de costos vs caudal gene-radas 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 se-leccionado. Se aprecia además que los costos asociados al resultado obtenido con el Méto-do 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 me-todología 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 dis-tintas metodologías de diseño (ver tabla 2), y seleccionar la curva correspondiente a dicha

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profundidad se obtienen los costos asociados a cada alternativa. En este proyecto se tiene un costo aproximado de $2.550.000/ml de tube-ría 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 in-curriría como resultado de la aplicabilidad de cada una de las metodologías analizadas para los 7 proyectos pilotos, y se observa que el mé-todo racional supera los costos asociados a la aplicación de los modelos lluvia escorrentía.

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 alcantarilla-do y profundidad de 2.00m. (Costos año 2007). Se pueden construir familias de curvas para cualquier pendiente utilizando la ecuación 2.

Nombre del proyecto

Área (ha)

Costo SMMLV*/Km de colector para cada alternativa de caudal



H** bloque alterno

H. 3 horas (90% de probabilidad primer cuartil) estudio de Tor-

mentas

M.racional

Dife-rencia Máxima

Proyecto 1 485.14 9453.54 9914.69 10375.84 - 16140.19 6686.65

Proyecto 2 12.85 2997.46 3458.61 3458.61 - 3919.76 922.30

Proyecto 3 91.34 5879.64 6041.04 6225.50 - 6755.82 876.18

Proyecto 4 119.35 5764.35 5879.64 6225.50 - 7147.80 1383.44

Proyecto 5 310.34 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

Tabla 3. Cuadro comparativo de costos/km de colector para distintas metodologías en SMMLV.

*SMMLV= Salarios mínimos mensuales legales vigentes.**H. = Hietograma.

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Conclusiones

El costo directo de construcción para un colec-tor diseñado aplicando la metodología tradi-cional (Método Racional), resulta significativa-mente superior al costo de obra resultante de la utilización de las alternativas elaboradas a partir de los modelos lluvia-escorrentía, debi-do a la diferencia en los caudales de diseño de-terminados 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 tor-mentas, el diseño tradicional (Método Racio-nal) 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 tor-mentas. La relación entre el hietograma trian-gular 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 estu-dio de tormentas. Con relación a los modelos

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.

Es preferible para las empresas encargadas de la gestión de las redes de alcantarillado aunar esfuerzos en la investigación del com-portamiento de las lluvias principalmente en las grandes ciudades, que continuar con el so-bredimensionamiento de las redes. Estos es-fuerzos 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 ana-lizar tormentas.

Conocer la distribución temporal de las tor-mentas es relevante para obtener caudales de diseño confiables y obras más económicas. Ahora bien, no solamente la distribución tem-poral de las tormentas permite optimizar los diseños: También la distribución espacial per-mite conocer con mucha más certeza el com-portamiento del fenómeno lluvia – escorrentía.

Tabla 4. Cuadro comparativo de costos en % para distintas metodologías de diseño.

Nombre del proyecto

Área (ha)

Comparativo de costos en %*



H** bloque alterno

H. 3 horas (90% de pro-babilidad 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 alter-nativas, 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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lSin embargo, por la aplicabilidad de este do-cumento (que es para cuencas grandes y pe-queñas) 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 pro-yecto pequeño como el ejemplo 2 que tiene apenas 12.85 ha; el costo de la obra (ver ta-bla 3) con un hietograma adecuado vale 922.35 SMMLV menos que con el método racional. Ac-tualizando 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, equiva-lente 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 di-seño, 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 alter-no. (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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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 colom-bianas, 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 uti-lizada). Adicionalmente, con base en una metodología de superposición de hidrogramas elaborada especialmente, se propusieron valores y parámetros hidrológicos, incluyendo valores característi-cos 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 ex-periments 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

Desempeño hidráulico de un modelo de trincherade retención utilizada como componente

del drenaje urbano

Introducción

Hoy en día, los principales objetivos de los hidrosistemas de drenaje urbano si-guen siendo la higiene pública y la pro-

tección contra las inundaciones. Los países de-sarrollados 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-

Andrés Torres (I.C., M.Sc., Ph.D.)*Adriana Lucía Santa M. (I.C.)**

José Alejandro Quintero O. (I.C.)***

* Grupo de investigación Ciencia e Ingeniería del Agua y el Ambiente, Facultad de Ingeniería, Pontificia Universidad Jave-riana. Carrera 7 No. 40 – 62. Bogotá. E-mail: [email protected]

** E-mail: [email protected]*** E-mail: [email protected]

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ltaminación con el fin de proteger el medio am-biente y, en particular, los cuerpos acuáticos receptores como ríos, acuíferos, humedales, etc. (NHC, 2005; Chocat et al., 2007). Améri-ca Latina no es ajena a esta nueva preocupa-ción, 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 implementa-ción, existencia de enfoques sectoriales y re-sistencia institucional al cambio por parte de los principales organismos públicos (Meganck & Bello, 2002; UNESCO, s.f).

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 pa-vimentos y trincheras de retención/infiltración o la descontaminación a través de plantas o mi-croorganismos (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 can-tidad, calidad y compatibilidad con los espacios urbanos (Altarejos García, 2007).

Una de las técnicas alternativas son las trinche-ras (de retención o infiltración), frecuentemen-te utilizadas en lugares donde el espacio es li-mitado, cuya implementación es recomendada en pequeñas zonas (<2 hectáreas) (EPA, 1999; BMAPC, 1997). Además se ha podido encontrar que dichas estructuras pueden controlar la hi-drología natural de determinado sitio, reducir las tasas de caudal pico (por ejemplo reducción de caudal máximo de 99% a 90% según Raim-bault & 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 aque-llas estrategias convencionales de sistemas de tuberías (BMAPC, 1997; Muñoz & Ritter, 2005; Proton, 2008; Altarejos García, 2007).

En Colombia, son pocos los estudios relaciona-dos con las técnicas alternativas a las redes de alcantarillado, y claramente son menores las aplicaciones de estas tecnologías: se han reali-zado estudios sobre el comportamiento hidráu-lico y de retención de contaminantes (Niño & Lozano, 2003; Torres et al., 2011) de los pavi-mentos porosos. Adicionalmente, se han rea-lizado propuestas de implementación utilizan-do combinaciones de estas técnicas (jardines de biorretención, zanjas y franjas filtrantes y pavimentos porosos) y más recientemente sis-temas de almacenamiento temporal para dis-minuir riesgos de inundación y aumentar la ca-lidad del agua (Galarza & Garzón, 2005; Navarro Pérez, 2008). Sin embargo no se han realizado aún estudios para caracterizar desempeños hi-dráulicos 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 dre-naje 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 reali-zó 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 Ensa-yos de la Facultad de Ingeniería de la Pontificia Universidad Javeriana, donde se realizaron los ensayos de caracterización. Se instalaron dis-positivos de recolección con los cuales se al-macenó 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-

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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 te-sis doctoral, los cuales se tomaron como punto de partida para la presente investigación. De acuerdo con dichos valores, se adoptó una lon-gitud (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 hi-dráulicos. 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 im-pulso 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 reci-piente del mismo material que el de la trin-chera. Dicho dispositivo contaba con una regla en la parte interior, de tal forma que se midie-ron 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 mo-delo para cada evento lluvioso (dos eventos por cada tipo de grava). Empleando tamaños comerciales y de diferentes rangos que carac-terizaran mejor el comportamiento hidráulico y ambiental del modelo, se utilizó material po-roso 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 trinche-ra 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 de-terminó el volumen de entrada de la muestra vertiéndola en el recipiente graduado rectan-gular 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 ini-cial del modelo y con el cronómetro se tomó el tiempo que demoraba en desocuparse, esto con el fin de realizar el cálculo del caudal ins-tantáneo 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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lperfil 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.

Resultados y discusión

Con el fin de realizar la calibración del n de Manning para el modelo de trinchera de re-tención para cada tipo de grava se realizó un ajuste con base a la relación existente entre el caudal calculado y el caudal medido. La impor-tancia de este ajuste radica en que se intentó encontrar para cada material poroso un n de Manning característico para eventuales propó-sitos de diseño.

Al ser el modelo de retención hidráulica seme-jante 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 hidráu-licos (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 calcula-do y el caudal medido.

En la tabla No. 1 se encuentran los valores hallados del coeficiente de rugosidad de Man-

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 doc-toral (valores de n entre 1.5 y 3.5), los datos encontrados para n se encuentran dentro de un rango admisible y representativo.

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 valo-res pueden ser utilizados igualmente para pro-pósitos 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 in-dagó sobre las razones de este comportamien-to, 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, generan-do una menor resistencia hidráulica, y por lo tanto menores tiempos de retardo medidos du-rante experimentos posteriores.

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 re-saltar que ambos perfiles son del tipo M2 y que por lo tanto se asemejan. Teóricamente, un

Tabla No. 1 Diferencia Temporal K y n de Manning asociado a cada material y cada evento

Material No. 1 Material No. 2 Material No. 3

Tamaño Material 10 a 80 mm (3/8” a 3”) 20 a 80 mm (3/4” a 3”) 25 a 50 mm (1” a 2”)

Evento Lluvioso 27/05/2010 31/05/2010 10/06/2010 21/06/2010 11/08/2010 19/08/2010

n de Manning 2.62 1.96 1.75 1.33 3.90 0.86

Lag-Time (K) [s] 155.90 77.58 35.69 16.25 82.79 64.30

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perfil M2 debe tender a la profundidad crítica (Yc) de manera abrupta, lo cual concuerda con la variación espacial de la profundidad calcula-da (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 medicio-nes de dicho perfil o al diseño original del mo-delo físico, ya que no se garantizó que éste co-rrespondiera a un canal hidráulicamente largo (Chaudhry, 2008). Como ejemplo de los resul-tados 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 hi-dráulicos se llevó a cabo una relación modelo-situación real para encontrar valores de dise-ño. Inicialmente fue necesario tener en cuenta para cada material el hidrograma de entrada y de salida obtenido de los ensayos de laborato-rio, 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 extrapo-lar 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 vigen-te 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 inten-sidad del evento lluvioso (79 mm/h, 76 mm/h y 75 mm/h, respectivamente para cada mate-rial), 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 profun-didad calculada, Yc es la profundidad crítica y Yn es la profundidad normal

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lque 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 (em-pleando 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 dise-ño de la cuenca de estudio para cada material y de esa forma se logró relacionar el hidrogra-ma de laboratorio con el hidrograma de dise-ño 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 entra-da 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 super-posición de éstos. La metodología de cálculo consistió en superponer el hidrograma de en-trada 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 labora-torio es igualado por el caudal de entrada de diseño.

Después de haber generado el hidrograma de salida de diseño a partir del hidrograma de sa-lida de laboratorio, se determina el tiempo de retardo (K), entre los baricentros de los hidro-grama 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 to-tales de trinchera de 100, 130, 160 y 190 me-tros mediante todo el procedimiento explicado

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 índi-ce de escorrentía representativo de la cuenca. Con lo anterior se determinó una relación para coeficientes de escorrentía asociados a los ma-teriales de la trinchera como se muestran en la Gráfica 4, en donde el cálculo de las regre-siones 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 escogi-da para el material No. 1.

Gráfica 4. Valores de escorrentía para diferen-tes longitudes de vía asociados al material No. 1.

Tabla No. 3. n de Manning, Lag-Time (K) y coeficiente de escorrentía (C) para cada material em-pleado para la trinchera de retención

Tamaño Ma-terial [mm]

Tamaño Mate-rial [in] n de Manning

K (X es la longitud de la trinchera en

metros)

C (X es la longitud de la trinchera en

metros)

Material No. 1 10 a 80 3/8 a 3 1.96 K=(18.48)x C=(13.24)x-1.07

Material No. 2 20 a 80 3/4 a 3 1.32 K=(19.56)x C=(478.6)x-1.40

Material No. 3 20 a 50 1 a 2 0.86 K=(19.11)x C=(7.487)x-0.67

Conclusiones

Los valores obtenidos para el coeficiente de rugosidad n de Manning propio para cada ma-terial 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-

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lrial No. 3. Sin embargo es importante recal-car 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 coeficien-te de rugosidad n alto con relación a los n de Manning encontrados en la literatura para ca-nales abiertos. Sin embargo, para la calibra-

ción hecha por Proton en el año 2008 para trin-cheras 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 indi-ca 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 productivospara poblaciones vulnerables1

Carolina Forero Cortés (E)* Carlos Devia Castillo (IF, M.Sc.)**

Andrés Torres (IC, M.Sc., Ph. D.)***

Sandra Méndez Fajardo (IC, MIC)****

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: [email protected].

** Profesor Asociado Pontificia Universidad Javeriana. Carrera 7 No. 40 – 62. Bogotá. Director del trabajo de grado. E-mail: [email protected].

*** Profesor Asociado Pontificia Universidad Javeriana. Carrera 7 No. 40 – 62. Bogotá. Director del grupo Ciencia e Inge-niería del Agua y el Ambiente, asesor del trabajo de grado. Email: [email protected] .

**** 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: [email protected].

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 in-stalarsistemas 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 re-circulación, 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 promo-vió el uso de tecnologías verdes en territorios populares urbanos.

Palabras clave: techos verdes, hortalizas, tecnologías verdes, ecología urbana.

ABSTRACT

In the quest to reduce poverty and improve food security conditions are established green ro-ofs 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, irri-gation and storage of rainwater. Each roof can hold 96 bottles for a capacity of 288 plants in

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Introducción

Los ecotechos, techos verdes, cubiertas ecológicas, cubiertas ajardinadas o ver-des son un sistema de techo multicapa

que permite la propagación de la vegetación en una superficie expuesta, al tiempo que ga-rantizan 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 general-mente 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 Men-suales Legales Vigentes (Bedoya, 2009), esta-(Bedoya, 2009), esta-blecidas en estrato 1, son el escenario para establecer los ecotechos. Éstos prestan una serie de beneficios directamente a los habitan-tes 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 ate-nuación 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 vivien-das la temperatura media puede llegar a más de 30ºC. A nivel comunitario los beneficios es-tán asociados principalmente a la atenuación de la escorrentía superficial, captura de car-

bono y reducción del efecto albedo contribu-yendo 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 uti-lizados (techos o tejados), se reúsan residuos sólidos (botellas pet, canecas y tubos), se habi-litan espacios de integración comunitaria y hay rescate del saber local de acuerdo con las ex-periencias de vida de quienes participan, per-sonas que han estado en situación de desplaza-miento 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 habilita-ción de espacios de integración comunitaria y fortalecimiento familiar, diálogo intergenera-cional, 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 cu-biertas verdes productivas en viviendas de es-trato uno ubicadas en el Sector Altos de Ca-zucá del municipio de Soacha, Cundinamarca (Colombia). Los objetivos específicos corres-ponden a: i) Caracterizar los techos de las vi-viendas (capacidad de carga, pendiente o in-clinación, materiales utilizados, forma de la superficies,etc.) para establecerlas condicio-nes del montaje de cubiertas verdes; ii) For-mular un sistema de manejo de aguas lluvias; iii) Implementar sistema de cubiertas o ecote-chos. Para ello fue necesario revisar fuentes de

12m2 of indoor plants which can be harvested in 1 and 3 months cycles depending on the spe-cies. The results were the installation and operation of the production system for vulnerable po-pulations, which showed an exchange of knowledge between the participating community, aca-demia 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.

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linformación secundaria y realizar un trabajo de campo correspondiente a la toma de datos en el sitio para justificar la viabilidad del pro-yectoen términos estructurales, ambientales, sociales y económicos.

Los ecotechos aportan a la solución de las pro-blemáticas que actualmente asume la huma-nidad como el aumento de las urbanizaciones con acumulación sucesiva de déficits de servi-cios en infraestructuras urbanas y falta de ve-getación (Berndtsson et al., 2009), concentra-do en las periferias de las ciudades principales, generando desequilibrio socioeconómico y am-biental (Gutiérrez, 2008 y Zorraquino, 2008).

Estudios han mostrado la declinación del rendi-miento global de alimentos, generando deman-da de tierra y aumento en el precio de éstos (Ibáñez, 2009; Rozo, 2008). Como consecuen-cia se obtienen poblaciones vulnerables caren-tes de recursos económicos, que no les permi-ten cultivar ni adquirir alimentos (Atehortúa, 2007), como tampoco poseer tierras fértiles adecuadas para ello (Gutiérrez, 2008).

El desplazamiento de estas poblaciones hacia las periferias de las grandes ciudades ha es-tado 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 con-secuencia la importación de alimentos y ma-yores costos de vida en los territorios popula-res urbanos (Zorraquino, 2008). En Colombia, 7,4 millones de personas viven con menos de $2.212,66 pesos/día (EE.UU. $1.25/day), impi-diendo satisfacer sus demandas de un alimento básico, “más de 800 millones de habitantes en el planeta no tienen cómo suplir sus necesida-des 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 opor-tunidades laborales dignas.

Por otro lado, la degradación del medio ambi-ente como consecuencia de la industrialización y el aumento de la temperatura generan cam-bios climáticos a escala global (Kowalczyk, 2011, Atehortúa, 2007). Estos cambios afectan directamente el clima local, especialmente al-gunas 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 escor-rentía 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 con-strucción (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 inves-tigación busca contribuir a la profundización en el conocimiento de la temática de techos verdes o greenroofs como indicadores de tec-nologías ecológicas e innovadoras, constituir un sistema productivo que propicie las condi-ciones de habitabilidad y sea autogestionado por las familias participantes en territorios populares urbanos.

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Metodología

Área de estudio. El estudio fue realizado en el municipio de Soacha, Cundinamarca (Colom-bia) (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 pro-medio 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 llu-vias 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 ca-racterísticas socio culturales, el sector de Altos de Cazucá ha representado un fuerte proceso de ocupación ilegal en tierras, produciendo di-námicas 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 sali-das 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 po-sibles. Luego, para dar cumplimiento al diseño y la implementación de los techos verdes, se desarrollaron las siguientes actividades:

1. Acercamiento y presentación de la pro-puesta 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 vivien-das 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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ly características funcionales para el sopor-te de las cubiertas verdes. Se aclara que el sistema propuestopara el sistema producti-vo de techos verdes tiene una vida útil de 2 años, por la durabilidad de los materiales.

3. Identificación de contenedores para sopor-tar sustratos y plantas a cultivar, deter-minación 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).

4. Definición de ajustes tecnológicos para losrequerimientos de manejo: número y forma de distribución de los contenedores, permitiendo optimizar la capacidad de car-ga del techo, forma de drenaje de los re-cipientes 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 cu-biertas verdes.

Resultados

1. El conjunto de actividades realizadas con la comunidad por medio de las visitas de cam-po permitió dimensionar los beneficios que se tendrían del ecotecho y elegir tresfami-lias para la implementación con el apoyo de varias entidades públicas y privadas.

2. Se caracterizaron los techos de las vivien-das participantes en el proyecto. Éstos corresponden a tejas de fibrocemento, on-duladas, 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 recipien-tes individuales, botellas plásticas de pet de 3 L, que se adecuaron realizándoles 3 orifi-cios 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 ubi-can 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).

Figura 2. Vista lateral del sistema Productivo de eco-techos. (Fuente: elaboración de los autores).

Figura 3. Área total de la cubierta y manejo del siste-ma de ecotechos. Fuente: elaboración de los autores.

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combatir las plagas que atacan la lechuga, ii) cebolla larga (Aliumfistulosum), cilantro (Coriandrumsativum) y lechuga lisa (Lactu-ca sativa) y iii) espinaca (Spinacaoleracea) y perejil (Petroselinumcrispum) vivienda 3. Se recomienda investigar otras combina-ciones que generen un aporte alimentario en la dieta de las familias participantes.

Cabe resaltar, que las asociaciones de cul-tivos, cultivo múltiple o sistemas de poli-cultivos son sistemas en los cuales dos o más especies vegetales se plantan con sufi-ciente proximidad espacial, para dar como resultado una competencia interespecífica

El sustrato fue una mezcla entre tierra ne-gra y cascarilla de arroz (relación 2:1 ) la profundidad del sustrato mínimo para el crecimiento de las plantas se obtuvo ba-sado en los contenedores utilizados (Figura 6)(Getter y otros, 2007).) Las plantas utili-(Getter y otros, 2007).) Las plantas utili-.) Las plantas utili-zadas son de baja demanda de nutrientes, raíces poco profundas y rápido crecimien-to. 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

Figura 4. Diseño del contenedor vista lateral y frontal en detalle. Fuente: elaboración de los autores.

Figura 6. Adultos, jóvenes y niños participantes siem-bra (Mujeres representantes de familia y sus hijos). Fuente: elaboración de los autores.

Figura 5. Madres realizando la adecuación de las bote-llas. Fuente: elaboración de los autores.

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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 so-bre sustratos orgánicos (Hernández y otros, 2010).

4. Así mismo, se calculó el máximo peso que alcanza una botella con el sustrato satura-do y las plantas con el máximo tamaño (2 Kg), de esta manera, se definió el número de recipientes posibles, para las condicio-nes de resistencia de la estructura eran 96 recipientes con tres orificios es decir 288 plantas por cada tratamiento.

5. Previendo la necesidad de una fuente per-manente de agua para las plantas se identi-ficó la necesidad de establecer un sistema de riego por goteo, ejecutando un procedi-miento para la recolección de agua lluvia y adecuaciones del terreno (Figura 8), con el fin de no utilizar riego adicional, sino re-circular el agua lluvia para el crecimiento de las especies. Para ello fue necesario uti-lizar 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 ele-mentos que puedan afectar el paso de és-tapor 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.

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 vi-vienda para cubrir las demandas hídricas de las especies utilizadas. Siguiendo las recomenda-ciones de Herrera, 2011, los materiales utili-zados para techos verdes deben ser livianos, resistentes y de fácil de manejo (Figura 9).

Como resultado final práctico se obtuvo el dise-ño e instalación del sistema productivo de eco-techos 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-

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.

Figura 8. Recolección, almacenamiento y adecuaciones del terreno para hacer manejo de aguas lluvia.

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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 colo-car 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 (pre-cipitación y temperatura), características físi-cas 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 m2incluyen-do 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,

financiado por entidades públicas y privadas, con asesoría y seguimiento de la academia.

Conclusiones

• A partir deltrabajo realizado se identificó que es posible la implementación de techos verdes en este tipo deviviendas, lo que per-mitiría obtener los beneficios ambientales, sociales y económicos que este sistemapro-ductivo ofrece. Así mismo se encontró que realizando ligeras adecuaciones tecnológi-cas en lasviviendas, en lo que concierne al reforzamiento estructural de la cubierta es posible incrementarsustancialmente el cu-brimiento del techo y por consiguiente los beneficios asociados de éstos.

• Las ventajas con el sistema propuesto fue-ron: 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 potencia-lizar las cualidades humanas de los niños, jóvenes y adultos participantes, a partir de un proceso de diálogo y cooperación per-manente, a partir de las particularidades locales que pueden ser proyectadas a lo re-gional y lo global.

• Es necesario identificar un lugar, un espa-cio, un territorio en específico, en el que se puedan ensayar y consolidar procesos de sostenibilidad, con una visión articulada interdisciplinariamente, que permita inter-cambiar los múltiples saberes y la reinte-gración de las ciencias para tener una cons-trucción colectiva.

Figura 9. Vista en planta del diseño e implementación del sistema productivo de ecotechos. Fuente: elabora-ción de los autores.

Figura 10. Sistemas actuales de ecotechos productivos (2011). Fuente: elaboración de los autores.

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lAgradecimientos

A la Pontificia Universidad Javeriana, Funda-ción 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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Introducción

La modelación matemática de procesos y operaciones unitarias de aguas resi-duales 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 ne-cesidades de las entidades encargadas de pro-veer y desarrollar proyectos de saneamiento de manera muy eficiente. La modelación de aguas residuales emplea un conjunto de herramien-tas para ayudar y apoyar la toma de decisio-nes 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 ges-tores 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) pre-decir 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 sis-tema ya que se incluyen las interacciones en-tre 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 capaci-dad 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) eva-luar escenarios de operación para obtener las

Modelación matemática de procesos y operaciones de aguas residuales – estado de la práctica

Lucas Botero, P.E., BCEE*

* CDM Smith. Email: [email protected]

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, optimiza-ción, 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.

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lestrategias de control, (9) realizar modelacio-nes exhaustivas para obtener una amplia gama de condiciones de prueba que, al contrario del mundo real, permiten llevar el sistema al lí-mite sin ningún tipo de sanciones o problemas operativos, (10) ahorrar tiempo y dinero: la si-mulación 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 importan-te de la modelación matemática en el ámbito de desarrollo y gestión de proyectos de sanea-miento, 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.

Modelos actuales

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 creci-miento y decrecimiento bacteriano, sedimen-tación y espesamiento de licor mixto, digestión anaeróbica, etc. El contexto de este artículo asume la utilización de modelos para represen-tación 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 simul-táneamente y con la capacidad de incorporar

el tiempo como una variable adicional (mode-los dinámicos). A manera de ejemplo simple, se expone lo que ocurre en un reactor anae-róbico, 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 de-terminante en el desarrollo de la modelación matemática de aguas residuales, y su integra-ción 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 limi-tará 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 activa-dos en medio suspendido, disponibles en los si-muladores de aguas residuales más conocidos.

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ASM1 ASM2d ASM3 ASDM 1 Mantis2

Crecimiento y decrecimiento de biomasa heterotrófica de organismos que no acumulan fosfatoAlmacenamiento Aeróbico de sustratofácilmente biodegradable

Incluido Incluido

Almacenamiento Anóxico de sustratofácilmente biodegradable

Incluido Incluido

Crecimiento aeróbico de biomasa heterotróficano acumuladora de fosfato

Incluido Incluido Incluido Incluido Incluido

Crecimiento anóxico de biomasa heterotróficano acumuladora de fosfato


Fermentación (realizado en condicionesanaerobias por heterótrofos que no acumulan fosfato)

Incluido

La decadencia de la biomasa heterotróficano acumuladora de fosfato


La respiración de materia orgánica almacenadapor los heterótrofos que no acumulan fosfato

Incluido

Crecimiento y decadencia de biomasa autotróficaCrecimiento 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 fosfatoAlmacenamiento de material de almacenamientointerno por heterótrofos que acumulan fosfato

Incluido Incluido

Almacenamiento aeróbico de polifosfatopor heterótrofos que acumulan fosfato

Incluido Incluido

Almacenamiento anóxico de polifosfatopor heterótrofos que acumulan fosfato

Incluido Incluido

Crecimiento aeróbico de heterótrofos que acumulanfosfato

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 AnóxicosCrecimiento anóxico de metilótrofos Incluido

Decadencia anóxica de metilótrofos Incluido

Procesos de HidrólisisHidrólisis 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 Metales

Precipitación de fosfato férrico Incluido

Disolución de fosfato férrico Incluido

OtrosTransformación por adsorción o floculación de materia orgánica coloi-dal a partículas de materia orgánica (espontánea)

Incluido

Asimilación por desnitrificación del nitratoo nitrito en amoníaco para síntesis biológica

Incluido

Tabla 1. Comparación de procesos en diferentes estructuras de modelos de lodos activados en medio suspendido

ASM: Activated Sludge Models – Modelos de Lodos Activados1. Modelo del simulador comercial Biowin®, de Envirosim.2. Modelo del simulador comercial GPS-X, de Hidromantis

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En cuanto a sedimentación, espesamiento y otras operaciones unitarias, en la actualidad se manejan dos corrientes para su modelación matemática que son: los modelos unidimensio-nales o los modelos de dos o más dimensiones (multidimensionales). La Tabla 2 resume los modelos que actualmente se utilizan de mane-ra 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, mez-clado, modelación de estructuras de entrada (succión) de sistemas de bombeo y evaluacio-nes de reactores de desinfección.

Comparación entre diseño tradicional y modelación matemática

Una de las ventajas de la modelación matemá-tica versus los diseños tradicionales es la inclu-sión 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 mecanís-ticos fundamentados en las leyes de la física, química, biología o bioquímica. Algunas veces, y en menor proporción, hay procesos que tie-nen 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 in-terés 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 desarro-llo de la modelación matemática de aguas re-siduales. 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 (Edi-ción del 2003) y los resultados obtenidos en un simulador utilizando algunos de los modelos descritos anteriormente. Los siguientes pá-rrafos 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, concen-tración de licor mixto en los reactores, facto-res de seguridad y características requeridas en el efluente. Del diseño tradicional se ob-tuvieron volúmenes, cantidad de aire requeri-da y capacidad requerida por los sistemas de recirculación interna. Aproximadamente mil (1000) configuraciones de diseño fueron gene-radas aleatoriamente basadas en la técnica de simulación Monte Carlo.

Las mismas configuraciones fueron introduci-das en un modelo dinámico y fueron simuladas por un tiempo considerable.

Tabla 2. Modelos de Sedimentación y Espesamiento

UnidimensionalesVesilic Modificado1 Basado en la teoría de flujo de densidad subdividida en múltiples capasExponencial Doble1 Basado en la teoría de flujo de densidad subdividida en múltiples capas

Multidimensionales

Mecánica de Fluidos Computarizada (CFD)

Resuelve las ecuaciones de masa, momento, y energía de Navier-StokesSubdivide la región del fluido en pequeños volúmenes de control Utiliza modelos de turbulencia RMS (Reynolds Stress Model)

1. Usualmente pueden incluir reacciones biológicas basadas en los modelos descritos anteriormente.

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Los resultados del ejercicio se resumen en la Figura 1. Cabe recalcar que este análisis fue realizado a una configuración Ludzack-Ettinger modificada.

procesos y operaciones unitarias utilizan simu-ladores comerciales demostrando su aplicabi-lidad:

1. Utilización de un Modelo para la optimi-zación (incluyendo el aumento de capacidad de tratamiento de un sistema). En este ejem-plo específico, la PTAR (Planta de Tratamiento de Aguas Residuales) Cahaba en Birmingham, Alabama, fue sometida a un análisis de simula-ción 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 de esta planta se encontraban la optimización de remoción de nutrientes a bajos niveles y un análisis de la capacidad de procesamiento de caudales pico de la misma.

La planta cuenta con cribado fino, remoción de arenas y grasas, ecualización, clarificado-res primarios (no utilizados en la actualidad), un sistema Barnard Denitrification Phosphorus (BARDENPHO por sus siglas en inglés) compues-to 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 ultravio-leta. La línea de los sólidos de la PTAR cuenta con digestión aeróbica, espesamiento por gra-vedad 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 evalua-ción de remoción de nutrientes, donde a través de la simulación se detectó liberación secun-daria de fosfato en la segunda zona anóxica, por falta de sustrato heterotrófico para la des-nitrificación. Dado el resultado del modelo se decidió convertir la segunda zona anóxica en un zona con propósito doble (óxico/anóxico)

Como se observa en la Figura 1, la compara-ción de los dos métodos muestra de una mane-ra muy marcada que con respecto al parámetro más significativo de este análisis (y también el más sensible), el nitrógeno amoniacal, la mo-delación matemática muestra que todas las configuraciones analizadas tienen capacidad de reserva en el sistema (es decir, predice un efluente con menor concentraciones de nitró-geno 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 re-serva en el análisis, independientemente de la combinación de características del afluente y de los parámetros de operación seleccionados.

Ejemplos específicos del uso de simu-ladores de modelos matemáticos en proyectos de saneamiento

A continuación se presentan unos ejemplos es-pecíficos donde la modelación matemática de

Figura 1. comparación de diseño entre guías tradiciona-les y simulaciones con modelos matemáticos

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para que los operadores pudieran operarla de acuerdo a las condiciones requeridas. La Figura 3 ilustra el perfil de fosfatos en la planta con-firmando la liberación secundaria de fosfatos bajo ciertas combinaciones de flujo afluente, retorno de lodos y recirculación de licor mixto.

El segundo objetivo incluía una modelación di-námica de los eventos pico para tratar de op-timizar la capacidad de tratamiento y evitar la construcción de nuevas unidades de trata-miento (ecualización u otros procesos). Dado el cambio a zona dual explicado anteriormen-te, el modelo mostró que el caudal máximo de procesamiento de los reactores BARDENPHO

podría ser incrementado de 17 mgd a 35 mgd, con unas simples modificaciones en el proce-so de sedimentación secundaría. La Figura 4 muestra los perfiles de nutrientes (parámetros de mayor interés) de las simulaciones realiza-das con las condiciones de flujo mayores a las actuales y los cambios a la segunda zona anóxi-ca y a los clarificadores secundarios, como fue explicado anteriormente.

2. Evaluación de Mezcla utilizando un mo-delo CFD. Para la PTAR Middle Basin (Overland Park, Kansas) se requería utilizar un sistema de mezclado hidráulico (sin añadir energía ex-terna) para mezclar el lodo proveniente de un

Figura 2. Configuración del procesos de la Planta Cahaba

Figura 3. Perfil de Fosfatos Planta Cahaba.

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tanque de fermentación con el fin de producir ácidos volátiles para el suplemento del sistema de remoción biológica de fosfatos con un con-centración de 4% SST y líquido de elutriación con una concentración de 0.5% SST. Los reque-rimientos operativos del mezclador requerían una concentración máxima de 2% en el lodo mezclado.

Se utilizó un modelo CFD para encontrar una geometría óptima de un mezclador tipo vórti-ce. 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 Dis-trict (Maine, USA) tenía graves problemas de acumulación de arenas en los procesos poste-riores a los desarenadores aireados de la plan-ta. Por esto, se hizo un modelo en CFD para

Figura 4. Perfiles de Nutrientes en la Planta Cahaba con las Modificaciones Propuestas.

Figura 5. Geometría Óptima de un Mezclador de Lodo Fermentado Utilizando Simulación por CFD.

evaluar su estado y recomendar ajustes al sis-tema para mejorar la eficiencia de captura de arenas.

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lLa 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.

mejorar el flujo de remolino requerido y así evitar cortocircuitos de flujo y mejorar la re-moción 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 intere-santes. Actualmente ya se han empezado a in-terconectar sistemas y procesos biológicos con los modelos CFD para obtener una integración mucho más completa en los sistemas modela-dos. Así mismo, algunas prácticas de modela-ción ya han empezado a interconectar modelos de calidad de agua de receptores con mode-los de tratamiento de aguas residuales, cuyos objetivos incluyen demostrar que se pueden establecer límites variables en el efluente, de-pendientes 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 hidro-lógicos 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.

A su vez, recientemente se desarrollan los mo-delos de interacción entre plantas de aguas re-siduales y emisiones gaseosas de las mismas, con un énfasis en los modelos de emisiones de gases de efecto invernadero, ya que se ha en-contrado que las PTARs pueden tener emisio-nes significativas de éstos.

Por todo esto, el futuro de la modelación ma-temática presenta oportunidades y retos muy excitantes para los profesionales de nuestra industria.

Conclusiones

La modelación matemática de procesos y ope-raciones unitarias de aguas residuales con si-muladores para ese propósito puede ser una herramienta muy válida con la cual se puede:

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.

Figura 7. Líneas de Flujo con Nuevo Bafle Longitudinal

En este proyecto se evaluaron diferentes alter-nativas 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

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(1) predecir el comportamiento de un conjunto de procesos y operaciones unitarias (prediccio-nes de calidad del efluente, de sólidos o gases), (2) realizar un balance mucho más real del sis-tema ya que se incluyen las interacciones en-tre 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 capa-cidad 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) eva-luar escenarios de operación y las estrategias de control, (9) realizar extensivas modelacio-nes para obtener una amplia gama de condi-ciones 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 mode-los determinísticos basados en la ciencia para predecir el comportamiento de estos proce-sos 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 in-tegración de modelos diversos proveerá herra-mientas más poderosas a los ingenieros am-bientales que les permitirán tomar decisiones más acertadas en cuanto a procesos y opera-ciones de aguas residuales.

Bibliografía

Peter Dold, Chris Bye, Kevin Chapman, Ken Brischke, Chris-ty 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)Ve-rification of WWTP design guidelines with activated sludge process models. Memorias del Congreso y Expo-sición Anual de la Water Environment Federation [CD-ROM], Edición 80; Nueva Orleans, Luisiana, USA 2-6 de octubre; Water Environment Federation: Alexandria, Virginia.

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Evaluación de la calidad del aguade la Bahía de Puerto Padre, Cuba

MSc. Gómez D´Angelo Yamiris T.Lic. Beltrán JesúsLic. Martínez Ana JuliaMSc. Regadera Prats Reynaldo*

* Centro de Ingeniería y Manejo Ambiental de Bahías y Costas (Cimab)Email: [email protected], [email protected]; [email protected]; [email protected]

RESUMEN

Se evaluaron diferentes parámetros: pH, temperatura, salinidad, oxígeno disuelto, nitrógeno de nitrito, nitrógeno de nitrato, nitrógeno amoniacal, fosfato inorgánico disuelto, fósforo total, si-licato inorgánico disuelto, sólidos suspendidos totales, clorofila-a fitoplanctónica, hidrocarburos del petróleo disueltos y dispersos, coliformes termotolerantes y Escherichia coli. Se muestrea-ron 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.

ABSTRACT

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 phytoplancto-nic, hydrocarbons of the oil dissolved and dispersed (HPDD), thermotolerant coliform and Esche-richia 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 concen-trations of chlorophyl a phytoplanctonic. There is a low contamination by oil at the stations 5 and 7.

Key words: water quality, indicators, concentration.

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Introducción

Las condiciones naturales favorables y po-sibilidades de comunicación que ofrecen las zonas costeras, ha potenciado el de-

sarrollo urbano, comercial y agroindustrial en áreas contiguas a las principales bahías y lito-rales, esta actividad ha dado lugar a que estos ecosistemas presenten con frecuencia diferen-tes grados y tipos de perturbaciones, provoca-dos fundamentalmente por la introducción de aguas residuales que frecuentemente no cum-plen los requisitos para ser dispuestas en tales ecosistemas.

La bahía de Puerto Padre es uno de los recur-sos 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 activida-des urbanas y agrícolas. Cuenta además con el central Antonio Guiteras, el mayor productor de azúcar crudo del país y centro de una im-portante 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 contami-nación de las aguas de bahía de Puerto Padre, para lo cual se determinaron diferentes indica-dores de calidad tales como: pH, temperatura, salinidad, oxígeno disuelto, nitrógeno de nitri-to, nitrógeno de nitrato, nitrógeno amoniacal, fosfato inorgánico disuelto, fósforo total, sili-cato inorgánico disuelto, sólidos suspendidos totales, clorofila-a fitoplanctónica, hidrocarbu-ros del petróleo disueltos y dispersos (HPDD), coliformes termotolerantes y Escherichia coli. Con los resultados obtenidos se cumplimenta-ron los siguientes objetivos:

• Diagnóstico y actualización de la calidad hi-droquímica y bacteriológica en los niveles de superficie y fondo de la bahía de Puerto Padre.

• Conocer los niveles actuales de contami-nantes orgánicos (hidrocarburos del petró-leo) en las aguas superficiales.

• Determinar el grado de deterioro de las co-munidades naturales a través de estudios con indicadores biológicos.

Materiales y Métodos

Los muestreos de la calidad de las aguas se lle-varon 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 espe-cificaciones de ISO 5667-3:(1994), APHA (1998) y Grasshoff y otros, 2002.

Para este estudio se seleccionaron los indica-dores requeridos por las normas cubanas de calidad Norma Cubana NC 25:1999 “Evaluación de los objetos hídricos de uso pesquero. Espe-cificaciones” (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 analiza-dos se muestran en la Tabla 1.

Los indicadores de calidad evaluados en las aguas se determinaron por las siguientes me-todologías:

• Parámetros hidroquímicos

El pH fue medido in situ por el método elec-trométrico (ISO 10523:1994).El nitrógeno de nitrato (N-NO3) se realizó por el método colori-métrico 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.

Tabla 1. Número de muestras por parámetros analizados.

Ensayos Agua de marOxígeno disuelto 20pH 20Temperatura 20Sólidos Suspendidos Totales 20Salinidad 20Fósforo total 20Ortofosfato disuelto 20Nitrógeno amoniacal 20Nitrógeno de nitrato 20Nitrógeno de nitrito 20Silicato disuelto 20Hidrocarburos del petróleo disueltos y dispersos (HPDD) 10Coliformes termotolerantes (bahía) 3Escherichia coli (bahía) 3Coliformes termotolerantes (playas) 3Escherichia coli (playas) 3Estreptococos fecales (playas) 3Enterococos fecales (playas) 3clorofila –a- fitoplactónica. 10Total 258

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the Examination for Water and Wastewater, 4500 H (APHA, 1998). La salinidad, el oxíge-no 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 fósfo-ro total (PT), y el silicato inorgánico disuelto (SiO2) se determinaron mediante el método co-lorimétrico (Grasshoff y col., 2002).

• Indicadores biológicos (pigmentos fotosin-tetizadores.

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%, calen-tado a 75ºC y se leyó la absorbancia con un espectrofotómetro; la concentración se esti-mó según la ecuación propuesta por ISO 10260 (1992).

• Microbiología

Los análisis microbiológicos se realizaron so-lamente 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 des-crita en ISO 9308-2 (1990).

Además de las estaciones comunes se evalua-ron tres zonas de baño: La Llanita, La Boca y El Raíl, ubicadas en el canal de entrada (ver figura 1). Los indicadores bacteriológicos de-terminados 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).

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 Inter-nacionales, tales como USEPA, 2002; USEPA, 2003; CONSLEG, 2003; EP/CEU 2006.

• Tóxicos orgánicos

Los hidrocarburos del petróleo disueltos y dis-persos (HPDD) se determinaron utilizando la técnica reportada por el Programa CARIPOL (Proyecto de la Subcomisión Regional del Ca-ribe 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:

Excitación = 310 nm; λ Emisión = 360 nm; Ven-tana = 10; Energía = 5: Integración = 8.

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 Cu-bana 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 tem-peraturas 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 crite-rio 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-

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ma del valor límite (5 mg L-1 ), recomendado en la Norma Cubana NC 25:1999 para aguas ma-rinas 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-

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 residua-les de la destilería Antonio Guiteras y las aguas negras del poblado de Delicias Esta situación está en detrimento de la vida acuática ya que

Tabla 2. Indicadores físicos – químicos de calidad del agua.

Estación Nivel OD CS (%) pH Sal SST Temp.1 S 6.9 108 7.9 37.702 242 251 F 6.91 - 7.92 37.457 3162 S 7.2 112 7.91 37.26 284 253 S 6.75 102 7.55 37.764 278 234 S 6.18 95 7.45 37.962 320 245 S 7.1 107 7.63 37.943 400 236 S 7.53 116 7.91 37.873 307 247 S 0 0 7.02 37.307 333 257 F 0 - 6.98 37.274 2988 S 6.01 92 7.83 37.981 356 248 F 7.14 - 7.85 38.043 3649 S 6.73 103 7.79 37.983 320 2410 S 8.7 136 7.77 37.839 318 2510 F 6.74 - 7.72 37.779 338

Referencia NC-25: 1999 Buena >5 >70 y 80-120 8.1- 8.3 35-26 <100 *

Referencia NC-25: 1999 Dudosa 5-3 - 8.0-6.5 25-10 100-300 *

Referencia NC-25: 1999 Mala <3 - <6.5 <10 >300 *

Figura 2. Valores de concentración de saturación de oxígeno.

* valores que no aparecen en la norma de referencia, s: superficie, f: fondo

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provoca que muchas especies se trasladen a otros lugares y que las inmóviles mueran (USE-PA, 2008), por lo que las condiciones para la pesca en esa zona se ven afectadas.

En la figura 2 se muestran los valores de con-centración de saturación de oxígeno (CS). Se puede apreciar que en la mayoría de las es-taciones, 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 Inter-nacionales, 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 condicio-nes de anoxia que presenta y la segunda pue-de deberse a la actividad del oleaje durante el muestreo que contribuye al enriquecimien-to de oxígeno en las aguas superficiales. En las aguas superficiales, en contacto con la atmós-fera, la cantidad de oxígeno disuelto tiende, como es natural, a estar en equilibrio con el at-mosférico. Los factores que regulan la cantidad de oxígeno disuelto en el agua son: Temperatura y salinidad del agua, Actividad biológica y Pro-cesos 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 re sul tados 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 in-fluencia 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.

La lluvia arrastra las partículas y fluidos pre-sentes 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 eva-cuación y aparte de los componentes extraños, el volumen de agua es tal que produce dilu-ciones 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 obteni-dos de nitrógeno de nitrito (N-NO2), nitrógeno amoniacal (N-NH3), nitrógeno de nitrato (N-NO3), silicio, medido como silicato inorgánico disuelto (SiO2), ortofosfato (P-PO4) y el fósforo total (PT).

Los mayores valores encontrados de N-NH3 co-rresponden a las estaciones 3 y 8 (desemboca-dura de los esteros y río Delicias, respectiva-mente). Estos valores elevados pudieran estar influidas por los vertidos directos de aguas re-siduales y domésticas sin tratar a la bahía pro-venientes 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

Figura 3. Apariencia del agua de la bahía de Puerto Padre.

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tendencia al aumento cuando se compara con los obtenidos por García y otros (2007).

Las concentraciones de nitrógeno de nitrito (N-NO2), tanto en superficie como en fondo, se encontraron dentro del intervalo de concen-traciones considerado para aguas de calidad buena según la NC 25:1999 (ONN, 1999a).

El nitrógeno de nitrato (N-NO3) mostró en la mayoría de las estaciones, concentraciones cercanas al límite inferior del criterio de ca-lidad dudosa. Este resultado puede asociarse a la cercanía de varias industrias que utilizan como materias primas compuestos de nitróge-no; tales como la urea y el fosfato de amonio, a las actividades agropecuarias de la zona y también a los drenajes que vierten aguas resi-duales 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 con-taminantes incluyen tanto sedimentos proce-dentes 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 ani-males 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 elimi-nan en tierra por contención, por lo que el prin-cipal peligro que representan es el de la filtra-ción y las escorrentías. Las medidas de control pueden incluir el uso de depósitos de sedimen-tación 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)

Estación NivelParámetros (μmol L-1)

N-NH3 N-NO2 N-NO3 P-PO4 PT SiO2

1S 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

7S <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

8S 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

9 S 2.76 <0.07 1.07 0.32 <1.08 6.01

10S 2.39 <0.07 5.6 0.22 <0.32 12.41

F <0.51 <0.07 1.43 0.19 <1.08 7.33

Referencia NC-25: 1999

Buena <2.14 <3.57 <0.71

^

<1.61

^Dudosa 2.14 - 3.57 3.57 - 107 0.71 - 42.8 1.61 - 6.45

Mala >3.57 >107 >42.8 >6.45

^ Valores que no aparecen en la norma de referencia.

Tabla 3. Nutrientes evaluados en las estaciones de muestreo de la bahía de Puerto Padre.

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El fósforo total mostró concentraciones por de-bajo 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 clasifica-ron en la categoría de calidad dudosa proba-blemente, debido a los aportes de residuales industriales y domésticos que éstas reciben.

Con relación al silicio, los valores obtenidos os-cilaron entre 3.37 y 12.41 mg L-1, lo cual con-cuerda 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 encon-trados pudieron estar influidos por los aportes de sedimentos terrígenos de los ríos que des-embocan en la bahía muy cerca de las estacio-nes estudiadas.

Indicadores biológicos

Las concentraciones de clorofila-a fitoplanctó-nica por estación, se presentan en la figura 4.

Observe que los mayores valores se alcanza-ron, de forma general, cerca de la desembo-cadura 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 encla-vada entre los ríos Parada y La Farola.

La clorofila-a fitoplanctónica presentó una me-dia 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 esta-ción 5 (litoral de la ciudad), donde el principal componente fue el nitrógeno de nitrato. Una correspondencia similar fue detectada por Re-gadera 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 prefie-re el consumo de las formas más reducidas del

Figura 4. Concentración de clorofila-a por estaciones de muestreo.

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lnitrógeno, debido a que se requiere de un gas-to 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

La figura 5 muestra las concentraciones de co-liformes termotolerantes (coliformes fecales) y Escherichia coli detectadas en las estacio-nes 4, 5 y 6 de la bahía y su comparación con los valores obtenidos de coliformes termoto-lerantes en el 2007. Observe que en el gráfi-co 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 Esta-dos Unidos (USEPA, 2002), ya que dicho indica-dor no aparece normado en la Norma Cubana de referencia.

Las tres estaciones muestreadas dentro de la bahía, cumplen con el límite máximo per-misible 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 de-tectaron coliformes termotolerantes.

Al comparar estos resultados con los obtenidos en el 2007, se evidencia un comportamien-to similar de este indicador bacteriano en la estación 4 (clasificada como estación 3 en el 2007) (ver figura 5). La zona donde está ubi-cada esta estación recibe la influencia de la contaminación de origen fecal proveniente de

las aguas del Río Parada, así como de numero-sos 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 evi-dencia una disminución de la concentración de este indicador, ya que no se detectó la presen-cia de coliformes termotolerantes, lo cual indi-ca que esta bacteria pudiera o no estar presen-te 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 mag-nitud (4.5 x 10 NMP/100 mL), con relación al 2007 (2.0 NMP/100 mL) (ver figura 5). Este he-cho 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 con-centraciones en las heces fecales y constituye el mayor porciento de los géneros bacterianos que conforman el grupo de los coliformes ter-motolerantes (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 Am-biental 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-

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Estaciones

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

Norma Cubana NC 22 (1999) 1 x 103

USEPA ( 2002) 2.35 x 102

ND: No detectable

tado en dicha estación. De igual manera en la estación 5 no se hallaron concentraciones de coliformes termotolerantes y E coli. Solamen-te 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 (co-liformes termotolerantes y E coli) son inferio-

res a los límites reportados en la Norma Cuba-na NC 22: 1999 (ONN; 1999b) y en la Agencia de Protección Ambiental de los Estados Unidos (USEPA, 2002), respectivamente. Este compor-tamiento es similar al obtenido en el monito-reo realizado en el año 2007, por lo que duran-te 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 me-diante las concentraciones de coliformes ter-motolerantes, E coli, estreptococos fecales

Figura 5. Concentraciones de coliformes termotolerantes (CTT) y Escherichia coli en las estacio-nes 4, 5 y 6 de la Bahía de Puerto Padre.

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ly 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).

Las tres playas muestreadas (El Rail, La Boca y La Llanita) mostraron concentraciones de coli-formes 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, respectivamen-te) establecidos en la Norma Cubana para con-tacto directo NC 22: 1999 (ONN, 1999) y por la Agencia de Protección Ambiental de los Esta-dos Unidos (USEPA, 2002).

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 concentra-ciones 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, respecti-vamente. En la zona de baño El Rail ha tenido lugar una evidente mejoría de la calidad bac-teriológica 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).

Zonas de baño

Indicadores

CTT (2007) CTT (2011) Escherichia coli (2011)

NMP/100 mL NMP/100 mL NMP/100 mLEl Rail 2.20 x 10 2 ND NDLa Boca 4.00 x 10 ND NDLa Llanita 2.00 x 10 1.80 x 10 NDNorma CubanaNC - 22 (1999) 2 x 102

USEPA ( 2002) 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.

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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 zo-nas de baño se llevó a cabo la determinación de estreptococos fecales y enterococos fecales. El procesamiento de las muestras se realizó me-diante 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 referi-da (filtración de membrana) por esta razón se consultaron las normas internacionales, tales como: Directiva de las Comunidades Europeas (CONSLEG, 2003) para la concentración máxi-ma 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 es-treptococos fecales y enterococos fecales en las tres zonas de baño (El Rail, La Boca y La Llanita) y su comparación con los valores lími-tes establecidos en las normas internacionales anteriormente referidas.

Las concentraciones de estreptococos fecales detectadas en El Rail y en La Boca fueron in-feriores 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

Zonas de baño

IndicadoresEstreptococos fecales

(EF) (2011) Enterococos fecales (Ent.) (2011)

UFC/100 mL UFC/100 mLEl Rail 1.0 x 10 NDLa Boca 3.3 x 10 2.3 x 10La Llanita 1.15 x 102 1.8 x 10CONSLEG (2003) 1.0. x 10 2 EP/CEU (2006) - 1.0 x 10 2

USEPA (2003) - 3.5 x 10ND: 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.

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lsuperior al máximo valor permisible. En rela-ción a los enterococos fecales, en las tres es-taciones 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 va-lor hallado de coliformes termotolerantes (in-dicador normado en Cuba) fue inferior al límite establecido en la Norma Cubana NC: 22, la mis-ma no posee la calidad bacteriológica reque-rida 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 influen-cia negativa de los aportes contaminantes de origen fecal proveniente de los asentamientos poblacionales permanentes y transitorios en esa zona.

Según, Vergaray y otros (2007) los estrepto-cocos fecales sobreviven más tiempo en agua de mar que los coliformes, termotolerantes, simulando mejor las características de sobre-vivencia de Rotavirus, el cual es uno de los agentes etiológicos de gastroenteritis de ma-yor prevalencia. La elevada capacidad de so-brevivencia de este grupo pudiera explicar el hecho de las altas concentraciones detectadas en esta estación.

El Rail y La Boca se consideran zonas aptas para el baño desde el punto de vista bacte-riológico, 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 permi-sibles reportados para cada caso. Este hecho corrobora lo planteado anteriormente acerca de la evidente mejoría de la calidad bacterio-lógica 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 dis-persos (HPDD) encontradas en las aguas super-ficiales 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 estacio-nes los valores de HPDD hallados en el agua su-perficial de la bahía en el 2011, se encuentran por debajo del límite de detección del método analítico empleado, sólo las estaciones 5 (cer-cana al poblado de Puerto Padre) y 7 (entre la desembocadura del río Delicias y la Zanja co-mún), presentaron valores medibles (1.0 y 2.5 mg L-1, respectivamente). No obstante, am-bos valores son considerados por el Programa CARIPOL como típicos de zonas costeras muy ligeramente contaminadas por petróleo (Atwo-od 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 (refleja-do por la presencia de HPDD), al no detectarse valores medibles por el método analítico em-pleado (CARIPOL, 1987 ).

Se observa que ha tenido lugar una considera-ble reducción de la influencia de este contami-nante en este ecosistema; y como se expresó anteriormente, sólo las estaciones 5 y 7, siguen reflejando alguna incidencia del mismo, aun-que también se aprecia una disminución en la magnitud de los valores alcanzados en ambas estaciones en esta etapa. El resto de las esta-ciones en el 2007 reflejaban en mayor o me-nor 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 resul-tados según el propio criterio del programa

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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 afir-mar 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 re-siduales líquidos al mar sin ningún tratamien-to, 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 cuer-pos y con presencia de residuos petrolíferos. Esas concentraciones de HPDD que están lle-gando a esas áreas marinas, aún en supuestas pequeñas cantidades pero de forma sostenida y continúa en el tiempo, deben seguir afectan-do 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

Estaciones Indicadores

HDPP (2007) HDPP (2011)(mg L-1) (mg L-1)

1 0.71 < 0.42 - < 0.43 (2011) /estación 2 (2007) 1.98 < 0.44 (2011) /estación 3 (2007) 1.65 < 0.45 (2011) /estación 4 (2007) 3.14 1.06 (2011) /estación 5 (2007) 1.65 < 0.47 3.59 2.58 2.14 < 0.49 0.94 < 0.410 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.

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lla 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 propor-cionar un diagnóstico acertado de la influencia de cualquier contaminante químico orgánico o inorgánico en el medio marino, es vital cono-cer los valores de éste en otros compartimen-tos 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 Protec-ción Ambiental de Estados Unidos en cuanto

al valor de concentración mínimo permisi-ble de coliformes termotolerantes y Esche-richia 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 fitoplanctó-nica. Se considera que la bahía está aún poco afectada por la eutrofización, pero este fenómeno ha ido en aumento.

• La ligera contaminación por petróleo de-tectada, 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 presen-tando condiciones desfavorables, en cuanto a su calidad ambiental.

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