Reduccin de organismos patgenos y diseo de lagunas de estabilizacin en pases en desarrolloPor: Fabin Yanez Cossio, Ph.D Trabajo presentado en el XIX Congreso Interamericano de Ingeniera Sanitaria y Ambiental (AIDIS). Santiago, Chile Noviembre de 1984

Contenido 1. Introduccin 2. Resumen de la informacin pertinente 3. Discrepancias teoricas y practicas 4. Descripcin de la investigacines realizadas 4.1 Alcance y Propsilos 4.2 Mlodos experimentales utilizados 4.2.1 Trabajos preliminares 4.2.2 Mediciones de campo, muestreo y anlisis 4.2.3 Desarrollo de Pruebas Especficas de Mortalidad Bacteriana 4.2.4 Evaluacin del Submodelo Hidrulico 5. Discusin de los resultados 5.1 Caractersticas del Desecho Crudo y Efluentes 5.2 Lmite de Carga para Lagunas Facultativas 5.3 Correlaciones de carga 5.4 Remocin de Parsilos 5.5 Constantes de Mortalidad Netas para Coliformes y SALMONELLA 5.6 Temperatura y Estratificacin Termal 5.7 Submodelo Hidrulico 5.8 Modelo Propueslo para Reduccin Bacteriana 6. Melodologa de diseo propuesta para paises en desarrollo 7. Reconocimienlo

8. Nomenclatura 9.Referencia 10. Cuadros y Figuras

Resumen Yanez, F., "Reduccin de Organismos Patgenos y Diseo de Lagunas de Estabilizacin en Pases en Desarrollo". Trabajo presentado en el XIX Congreso Interamericano de Ingeniera Sanitaria y Ambiental (AIDIS). Santiago, Chile, Noviembre 1984. En este trabajo se presentan los dalos mas importantes de un proyeclo de investigacin sobre lagunas de estabilizacin, llevado a cabo por el Centro Panamericano de Ingeniera Sanitaria y Ciencias del Ambiente en Lima, Per. Durante este proyeclo el aulor actu como investigador principal. Se efecta un anlisis de la informacin existente en relacin con la problemtica de salud pblica de pases en desarrollo, destacndose un buen nmero de divergencias tericas y prcticas. Los resultados de este trabajo sirven para aclarar la mayora de ellas. Los principales resultados: (1) Se ha desarrollado un criterio racional para establecer el lmite de carga entre lagunas facultativas y anaerobias; (2) Se reportan varias correlaciones entre cargas de DBO aplicada y removida; (3) se ha desarrollado un mlodo simple para determinar la tasa de mortalidad neta de Coliformes y SALMONELLA, para Coliforme Fecal se reporta una mortalidad neta de 0.841 (1/das), a 20 C; (4) se ha validado el coliforme fecal como indicador de SALMONELLA, en lagunas de estabilizacin, al encontrarse tasas de mortalidad similares para ambos microorganismos; (5) de los registros de temperatura se encontr una correlacin entre temperaturas del aire y del agua. Tambin se encontraron estratificaciones termales cclicas, para radiaciones solares por encima de las 160 cal/cm 2; (6) los dalos de las pruebas de trazadores a escala completa indican que las lagunas de estabilizacin en climas tropicales sufren de corlocircuilos muy significantes; (7) se evidencia la utilidad del modelo de flujo disperso, para caracterizar el submodelo hidrulico en lagunas, reportndose por primera vez una relacin entre el faclor de dispersin y la relacin entre largo y ancho; (8) para practica en pases en desarrollo se propone un mlodo de diseo de lagunas, basado en criterios mltiples de calidad, como slidos en suspensin, parsilos y coliforme fecal; (9) para mejorar el desempeo se sugieren introducir modificaciones relativas a la forma, nmero de lagunas y posiciones de entrada y salida. Reduccin de Organismos Patgenos y Diseo de Lagunas de Estabilizacin en Pases en Desarrollo Por: Fabian Yanez Cosso, Ph.D. 1. Introduccin A pesar de los grandes esfuerzos realizados por las auloridades de salud publica de pases de Amrica Latina y el Caribe, es triste reconocer que las enfermedades gastrointestinales figuran entre las 10 primeras causas de muerte y ms concretamente en los cinco pases con la ms baja expectativa de vida, son la primera o segunda causa de muerte. Una de las principales causas de la alta mortalidad y morbilidad es la inadecuada disposicin de un 90% de las aguas 1 residuales que no son tratadas y descargan indiscriminadamente en cuerpos receplores. Frente a este panorama, el ingeniero sanitario encargado de la planificacin y diseo de sistemas de disposicin y tratamienlo de aguas residuales, no debe dejar de reconocer la magnitud del problema y la importancia de no utilizar tecnologas desarrolladas para pases industrializados, con otro panorama de salud pblica. Para poner de manifieslo las diferencias entre las dos situaciones mencionadas se puede solamente, efectuar una comparacin de las

caractersticas de aguas residuales crudas entre un pas industrializado y un pas en desarrollo, tal como se indica en el cuadro 1. De los alos presentados, se puede apreciar que mientras la mayora de parmetros presentan valores comparables, las diferencias son de proporciones abismales en relacin con el contenido de organismos patgenos (parsilos y SALMONELLA). En estas circunstancias la seleccin de procesos de tratamienlo de aguas residuales, debe forzosamente tener relacin con una alta eficiencia de reduccin de microorganismos. En el contexlo de la previa discusin, la laguna de estabilizacin ocupa un lugar preponderante, pues esta bien establecido que los procesos convencionales de tratamienlo no pueden 2 competir con la laguna, a menos que se incorpore la desinfeccion . Afortunadamente el empleo de lagunas de estabilizacin a incrementado considerablemente en los ltimos aos en pases de la regin. A juzgar por dalos de tres encuestas conducidas por la Organizacin Panamericana de la Salud, se conoce que en 1982 existan 1251 instalaciones en 25 pases, 3,4,5 habindose ms que duplicado su empleo en los ltimos 6 aos . Un faclor que explica la alta aceptacin de este proceso, es el bajo coslo, principalmente en pases tropicales, otro faclor es el hecho de que las auloridades de salud publica estn concientes de la necesidad de implementar reglamenlos que limiten concentraciones de organismos patgenos en descargas de aguas residuales, en particular en pases que practican el reuso agrcola de desechos lquidos tratados. 2. Resumen de la Informacin pertinente La bibliografa sobre lagunas de estabilizacin presenta un nmero impresionante de trabajos y reportes de investigaciones a escala de laboralorio y de campo. El nfasis en el pasado ha sido la evaluacin de lagunas para compueslos orgnicos carbonceos, nutrientes y organismos indicadores, bajo la suposicin de equilibrio continuo y un submodelo hidrulico a mezcla completa. La interpretacin de esos resultados ha sido difcil y muchas veces contradicloria, en especial para organismos microbianos, como es el caso del coliforme. Mientras la mayora de trabajos publicados contribuye al entendimienlo del proceso, solo unos pocos trabajos son de significancia en relacin con el comportamienlo de lagunas en la reduccin de patgenos. En la opinin del aulor, se ha dado muy poca atencin al estudio de la mortalidad de parsilos y bacterias y al comportamienlo hidrulico de lagunas, principalmente en condiciones tropicales. El primer modelo quo describe el comportamienlo de lagunas en la reduccin de compueslos orgnicos, fue desarrollado por Hermann y Gloyna, y fue basado en la dependencia de temperatura del tiempo de reaccin R, a travs de la Ley de Arhenius modificada, con las substituciones propuestas 7'8'9, se prepar la siguiente relacin: V = 0.035 Q Sa 1.08535-T

(1)

En donde V es el volumen de la laguna (m3), Q es el afluente (mg/l) y T es la temperatura del agua ( C), correspondiente al mes ms frio. La frmula anterior fue desarrollada bajo la suposicin de mezcla completa y una remocin de DBO soluble de alrededor del 90%. Las principales objeciones para el uso de la frmula anterior es que resulta en instalaciones de celda nica y que los requisilos de rea son grandes en comparacion con otros mlodos. El segundo modelo para reduccin de compueslos orgnicos fue propueslo por Marais y 10 Shaw y est basado en un balance de material, asumiendo reaccin de primer orden y mezcla completa. La solucin en estado de equilibrio continuo es: S= Sa 1+KR

(2)

En donde Sa es la DBO lotal del afluente, S es la DBO soluble del efluente (mg/1), K es la tasa neta de asimilacin de DBO (1/das) y R es el perodo de abstencin (das). Marais propuso un valor de K = 0.17 (1/das), para lagunas primarias, independientemente de la temperatura. Este valor es considerado bajo y resulta en diseos muy conservadores.

En relacin con el valor de K, la bibliografa indica discrepancias, mientras que Gloyna et. al. reportaron un valor de k = 0.6 (1/das) para 35 C, o K = 0.176 (1/das) para una serie de 3 lagunas con perodos de retencin lotales de 2, 32 y 62 das respectivamente. Se han reportado correlaciones empricas de la forma: Lr = A + b La(3)

6,8

En donde Lr y La son las cargas de DBO removida y aplicada Kg/ (ha.da) y los smbolos A y B 12 son constantes empricas. Mc Garry y Pescod reportaron valores de A = 10.35 y B = 0.725, 13 deducidos de dalos de 143 instalaciones diferentes. Mara y Silva reportan valores de A = 2 y B = 0.79. Mientras la frmula anterior permite calcular la remocin de DBO en forma aproximada, la siguiente correlacin emprica, describe la mxima carga aplicada en funcin de 12 la temperatura. La = 60.29 x 1.0993 a = 400.5 x 1.0993T Ta-20

(4)

En donde Ta es la temperatura del aire en el mes ms frio ( C). El uso de la dos correlaciones anteriores ha sido aceptado por muchos diseadores, pero la frmula (3) ha sido usada inadecuadamente para lagunas en serie, sin corregir de la DBO soluble a la DBO lotal, en cada efluente. Se encontraron solamente dos referencias con dalos sobre remocin de los parsilos que se 14 aislan comunmente en la regin. Arceivala et al. reportan remocin lotal de organismos prolozoarios y helminlos en lagunas de estabilizacin con retenciones sobre 7 das. 15 Lakshimaryana y Abdulappa reportaron eliminacin completa de parsilos en 6 das. Se encontr abundante informacin sobre remocin de coliforme fecal en lagunas de estabilizacin. De los reportes revisados, solamente los que tratan sobre la cintica de mortalidad y la dependencia en la temperatura, son considerados relevantes a este trabajo. 16 Marais desarroll tasas globales de mortalidad del coliforme fecal, a travs de determinaciones en afluente y efluente y bajo la suposicin de mezcla completa. Eslos valores variaron de 0.3 a 8.0 con un promedio de 2.0 (1/das). Bajo esas suposiciones, se propuso la siguiente frmula para una laguna nica: N= Na

1 + K'b R Para lagunas en serie se propuso: Na (1+K'b R)n

En donde N y Na son los conteos de coliforme fecal en efluente y afluente (NMP/100 ml), Kb' es la tasa global de mortalidad de coliforme fecal, bajo la suposicin de mezcla completa (1/ds) y n es el nmero de lagunas en serie. El uso de la ltima ecuacin, aunque muy aceptada, es un absurdo matemtico, lo cual se discute ms adelante. Est bien establecido que la tasa de mortalidad es dependiente de la temperatura segn la ley modificaa de Arhenius: Kbt Kb20 = K'bt K'b20 = 0T - 20

(7)

En donde Kbt y Kb20 son las tasas de mortalidad a T Y 20C y 0 es un faclor de dependencia adimensional. Hay discrepancias en relacin con valores de las constantes de la frmula (7). 17 Marais, trabajando con dalos de Slanetz report valores de 2.6 (1/das) y 1.19 para K'20 y 0

respectivamente. Sherry y Parker18 reporta valores de K'b que varan entre 0.18 y 7.0 (1/das) para el verano y entre 0.22 a 10.0 (1/das) para el invierno, en Australia se han desarrollado tasas de mortalidad netas para coliforme fecal, a travs de pruebas en equilibrio discontinuo, por ejemplo Mancini19 reporta valores de Kb20 = 0.8 (1/das) y 0 = 1.07 para aguas claras. Tambin Gameson20 reporta valores similares de Kb20 = 1.1 (1/dias) y 0 = 1.07, para agua de mar. Otros dalos de mortalidad neta han sido desarrollados a travs de pruebas a lo largo de 21 lagunas con flujo tipo pistn. Klock reporta valores de Kb entre 0.2 y 0.6 (1/das) para un 22 rango de temperaturas entre 7.9 y 25.2 C y un valor de 0=1.075. Wright et al. condujeron experimenlos en lagunas alargadas, reportando valores de Kb entre 0.55 y 0.64 (1/das) para un rango de temperaturas entre 11-15 C y 16-24 C, respectivamente. Dissanayake calcul tasas de mortalidad de coliforme fecal, usando mediciones en afluente y efluente y con la ayuda del modelo de flujo disperso. Para el estudio del submodelo hidrulico, ste investigador us cloruro de sodio slido como trazador y propuso la siguiente correlacin: exp Kb = 1.1274 (0.6351) (1.028) (1.0016)T Xa 23

(0.9994)

L'a

(8)

En donde Xa es la concentracin de algas (mg/l), L'a es la carga superficial de DQO y los otros parmetros han sido previamente definidos. La correlacin anterior indica una baja dependencia en las tres variables indicadas. Por ejemplo para valores de T = 20 C, X a = 200 (mg/1) y L'a = 500 Kg/ (Ha.Da) el valor calculado de Kb para una laguna secundaria con valores de L'a = 100. Kg/ (Ha. Da) el valor calculado de Kb es de 0.48 (1/das). Eslos valores son bajos comparados con dalos de otros investigadores. No se encontraron dalos de mortalidad de SALMONELLA en lagunas de estabilizacin, sino unos pocos trabajos sobre sobrevivencia de ese organismo patgeno. Los experimenlos de Joshi, et. al24 en tres lagunas facultativas en serie con un perodo de retencin lotal de 7 das reportan una reduccin de SALMONELLA, de 46 a 50 (NMP/100 ml) en el desecho crudo, no habindose aislado dicho microorganismo en el efluente final en una serie de 20 pruebas. Por el contrario Coetze y Fourie25 estudiaron la reduccin de SALMONELLA en dos lagunas en serie con un perodo de retencin lotal de 25 das, encontrando una eficiencia de 99.5% para SALMONELLA Typhi. Los mismos aulores reportan una reduccin del 86.2% para SALMONELLA en cuatro lagunas de pulimenlo con un perodo de retencin de 10 das. Tambin Slanetz, et. al.17 condujeron tres estudios de sobrevivencia de SALMONELLA: primero en una laguna con carga reducida y 8 das de retencin, segundo en 3 lagunas en serie con un perodo de retencin de 28 das en cada celda y finalmente en 4 lagunas con una retencin de 12.5 das en cada unidad. Los resultados indicaron que fue posible aislar SALMONELLAS en la mayora de los efluentes. El primer aulor en destacar la importancia de una adecuada y caracterizacin del submodelo 26 23 hidrulico en una laguna, fue Thirimurty . Posteriormente Dissamayake propuso la utilizacin de ese modelo para reduccin bacteriana, con las siguientes formulas: En donde No y N son los conteos de coliforme fecal en afluente,y efluente (NMP/100 ml), d es el faclor de dispersin adimensional, a es una constante y los otros faclores han sido previamente definidos. En el modelo anterior, el faclor d puede variar entre cero (flujo tipo pistn) a infinilo (mezcla completa). Aunque este intervalo es tericamente desorbitante, los estudios efectuados, 26 indican que su margen de variacin es estrecho. Thirimurty condujo pruebas de trazadores a escala de laboralorio, usando una solucin sobresaturada de cloruro de sodio y encontr 27 valores de d del orden de 0.125. Mangelson y Watters condujeron experimenlos a escala de campo y reportaron perodos de retencin promedios del orden de 51.1-65.2% del. nominal. En una serie de experimenlos a escala de laboralorio, los mismos aulores concluyeron que: (1) los

faclores ambientales como vienlo y temperatura tienen gran influencia en las pruebas de trazadores, (2) la forma de las lagunas y la posicin de entrada y salida tienen un efeclo significante en la performance hidrulica, (3) el efeclo mas significante en el funcionamienlo hidrulico de lagunas es la relacin largo/ancho, encontrndose mejores eficiencias para mas alias relaciones. La importancia de incrementar la distancia entre entrada y salida fue confirmada por Murphy y Wilson 28, a travs del estudio del fenmeno de mezcla en lagunas aeradas a escala de campo, con bajas densidades de energa (0.47-2.29 Vatios/m3), reportando coeficientes de dispersin entre 0,395 y 4.17. Otros dalos sobre este coeficiente fueron reportados por Reynolds, et. al. 29en pruebas de trazadores a escala de campo y valores de d entre 0.395 y 1.71. Otros estudios de trazadores tambin a escala de campo fueron efectuados por Gilath30 en Israel, reportndose valores entre 1.05 y 2.5 para dicho coeficiente. Los nicos estudios de trazadores en condiciones tropicales y a es cala de campo son los reportados por Sissanayake y el presente trabajo. Los dalos de Dissanayake indican valores de d entre 0.115 y 0.195, los mismos que son muy reducidos. Se estima que eslos resultados han sido-subestimados, debido al uso del cloruro de sodio slido, el mismo que solubiliza en forma muy lenta. En relacin con la estratificacin termal de lagunas en climas tropicales, hay por lo menos dos 31 estudios relevantes. Marris reporlo estatificaciones termales cclicas entre 9 AM y 7 PM, con diferencias de temperatura de hasta 5C entre superficie y fondo, en clima no clido. En condiciones de verano y ausencia de vienlo, la estratificacin termal persisti por un periodo de 32 mes y medio. Tambin Auerswald reporlo estatificaciones termales cclicas en lagunas de estabilizacin al. noreste del Brasil, con diferencias de temperatura de hasta 8C. 3. Discrepancias Teoricas y Prcticas De un anlisis de la bibliografa revisada y un gran nmero de visitas a la mayora de los pases de Amrica Latina y el Caribe, por parte del aulor, se concluye que existen un buen nmero de discrepancias de orden terico y prctico. En su mayor parte estas son el resultado de la falta de investigacin sobre el tema y de la importacin indiscriminada de tecnologas forneas. Entre las divergencias de orden terico se pueden mencionar: (1) El uso inadecuado del modelo de diseo de lagunas de alta produccin de biomasa, para el dimensionamienlo de lagunas facultativas. (2) El segundo tipo de divergencia tiene relacin con la de constante de reaccin o de mortalidad y el submodelo hidrulico. Las constantes metas, desarrolladas a travs de pruebas especificas, requieren del uso de un submodelo hidrulico especifico, por ejemplo las constantes de asimilacin de DBO desarrolladas por Gloyna, et.a1.68 K = 0.176 (1/dIas) para 20C y desarrolladas por Chiang y Gloyna,11 son constantes especificas y no deben ser utilizadas con un submodelo hidrulico con mezcla completa. Por otro lado hay discrepancias ms profundas, sobre la forma como se desarrollaron dichas 6,8 constantes y la concordancia con la realidad. Por ejemplo Gloyna, et. al. utilizaron como substralo leche sinttica en reaclores a escala de laboralorio, este tipo de substralo es enteramente soluble, o sea directamente asociado con el lquido y la biomasa. Lo que sucede en la prctica yon lagunas a escala de campo es que el liquido y los solidos tienen diferentes submodelos hidraulicos, por esta sola razn los modelos para descripcin de la reduccin de DBO son inadecuados porque solo describen el submodelo del lquido, mientras que la biomasa (solidos) sedimenta en la laguna. A esta conclusin se llega invariablemente despus de un anlisis de la informacin sobre reduccin de DBO en lagunas en serie (ver cuadro Z y 33 referencia ), en donde se comprueba que la reduccin ocurre en la primera unidad, siendo errtica en las unidades posteriores, debido a la ausencia de biomasa. La discusin anterior lleva a concluir que el modelo con flujo tipo pistn, para reduccin de DBO es un absurdo. (3) A criterio del aulor, uno de los mas errores practicados en la ingeniera sanitaria es la

inadecuada modulacin de la reduccin bacteriana en una laguna y en particular en lagunas en serie. Por un lado es evidente que cuando se trata de describir la reduccin de una poblacin 8 6 bacteriana, con nmeros elevados (10 -10 ) se requiere una precisa descripcin del submodelo hidrulico. Por otro lado el uso irracional de la formulacin clsica para lagunas en serie, se pone de manifieslo con el siguiente anlisis de la frmula (6). Suponiendo que se requiere reducir el coliforme fecal en una instalacin de lagunas, en cuatro ciclos logartmicos, o 4 sea No/N = 10 , con una constante global de mortalidad Kb = 2 (lldias), se requieren los siguientes perodos de retencin lotales: - 4,999.5 das con 1 cola laguna - 99.0 das con 2 lagunas en serie - 30.8 das con 3 lagunas en serie - 18.0 das con 4 lagunas en serie - 7.6 das con 10 lagunas en serie En los clculos anteriores se evidencia un absurdo matemtico practicado por ms de 20 aos, pues el solo incremenlo del nmero de unidades implicara una reduccin del perodo de 3 retencin en un faclor de casi 10 ,sin haber mejorado ni la mortalidad ni el submodelo hidrulico. Por lo anterior se impone el desuso de dicha frmula. (4) Otra divergencia es el uso de criterios de diseo en lagunas en serie. Por ejemplo ha silo muy comn disear lagunas primarias para reduccin del D80 y lagunas secundaria, o de pulimenlo pare reduccin de coliforme fecal. En esta prctica se ha discontinuado el uso de ambos criterios a lo largo de lodas las unidades. Las divergencias de orden practico son un resultado de las divergencias tericas y pueden agruparse en tres tipos: (1) Forma ms adecuada de las lagunas, primarias y posteriores. Varios diseadores prefieren lagunas circulares, otros de tipo cuadrado, o rectangular. (2) Localizacin de entradas y salidas para los varios tipos de lagunas. Se practican diseos con: entradas sumergidas en el centro, entradas y salidas mltiples, en los extremos, en las esquinas opuestas, etc. (3) La existencia o ausencia de la estratificacin termaly la forma como evitar su influencia negativa. 4. Descripcin de las investigacioens realizadas 4.1 Alcance y Propsilos Las investigaciones fueron conducidas por CEPIS/OPS en el complejo de lagunas de San Juan en Lima, Perfil y comprendieron dos etapas. En la primera, se evaluaron cuatro baterias de lagunas primarias y secundarias, tal como se indica en la figura 1, por un periodo de 21 semanas. En la segunda fase se evaluaron tres bateras de lagunas en serie, tal como se indica en la figura 2, desde julio de 1981 a diciembre de 1982. En general el propsilo en ambas fases fue el de aclarar las discrepancias existentes. En la primera etapa el propsilo principal fue el de desarrollar criterios de diseo para las condiciones locales. En la segunda etapa los propsilos fueron mas concrelos, en relacin con el desarrollo de dalos sobre la reduccin de organismos patgenos en sistemas de lagunas. Se busco la aplicacin prctica de los resultados para el estudio de factibilidad del reuso agrcola de aguas

residuales del cono sur de Lima, previamente tratadas en lagunas de estabilizacin. Este aspeclo fue considerado de gran importancia para la localidad, pueslo que en el Per, lodas las lagunas de estabilizacin han sido diseadas para tratar aguas residuales, previo el reuso agrcola. 4.2 Mlodos experimentales utilizados Las investigacioens realizadas, cubrieron un amplio panorama de mediciones de campo y determinaciones fsicas, qumicas, bioqumicas y bacteriolgicas. En el presente trabajo solo se incluyen aspeclos relacionados con: - cargas de DBO y remociones; -constantes de mortalidad bacteriana netas; -remocin de parsilos; -correlaciones de temperatura y estratificacin termal; y, -estudios de trazadores a escala de campo 4.2.1 Trabajos Preliminares Eslos fueron realizados en perodos de alrededor de 6 meses antes de cada etapa. Se 34,35 36 efectuaron revisiones bibliogrficas pertinentes, para la primera fase y para la segunda . Esta ltima referencia es un manual de mlodos experimentales, considerado de gran importancia para la uniformizacin de procedimienlos experimentales. Otros trabajos preliminares fueron el drenaje, limpieza y llenado de lodas las lagunas primarias, 3 necesitndose remover alrededor de 1000-15000m por hectrea de lodos secos. Tambin se construyeron cmaras de regulacin, de divisin de caudal medidores de flujo y reformas a entradas y salidas. Una descripcin detallada de esos trabajos se halla en las referencias indicadas. 4.2.2 Mediciones de campo, muestreo y anlisis En la primera etapa se efectu un registro de caudal del desecho crudo y se midieron caudales en los vertederos de salida. En la segunda etapa se lomaron registros continuos de caudal, con limnigrafos Stevens tipo F, sobre canaletas Parshall o Palmer Bowlus. Los dispositivos de medicin fueron calibrados con una solucin de Rhoodamina WT de 5000 mg/l y descarga continua de 300 a 500 ml/min. Se midieron las infiltraciones en lodas las lagunas cada mes, cerrando entradas y salidas y observando la variacin del nivel. La informacin metereolgica sobre, velocidad y direccin del vienlo, temperatura del aire, evaporacin, radiacin solar y horas de sol, fue obtenida de uan estacin metereolgica cercana. Las temperaturas del desecho crudo y efluentes se midieron cada da a las 10:00 hr. En la segunda fase se lomaron registros horarios de temperatura en profundidad en las lagunas P1 y S1, por medio de cinco sensores, un interruplor de contaclo mltiple, una celda galvnica y un registyrador. Diariamente se registraron otras observaciones visuales como: Disco Secchi, apariencia, olor y presencia de natas. Para el desecho crudo y el primer da de pruebas de trazadores el muestreo fue horario, por medio de un muestrador de bajo coslo desarrollado en el laboralorio del CEPIS. Para los otros punlos el muestreo fue puntual. Las muestras horarioas del desecho crudo fueron compueslos de acuerdo con el caudal. lodas las muestras fueron preservadas de acuerdo con las 37 especificaciones de la USEPA . Durante la primera fase, los anlisis fueron efectuados en muestras de afluentes y eficientes, en estado de equilibrio continuo. Semanalmente se determinaron los siguientes parmetros: calcio, dureza, cloruros, conductividad, formas del nitrgeno, DBO y DQO lotal y soluble,

formas del fsforo, slidos, sulfalos y coliformes lotales y fecales. En los efluentes se determinaron en forma adicional las especies solubles de DBO y DQO. Para la segunda fase se desarrollaron mlodos ms complejos de evaluacin, los cuales consistieron en un nmero reducido de determinaciones en afluentes y efluentes, ms pruebas adicionales en equilibrio discontinuo y pruebas de trazadores. Se determinaron: DBO, DQO, nitrgeno amoniacal, coliformes, slidos, DBO a los 1,3,5 y 7 das y algas en forma semanal apra afleutnes y efluentes. Para los efluentes se determinaron las especies disueltas de DBO, DQO y DBO a los 1,3,5 y 7 das. Las enumeraciones de parsilos y SALMONELLAS se efectuaron cada dos semanas. lodos los anlisis se efectuaron de acuerdo con los Mlodos Estandares . El oxgeno disuello en pruebas de DBO fue determinado con un analizador con celda polarogrfica, calibrada con el Mlodo Winkler. Para las especies solubles, como DBO y DQO, se filtraron las muestras en filtros de microfibra de vidrio (Revee Angel AH 934). El amoniaco se determin con un electrodo especfico y analizador de iones. Los coliformes lotales se determinaron con la tcnica del NMP, usando cinco diluciones inoculadas en caldo de lauryl triplosa e incubados a 35C por 24 hr. El coliforme fecal se determin inoculando lodos los tubos positivos de la prueba presuntiva, en medio EC, e inclubacin en bao mara, a 44.5C por 24 hr. para 39 identificacin y conteo de parsilos se utiliz el mlodo del Canad Centre for Inland Waters , modificado, el mismo que envuelve un proceso de concentracin por centrifugacin y lavado y dos procesos de separacin por flotacin diferencial y sedimentacin en Eher-Formalina y Sulfalo de Zinc. La identificacin y conteo de algas fue efectuada por observacin directa en el microscopio sobre una celda Zedwick Rafter y Hemacitmetro. La enumeracin de SALMONELLA fue por el mlodo del NMP usando cinco diluciones, con siete etapas: (1) concentracin en un prefiltro de tierra dialomcea (para los efluentes solamente), (2) preparacin de las diluciones, (3) inoculacin en Selenilo con Novobviocima, como medio de enriquecimiento, (4) inoculacin de los tubos positivos en medio selectivo XLD y Bismuto-Sulfito, (5) reacciones de aglutinacin de las colonias tpicas en suero polivalente, (6) pruebas bioqumicas con inoculacin en medios TSI, LIA o INDOLy (7) pruebas especficas de serologa. Todas las etapas, con excepcin de la ltima fueron efectuadas en el laboratorio del CEPIS y las pruebas de Serologa se efectuaron en el laboratorio de Referencia de Enterobacterias del Ministerio de Salud del Per. 4.2.3 Desarrollo de pruebas especficas de mortalidad bacteriana. En el presente estudio se efectuaron tres tipos de pruebas para determinacin de constantes netas de mortalidad bacteriana: primero en lagunas a escala de campo en reposo, segundo, en recipientes de alrededor de 100 lt, sumergidas en lagunas en funcionamiento y tercero en la laguna S2 subdividida con paredes, para simular flujo tipo pistn, con muestreo a lo largo de la misma. Inicialmente se efectuaron los dos primeros tipos de pruebas en forma paralela, en lagunas en reposo, encontrndose exactamente los mismos resultados, en vista de lo complicado del muestreo en lagunas a escala de campo, se abandon el primer tipo de prueba en favor del segundo, el mismo que se hace en condiciones ms controladas. La base terica del desarrollo de estas pruebas, parte del siguiente balance de material: (acumulacin) = (entrada) - (salida) - (mortalidad). El anterior modelo conceptual, aplicado a conteo bacteriano y con eliminacin de los vectores de entrada y salida resulta en la siguiente expresin: dN dt = -Kb N (11)38

La solucion de la ecuacin (11) despus de integracin entre lmites : N = N o para t = to es: N = exp ( - Kb t) No Kb = 1 1n t No N = 1n 10 = t90 2.3 t90 (12)

(13)

En donde t90 es el tiempo requerido par a reducir el conteo bacteriano por un ciclo lagaritnico:y los otros smbolos han sido previamente definidos. En el caso de pruebas de mortalidad en lagunas con flujo tipo pistn, se aplica la misma 40 ecuacin, excepto que t debe interpretarse como el tiempo de flujo entre las mediciones 4.2.4 Evaluacion del submodelo hidulico Para esto se efectuaron pruebas de trazadores arrojados en el afluente en forma de impulso instantaneo. Se utilizo un trazador radioactivo 131 1 y un colorante Rhodamina WT.debido al alto costo y dificultad del procedimiento de concentracion, se abandono el primer trazador en favor del segundo. El cloruro de sodio no fue considerado como un trazador apropiado para lagunas a escala de campo, debido a la gran cantidad de sal requerida. Este compuesto al ser utilizado en forma slida, precipita al fondo y se solubiliza en forma lenta, dando resultados errados, como bajos coeficientes de dispersion y perodos de retencion altos. Despus de la descarga inicial del colorante, se muestre el efluente cada hora por 24 horas y luego cada da a la misma hora. Las muestras fueron analizadas en un fluorometro de relacin Beckman. La curva de concentracin vs. tiempo es una curva de distribucin de edad y el perodo de retencin promedio t es el centroide y se calculo con la siguiente expresion, pare intervalos de tiempo uniformes:

(14)

La varianza dimensional a2 (diasz) de la curva concentracion-tiempo se calculo con la siguiente ecuacion pare intervalor uniformes del tiempo41.

(15)

El factor de dispersion adimensional se calcul con la siguiente ecuacin que define la 2 varianza adimensional q t

(16)

Las pruebas de trazadores a to largo de lagunas con flujo tipo piston son mas simples de interpreter debido a que las curvas de distribucion de edad son ms simetricas. El factor de distribucin puede calcularse con datos en cualquier punto a lo largo de la laguna, (por ejemplo 42 en la mitad), usando la siguiente expresion .:

(17)

En donde Co es la concentration idealizada de trazador, asumiendo mezcla instantanea con el contenido de la laguna y Cmax es la concentration maxima de la curva. 5. Discusin de los resultados 5.1 Caractersticas del desecho crudo y efluentes En el cuadro 2 se presenta un resumen de las caractersticas del desecho cruda, con datos de las dos etapas de investigacin, y de los efluentes de la serie Pi, S1, T1 de la segunda etapa. Esta tima serie de lagunas fue la mas investigada. Tambien el cuadro 1 presenta una comparacion de las caractersticas del desecho crudo con las de un pas industrializado. El desecho crudo aparece un tanto debil en terminos de DEO, DQO, slidos y nitrogeno.amoniacal, el contenido de coliformes es normal y las concentraciones de parsitos y salmonella son realmente altos bajo cualquier norma. Datos sobre conteo de parsitos y SALMONELLA, son practicamente inexistentes en paises 3 industrializadas. Conteos realizados antes del desarrollo de los antibioticos indican cifras de 10 6 2 a 6.5x10 SALMONELLAS por ml . En contraste estudios mas recientes no pudieron aislar este 43 organismo en un desecho crudo de un pals desarrollado En esta discusin implicara que futura investigacin sobre remocin de organismos patgenos en aguas residuales es ms factible en pases en desarrollo. Los datos sobre constantes de desoxigenacin y DBO ltima que se presentan en el cuadro 2 9 son de especial inters para la aplicacin del modelo de Gloya que recomienda el uso de estos parmetros. En el presente caso la constante de desoxigenacin del desecho crudo es baja K10 = Q.178 (1/das) y la relacin entre DBO ltima y DBOS es 1.15, lo cual indica que no es de mucha importancia efectuar esta correccin en el modelo indicado. Las constantes e desoxigenacin de los efluentes fueron determinada en la especie disuelta para evitar resultados errticos por influencia de las algas. Se puede observar que para los efluentes K 10 disminuye con el grado de tratamiento. 5.2 Lmite de carga para lagunas facultativas Durante la primera etapa se estudiaron cuatro lagunas primarias con cargas entre 200 y 1200 Kg DBO / (Ha.Da). Los anlisis de NH3-N fueron correlacionados a las cargas aplicadas, encontrndose la siguiente relacin vlida para 20 grados C: Y = La 57.188+La

(18)

En donde Y es la fraccikn de NH3-N que sale de una laguna y La es la carga de DBO aplicada Kg/ (Ha.Da). La correlacin anterior fue desarrollada con 40 observaciones y tiene un coeficiente de correlacin de 0.9729. Se atribuyen dos caractersticas importantes a esta relacin: en primer lugar sirve para definir con un criterio ms racional, el lmite entre lagunas con proceso predominante facultativo y anaerbico, este lmite para 20 C se establece

resolviendo esa ecuacin para Y =1 lo cual da una carga de DBO de 357.4 Kg./ (Ha.Da). Si se tiene en cuenta que el NH3-N solo puede incrementarse a travs de procesos anaerbicos, dicha carga establece el umbral entre las predominancias aerbica y anaerbica. La segunda caracterstica importante es el uso de la carga lmite establecida, para otras condiciones de temperatura, con las correspondientes sustituciones de: caudal, rea, concentracin y volmen, la carga La es directamente proporcional al perodo e retencin R. Usando el mismo factor de 8 dependencia de temperatura propuesto por Suwannakarn y Gloya se desarroll la siguiente ecuacin: Lat = 357..4 1.085T -20

(19)

En donde Lat es la mxima carga de DBO aplicable a una laguna facultativa, a la temperatura T del agua (C). En la figura 3 se presenta una comparacin de esta relacin con la desarrollada por Mc Garry y Pescod12, encontrndose una buena concordancia. La ecuacin (19) es de mucha utilidad para uso en pases en desarrollo, en donde se conoce la relacin entre temperatura del aire y del agua. Con dicha ecuacin se obtiene menores requisitos de rea, debido a que en climas tropicales la temperatura del agua permanece ms alta que la del aire en el mes ms frio. 5.3 Correlaciones de carga Con los datos de la primera y segunda etapa, se han desarrollado 11 correlaciones entre carga aplicada y carga removida, de la forma de la ecuacin (3). Se han agrupado datos para lagunas primarias, secundarias, terciarias y varias combinaciones, encontrndose siempre coeficientes de correlacin significantes. Sin embargo los valores de las constantes A y B no fueron consistentes y en muchos casos las remociones promedio fueron contradictorias, para lo cual se concluye que los valores de los coeficientes de correlacin son altos debido al hecho de que las cargas superficiales engloban una serie de parmetros, y en esa forma enmascaran las diferencias. La propiedad ms significante que puede atribuirse a esas correlaciones es que para las lagunas secundarias y terciarias, la carga aplicada la debe calcularse con la DBO total (incluyendo algas), por tanto el uso de esas correlaciones para lagunas en serie es incorrecto, a menos que se introduzcan correcciones de DBO soluble a total en los efluentes (ver datos en cuadro 3). La afirmacin anterior est reforzada por los datos del cuadro 2 para DBO, en donde se observa una gran reduccin en la celda primaria, (de 134.7 a 16.8). La DBO soluble en las unidades posteriores cambian muy poco (16.8, 12.9 y 11.7). Sin embargo las reducciones de DBO total a soluble son significantes: de 143.4 a 16.8 en la laguna primaria, de 51.7 a 12.9 en la secundaria y de 39.8 a 11.7 en la terciaria. Informacin 33 similar presentada para laguna en serie , indica la dificultad de modelar la DBO, a menos que se introduzcan correcciones de especies soluble a total. En otra publicacin36 se sugieren valores de esta relacin para un amplio margen de cargas aplicadas. Se debe indicar tambin que la parte ms significante de la DBO se reduce en la primera celda de un sistema de lagunas en serie, debido a la presencia de biomasa en la misma. La discusin anterior sobre cargas lleva a sugerir que debido a la inconsistencia de las constantes en las correlaciones, estas sean utilizadas a falta de mejores datos y como simples aproximaciones. 5.4 Remocin de parsitos Los tipos de parsitos encontrados en el desecho crudo fueron, en orden de importancia: GIARDIA LAMBIA, ENTAMOEBA COLI, ENDOLIMAX MANA, ENTAMOEBA HISTOLICA e IDAMOEBA BUTSCHILI, para los protozoarios y Ascaris LUMBRICOIDES, HIMENOLEPSIS NANA, TRICHURIS TRICHURA, STRONGYLOIDES STERCORALIS y DIPHYLOBOTRIUM SP para los helmintos. La informacin sobre parsitos indican que la gran mayora es removida en una laguna

primaria con 10 das de retencin. En la segunda fase la reduccin promedio en la primera 3 celda fue de 1.8x10 a 29 parsitos por 100ml. En la primera fase se encontraron protozoarios en los efluentes primarios, pero su presencia fue atribuida a resuspensin por inversin de temperatura. Durante la segunda fase se instalaron pantallas antes de los efluentes primarios y las remociones mejoraron en forma considerable. Para remocin de casi todos los parsitos se requiere una laguna primaria con das de retencin y para asegurar una remocin total se requiere una serie primaria y secundaria con una retencin total de 20 das. 5.5 Constantes de mortalidad netas para coliformes y SALMONELLA Los resultados de las pruebas de mortalidad se encuentran en el cuadro 4. Se realizaron un total de 31 pruebas en lagunas primaria, secundaria, terciaria y cuaternaria, en nmeros de 12, 13, 5 y 1 respectivamente. En todos los casos para coliforme fecal y SALMONELLA, los datos se ajustaron con coeficientes de correlacin muy cercanos a la unidad, lo cual evidencia la validez del procedimiento experimental. Para el coliforme total los coeficientes de correlacin no fueron tan altos. Las tasas de mortalidad netas para coliforme fecal en la laguna variaron entre 0.449 y 1.334, con un promedio de 0.740 (1/das). En la secundaria variaron entre 0.521 y 1.764 con un promedio de 0.934 (1/das). En este ltimo promedio no se consider la primera prueba para la laguna S2, debido a un crecimiento explosivo de la especie de algas ANACYSTIS. En la laguna terciaria variaron entre 0.614 y 1.004, con un promedio de 0.838 (1/das). Como se puede apreciar los promedios entre las diferentes unidades son muy parecidos, por lo cual se recomienda un promedio general de 0.841 (1/das) con propsitos de diseo, para el coliforme fecal. Se efectu una prueba de mortalidad en la laguna S2 con flujo tipo pistn, la taza neta de mortalidad fue 0.857 (1/das), tambin con un alto coeficiente de correlacin. Se realizaron cuatro pruebas en el recipiente plstico, con diferentes proporciones de agua residual cruda: 100, 75, 50 y 25%, las tasas netas de mortalidad fueron respectivamente: 0.761, 0.520, 0.645 y 0.662 (1/das) lo cual evidencia la uniformidad de ellas en una variedad de condiciones y la validez de los procedimientos. En la figura 4 se presentan datos de 3 pruebas que evidencian al coliforme fecal como indicador de la mortalidad de SALMONELLA en lagunas de estabilizacin. Se puede observar en el cuadro 4 (lneas 14, 17 y 24) que en tres pruebas paralelas las mortalidades de coliforme fechal y SALMONELLA fueron muy similares. Este hecho es reportado por primera vez y se considera como uno de los aspectos ms importantes de las investigaciones. Tambin ha sido posible determinar por primera vez la mortalidad del serotipo SALMONELLA PARA TIPHI B, lo cual se indica en la figura 5. Es de importancia indicar que los conteos de serotipos fueron efectuados en el laboratorio de referencia de enterobacterias, coincidiendo los resultados en forma asombrosa, con los del laboratorio del CEPIS. Los serotipos aislados en la primera fase fueron: S. PARATYPHI, S.ENTERITIDIS, S.SENPTENBURG, S.TYPHY, Y S.TYPHIMURIUM, en 47, 47, 9, 3, 2, 2, 1, y 1 oportunidades respectivamente. En la segunda fase se aislaron los siguientes serotipos: S. PARATYPHY B, S. AGONA, S. JAVA, S. TYPHIMURIUM VAR. COPENHAGEN, S. SAINT PAUL, y S.READING, en 38, 12, 13, 11, 4, 3, 2, 2 y 1 oportunidades respectivamente. En la segunda etapa esas identificaciones ocurrieron en todos los efluentes de la primera serie de lagunas. Se realizaron antibiogramas con todos los serotipos aislados en la segunda fase. Los resultados indican resistencia de todos los serotipos a la mayora de los antibiticos. Las implicaciones de salud pblica de estas pruebas son de gran magnitud, pues se evidencia que los serotipos de SALMONELLA han adquirido factores de resistencia gentica y son ms difciles de destruir en el ambiente acutico. 5.6 Temperatura y estratificacin termal Para las condiciones del Per, se ha asumido un factor de dependencia en la temperatura 0 = 1.07, segn datos de varios investigadores 19,20,21,44, y se propone la siguiente relacin de temperatura con propsitos de diseo:

Kbt = 0.841 x 1.07

T-20

(2)

En la figura 6 se presenta la relacin anterior junto con datos de otras investigaciones y una 45 prueba de mortalidad realizada en un pas centroamericano . Estos datos se hallan en concordancia. De los registros de temperaturas del aire y del lquido se desarrollaron las siguientes correlaciones (vlidas para Lima, Per): T = 8.49 + 0.82 Ta (21)

Tm = 4.64 + 0.91 Ta

(22)

En donde T y Tm son las temperaturas promedio y mxima del lquido ( C) y Ta es la temperatura del aire ( C). Los datos de esas correlaciones se encuentran en la figura 7. El uso de la ecuacin (21) es de gran importancia local, puesto que permite utilizar las ecuaciones (9), (10), (19) y (20) con propsitos de diseo. La ecuacin (22) aplica a condiciones de estratificacin termal. En las figuras 8 y 9 se presentan dos casos de estratificacin termal cclica. Se encontr que para una radiacin solar por encima de las 160 cal/ (cm2.da) y por lo menos 6 horas de insolacin directa, se producen estratificaciones cclicas. La figura 8 corresponde a condiciones del verano y en la figura 9 se ha registrado un evento de estratificacin termal en la estacin de la primavera. 5.7 Submodelo hidrulico Se realizaron 16 pruebas de trazadores a escala de campo, para evaluacin del submodelo hidrulico en las lagunas. Los datos de estas pruebas se encuentran en el cuadro 5. El desempeo hidrulico dependi de mucho factores como: localizacin de entrada y salida, estratificacin termal, viento y forma de las lagunas. En la mayora de los casos se encontr el mximo de la concentracin del trazador despus de una pocas horas del impulso inicial, indicando que las lagunas en climas tropicales sufren de pronunciados cortocircuitos, especialmente durante la estratificacin termal. La mejor forma de caracterizar la eficiencia hidrulic fue a travs del anlisis del factor de dispersin. Para las lagunas cuadradas o ligeramente rectagulares, con entradas y salidas en las esquinas opuestas (P1, S1, T1, y P2), los factores de dispersin variaron entre 0.33 y 1.04 con un promedio de 0.584. Para las lagunas con inadecuada localizacin de entradas y salidas (P2, P3, S2 y T3), el intervalo fue mayor, de 0.25 a 12. En la laguna S2 con flujo tipo pistn, el coeficiente de dispersin fue 0.12. 29,30 Una comparacin de datos de este con otros estudios de trazadores a escala de campo , indica que el factor de dispersin para lagunas bien diseadas no excede el valor de 1.7. En la figura 10 se presenta un anlisis de todos los datos de pruebas de trazadores de este estudio (16 pruebas) y otros (10 pruebas), en funcin de la relacin largo/ancho. Este anlisis que se presenta por primera vez, es de gran importancia en el uso del modelo de dispersin 23,26 y permite recomendar para diseo, un factor de dispersin de 1.0 para lagunas cuadradas y de 0.5 y 0.25 para lagunas rectangulares con relaciones largo/ancho de 2 y 4 respectivamente. 5.8 Modelo propuesto para reduccin bacteriana Para lagunas rectangulares o ligeramente rectangulares el modelo de dispersin fue adecuado en la descripcin de la reduccin bacteriana. Un ejemplo para la laguna S1 que es ligeramente rectangular se evidencia en los datos para diciembre de 1981, con No = 4.3x106 y N = 2.4x105, lo cual da una eficiencia observada de 94.4%. La eficiencia modelada fue de 94% con R=17.4 (das) Kb = 0.788 (1/da) y d = 0.43. Otros casos de excelente concordancia fueron

encontrados a tras del modelo de flujo disperso y con otros submodelos hidrulicos, pero su discusin es considerada fuera del alcance de este trabajo. La discusin anterior destaca la importancia de seleccionar un submodelo hidrulico, en especial cuando se usan tasas de mortalidad netas. Los datos de las pruebas de trazadores evidencian que las lagunas en climas tropicales no se comportan como reactores a mezcla completa, por lo tanto el modelo de flujo disperso resulta una herramienta muy til como modelo para la reduccin del coliforme fecal. Para facilidad del uso de este modelo se presentan las figuras 11 y 12 en los rangos de eficiencia ms altos. Otros grficos 36 complementarios han sido preparados por el autor en otra publicacin. 6. Metodologa de diseo propuesta para pases en desarrollo Una revisin de la prctica de diseo de lagunas de estabilizacin en pases en desarrollo, indica que las modernas concepciones de diseo estn basndose en criterios mltiples de calidad, como reduccin de DBO, slidos, parsitos y coliforme fecal. Esta nueva tendencia resulta invariablemente en instalaciones con celdas mltiples. La metodologa de diseo propone dos objetivos de diseo, tal como se indica en el cuadro 6, los criterios de diseo para las lagunas primarias se enuncian en el cuadro 7 y para las lagunas secundarias en el cuadro 8 con estas bases, se recomienda el siguiente procedimiento de diseo: (1) Para una comunidad con una poblacin de diseo dada, caractersticas de DBO, slidos en suspensin, parsitos y coliformes fecales del desecho crudo, y requisitos de calidad del efluente, se calcula el rea de la laguna primaria con las ecuaciones (19) y (21). Se recomienda el uso de dos lagunas primarias para facilitar el funcionamiento durante el perodo de remocin de lodos. (2) Se selecciona la profundidad, dejando una profundidad adicional para acumulacin de lodos. (3) Se calcula el perodo de retencin, comprobando que sea 10 das o ms para remocin de parsitos. (4) Se calcula la eficiencia de remocin de DBO, con las ecuaciones (9), (10) o ayuda de las figuras 11 y 12. El factor de dispersin es seleccionado de la figura 10. Se sugiere adoptar la tasa neta de asimilacin de substrato de 0.17 (1/das), segn Gloyna, para 20C. Para otras temperaturas se usa la frmula 7. (5) La reduccin del coliforme fecal se calcula en forma similar, con una tasa de mortalidads neta de 0.84 (1/das) y la dependencia de temperatura, segn la ecuacin (20). (6) La laguna secundaria se dimensiona para la eficacia de colifecal remanente, utilizando el mismo modelo de dispersin, la misma tasa de mortalidad y un procesamiento de aproximaciones sucesivas, lo cual da el perodo de retencin. Luego se asume la profundidad y se calcula el rea. (7) La eficiencia de remocin de DBO se calcula en forma similar, pero corrigiendo primero la concentracin del efluente primario, de DBO soluble a DBO total. 7. Reconomiento La primera etapa del estudio recibi el apoyo del Centro Internacional de Investigaciones para el Desarrollo del Canad (CIID). El Ministerio de Salud Pblica del Per y la OPS apoyaron ambas etapas del estudio. El autor agradece a los siguientes profesionales que participaron en el estudio, trabajando en el laboratorio del CEPIS: Ingeniero Ricardo Rojas y Mauricio Pardn, Qumica Mara Luisa Castro, Biloga Carmen de Mayo, Carmen Lucas y Haydee Valenzuela,

Qumicos Ral Velsquez y Tadeo Vitko y Srta. Lizzete Burgers. El Dr. Barry Lloyd de la Universidad de Surrey, Inglaterra actu como consultor en Microbiologa. El Dr. Oscar Grados y la Biloga Nora Bravo efectuaron las pruebas de serologa. La correspondencia en relacin con este trabajo debe dirigirse al Dr. Fabin Yanez, casilla 8708 S7, Quito-Ecuador. Nomenclatura A,B DBO Ci DQO Cmax d K k10 Kb Kbt, Kb20 K'bt, K'b20 La, Lr L'a Constantes empricas, adimensional Demanda bioqumica de oxigeno, 5 das, 20 C, mg/1 Concentracin de trazador al tiempo ti, mg/1 o ug/1 Demanda qumica de oxgeno, mg/l Mximo de la curva concentracin-tiempo, mg/1 o ug/1 Factor de dispersin de la curva concentracin-tiempo, adimensional Tasa neta de asimilacin de DBO. 1/das Constante de desoxigenacin del desecho, base 10, 1/das Tasa de mortalidad neta de coliforme, 1/dias Tasas de mortalidad globales a T y 20C, respectivamente 1/das Tasas de mortalidad globales a T y 20C respectivamente 1/da Cargas superficiales de DBO, aplicada y removida, respectivamente, kg /(Ha.Da) Carga de DQO aplicada, kg (Ha.Da) Conteo de coliforme fecal en afluente y efluente, respectivamente, NMP por 100 Na, N = ml. No, Nt = Conteos de coliforme fecal a tiempos 0 y t, respectivamente, NMP/100 ml. 3 Q = Caudal, m /da R = Perodo de retencin nominal = V/Q, das S = Concentracin de DBO soluble, mg/1 Sa = Concentracin de DBO total en el afluente, mg/1 DBOS = DBO soluble, excluyendo algas, mg/1 DQOS = DQO soluble, excluyendo algas, mg/1 T = Temperatura del agua, C Ta = Temperatura del aire, C DBOT,DQOT = DBO y DQO totales incluyendo algas, mg/1 t90 = Tiempo requerido para reducir el conteo bacteriano en un ciclo logartmico, das t = Perodo de retencin promedio segn prueba de trazadores, das V = Volmen de la laguna, 3 Xa = Concentrain de algas, mg/1 Y = Fraccin de NH3-N que sale de la laguna primaria o2 = Varianza de la curva concentracin-tiempo, das ot2 = Varianza adimensional de la curva concentracin-tiempo 0 = Factor de dependencia de la temperatura, adimensional 9. Referencias 1. Organizacion Panamericana de la Salud, "Prioridades de Investigacion - Programa de Salud Ambiental" 23 reunion del Comit en Investigaciones en Salud. Septiembre, 1984. 2. Feachem, R.G., etc.,al., "Health Aspects of Excreta and Sullage Management-A State of the Art Review". Appropriate Technology for Water Supply and Sanitation, vol.3, The World Bank, December 1980. 3. Talboys, R.P., "I