Capítulo 9 disposición de efluentes

UNIVERSIDAD NACIONAL ABIERTA Y A DISTANCIA – UNAD
Escuela de Ciencias Agrícolas, Pecuarias y del Medio Ambiente -Manejo de Aguas Residuales en Pequeñas
Comunidades. Autor: Ing. Claudia Patricia Gómez Rendón - 2012

CAPÍTULO 9. Disposición de efluentes
La disposición de efluentes de plantas de tratamiento de aguas residuales abarca desde
la utilización del suelo, hasta el reuso de las mismas pasando por el aprovechamiento. Es
necesario conocer las diferentes alternativas que existen para ello con el propósito de
garantizar las mejores opciones de descontaminación del agua incluida la calidad del
efluente.

Lección 41. Efluentes provenientes de sistemas in situ
Diferentes alternativas se han desarrollado para el manejo de los efluentes tratados, entre
ellos los que son in situ, presentan una alta confiabilidad. Es por ello que debe valorarse
entre otros la permeabilidad del suelo, nivel freático, pendiente, restricción de la calidad
del agua subterránea y la disponibilidad de área.
41.1 Evaluación y valoración del terreno
Seleccionar el predio donde se dispondrá el efluente un sistema in situ involucra desde la
identificación, reconocimiento y evaluación del lugar. Posteriormente se realizan dos fases:
evaluación preliminar y valoración detallada.
41.1.1 Evaluación preliminar del terreno. Debe establecerse el uso del predio, caudal y
características del agua residual. Para ello se debe conocer la información inherente a:
Profundidad del suelo, permeabilidad del suelo, pendiente, drenaje, existencia de fuentes
de agua superficial y subterránea, zonificación, vegetación y paisaje. Factores para
sistemas in situ se presentan en la tabla 47.
Tabla 47. Factores recomendados para sistemas in situ
Factor
Unidad
Distancia a cuerpos de agua
Distancia horizontal a pozos
de agua y aguas superficiales
m
Límites de propiedad
m
Cimientos de la edificación
m
Profundidad no saturada
m
Pendiente máxima
%
Profundidad del suelo
m
Fuente: Tomado de (Crites & Tchobanoglous, 2000, pág 911 y 924).

Valor típico

15
1.5
3
0.6
25

– 30
– 3.0
– 6
– 1.2
- 30
0.6

41.1.2 Valoración del terreno. Tipo de suelo, textura, estructura, permeabilidad y
profundidad a aguas subterráneas. Pozos de muestreo, perforaciones de terreno,
piezómetros y estudios de percolación son necesarios para caracterizar el suelo. (Crites
& Tchobanoglous, 2000).

1

41.1.3 Capacidad de asimilación hidráulica. Cuando se tienen caudales grandes a
disponer, se pueden utilizar análisis de bombeo en zanjas poco profundas o campos de
infiltración. (Ensayo de absorción).
Para ello se excava una zanja de 2 a 3 metros de largo e igual profundidad. Se coloca
grava en el fondo de la zanja simulando condiciones de un campo de infiltración; se
mantiene altura hidráulica constante utilizando una bomba, un medidor de caudal y un
flotador.
41.1.4 Variación del nivel freático. Para conocer esta altura, es necesario utilizar la
ecuación desarrollada por Finnemore y Hantzsche:

hH

Zm
2

41.1

Donde:
h
H
Zm

= Distancia desde el nivel de referencia hasta el punto medio de acumulación pie
= Altura de la tabla de agua subterránea –pie
= Altura máxima de acumulación a largo plazo – pie

n

 QC  L   1 
Zm  
  

 A  4   Kh 

0.5 n

 t

S
 y

10.5 n






41.2

Donde:
Q
A
C
L
K
n
Sy
t

=
=
=
=
=
=
=
=

Caudal promedio – pie 3/d
Area del campo de disposición – pie2
Constante en función de la longitud y ancho (ver tabla 48)
Longitud del campo de disposición – pie
Permeabilidad horizontal del suelo – pie/d
Exponente (ver tabla 48)
Coeficiente de almacenamiento del suelo receptor (en función del tipo de suelo)
Tiempo a partir del inicio de la aplicación de agua residual – d

2

Tabla 48. Constante para la ecuación

de acumulación de agua

Relación
C
n
longitud/ancho
del campo de
disposición
1
3.4179
1.7193
2
2.0748
1.7552
4
1.1348
1.7716
8
0.5922
1.7793
Fuente: (Crites & Tchobanoglous, 2000; pág 917)

Lección 42. Alternativas de disposición in situ
Los sistemas más comunes de disposición in situ son los lechos de infiltración por
gravedad. Existen otras técnicas tales como distribución de dosificación por presión,
sistemas de capa de piedra, sistemas de evapotranspiración entre otros.

42.1 Lechos de infiltración
Son los tanques sépticos los que utilizan esta alternativa para la disposición de su caudal
tratado.
42.1.1 Criterios de diseño





Zanjas poco profundas; excavación entre 0.3 a 1.5 m y ancho entre 0.3 y 0.9 m
Colocar gravas en el fondo de la zanja
Disponer el tubo de drenaje perforado de 4 pulgadas
Tapar con roca y sobre el, suelo

La utilización de la ecuación 42.1 permite calcular la longitud total de la tubería de
drenaje

L  N * K4

42.1

Donde:
L
N
K4

= Longitud total tubería de drenaje – m
= Número de personas servidas – hb
= Coeficiente de absorción del terreno – m/hb

3

42.2 Distribución por dosificación a presión
Se realiza mediante sifones de dosificación con una bomba en toda el área de absorción
promoviendo un flujo insaturado y proveer periodos consistentes de secado y reaireación
entre dosis.
Si el efluente proviene de tanque séptico, el sistema de distribución puede usar orificios
de 3 mm de diámetro, espaciados uniformemente entre 0.3 a 0.6 m.
(Crites &
Tchobanoglous, 2000)

42.3 Sistemas de capa de piedra
El agregado o roca de drenaje se ubica sobre la superficie del suelo formando un lecho
de piedra que se cubre son suelo. Entre la roca se dispone el tubo de drenaje embebido
en tela sintética. Ibid.

42.4 Sistemas de evapotranspiración
Consiste en conformar un lecho de arena fina de 0.1 mm, con una profundidad de 0.45
m. En la parte superior se cubre con tierra orgánica donde se pueda plantar vegetación
que tolere la calidad del efluente vertido. El agua residual tratada atraviesa el medio
vertido y en la parte superior la humedad se evapora a la atmósfera. Ibid.
El área del lecho se puede obtener mediante la aplicación de la ecuación 42.2

A

Q
ET  Pr  P

42.2

Donde:
A
Q
ET
Pr
P

=
=
=
=
=

Área del lecho – m2
Caudal anual – m3/año
Evapotranspiración anual – m/año
precipitación anual – m/año
Percolación anual – m/año

4


Lección 43. Reutilización de efluentes
43.1 Riego por goteo
El riego por goteo ha avanzado con los años y se utilizan en sistemas de tratamiento
tanto para manejo de efluentes en forma superficial como en subsuperficial. Se diseñan
bajo flujo turbulento para minimizar la posibilidad de taponamiento por la presencia de
sólidos suspendidos en el efluente de los sistemas de tratamiento. Operan para un caudal
entre 1 y 2 gal/h con abertura entre 1.5 a 1.8 mm de diámetro. Requiere de 15 a 25
lb/pulg2 de presión.
El sistema consta de tubería de distribución separadas a una distancia de 0.6 m con
espaciamiento entre emisores de 0.6 m, medida utilizada cuando los suelos son arenosos
o margosos. Si el suelo es arcilloso, se utilizan espaciamientos menores, es decir entre
0.4 a 0.45 m. (Crites & Tchobanoglous, 2000).

Figura 33. Esquema típico riego por goteo
Tomado en 2012 de http://pedia.redlibre.co

43.2

Riego por aspersión

Es muy limitada esta técnica de utilizar el riego por aspersión para efluentes tratados,
excepto cuando el número de viviendas es bajo. El caudal debe ser mayor al rango entre
los 11 a 19 L/min y por lo tanto cuando el caudal proviene de aguas residuales
industriales, esta es la alternativa más viable. De usarse en aguas residuales domésticas
debe desinfectarse el caudal a irrigar.
De otra parte, debe tenerse en cuenta que realizar riego con aguas residuales tratadas
tiene unas limitaciones que afectan la elección de esta alternativa a saber:



No se requiere la nivelación del terreno pero se debe establecer el tipo de cultivos a
regar. No es viable regar árboles frutales con este tipo de aguas
Se debe proveer una protección especial para los trabajadores que manipulan estas
aguas

5


Lección 44. Autodepuración
El efluente del agua residual tratada, se depura por sí misma en la naturaleza. Lo hace
por fermentación o por aireación, siendo el plancton el principal conjunto de organismos
vivos que se encargan de hacer la depuración final. La autodepuración de los ríos,
requiere de conocer el nivel de oxígeno del cuerpo receptor.
44.1 El consumo de oxígeno
Depende de las impurezas, tiempo de descomposición y temperatura, el consumo de
oxígeno en el proceso de descomposición. “Se estima que este a 20 °C es de 20.6 %”
(Unda O., F., 1993; pág 262).
La descomposición completa se obtiene a los 20 dias. Cuando se trata de agua residual
depurada biológicamente, el primer escalón o fase de la autodepuración se puede obviar
dando lugar a la segunda fase. Cuando el cauce es plano o poco profundo, los tiempos
que tarda la descomposicion es mas corta.
44.2 Reaireación
“Cuando se tiene un nivel de oxigeno disuelo menor que el valor de saturación, el agua
disuelve más oxígeno de la atmósfera y se acerca nuevamente al nivel de saturación”
(Romero R., J., 2005).
De ahí que la tasa de solubilización de oxígeno es proporcional al déficit de saturación y
se puede obtener mediante la utilización de la ecuación 44.1

D  Doe K2t

44.1

Donde:
D
= Déficit de oxígeno para el tiempo t – mg/L
Do
= Deficit inicial de OD – mg/L
K2
= Constante de reaireación, base natural – d-1
Si se expresara los déficit de oxígeno en término de concentración, se obtendría la
ecuación 44.2

 C  C 
ln  s
   K 2t
 Cs  Co 

44.2

Donde:

6

C
Co
Cs

= Concentración de oxígeno disuelto para el tiempo t – mg/L
= Concentración inicial de oxígeno disuelto – mg/L
= Concentración de saturación de oxígeno disuelto – mg/L

Para cuantificar la reaireación se utiliza la ecuación denominada como coeficiente de
intercambio

F  K2

V
A

44.3

Donde:
V
A
F
K2

=
=
=
=

Volumen de agua por debajo de la interfaz
Área de la interfaz agua –aire
Coeficiente de intercambio (ver tabla 49)
Constante de reaireación

Tabla 49. Valores de F
Condición
Agua estancada
Rio lento poluido
Mar abierto
Agua en canal a 0.17 m/s
Lecho turbulento
Agua fluyendo con pendiente de 30°
Fuente: Tomado de (Romero R., J., 2005; pág 961)

F – mm/h
4 - 6
20
130
75
300 - 2000
700 - 3000

El coeficiente de intercambio se obtiene a través de la ecuación 44.5

F  78200V 0.67 H 0.85

44.4

Donde:
F
V
H

= Coeficiente de intercambio – mm/h
= Velocidad del agua – m/s
= Profundidad promedio de flujo - mm

Lección 45. Modelos de Oxígeno disuelto en ríos
Las reacciones y el movimiento de un residuo cuando se realiza una descarga se
evidencia el transporte hidrodinámico y de las transformaciones físicas, químicas y
biológicas causadas por la biota, sedimentación, etc.
El oxígeno disuelto es un indicador de las condiciones ambientales y de la salud del rio
así como de la habilidad para conservar las condiciones que garanticen a la comunidad
biótica las condiciones ecosistémicas ideales. De ahí, que conocer la cantidad de oxígeno

7

disuelto resultado de las interacciones es una de las principales funciones de los
modelos.
Según Romero R., J., 2005, se identifican como funciones de utilización del oxígeno
disuelto en un río las siguientes:
 DBO carbonácea, dispersa y disuelta en el agua
 DBO nitrogenada, dispersa y disuelta en el agua
 OD utilizado en la respiración de plantas acuáticas
Las fuentes principales de oxígeno disuelto en el rio son:
 Reaireación atmosférica
 Fotosíntesis
 Inyección de oxígeno disuelto por equipos de aireación
Luego, los modelos de oxigeno disuelto suponen:






Desoxigenación carbonácea
Reaireación atmosférica
Fotosíntesis
Demanda béntica de oxígeno
Demanda de oxígeno por nitrificación

Diferentes modelos se utilizan para conocer el oxígeno disuelto en ríos. Por ejemplo
Streeter y Phelps incluye solo términos de Desoxigenación carbonácea y Reaireación
atmosférica. La importancia de utilizar modelos en ríos sirve para proyectar el grado de
tratamiento requerido, evaluación de usos del agua entre otros.

45.1 Modelo de Streeter y Phelps
Aplicable a ríos aerobios, flujo libre y permanente, unidimensional, supone que la tasa de
cambio del déficit de oxígeno es igual a la diferencia entre la desoxigenación del agua y
la reaireación o suministro de oxígeno disuelto.
El punto crítico es decir donde existe del déficit máximo de oxígeno disuelto ocurrirá
cuando el tiempo t sea igual a tc. En ese punto, las tasas de desoxigenación y
reaireación son iguales y el déficit de oxígeno disuelto no cambia como se observa en la
ecuación 45.1

8


Dc 

K1
Lo e K1tc
K2

45.1

Donde:
Dc
tc
K1
K2
Lo

=
=
=
=
=

Déficit crítico de oxígeno – mg/L
Tiempo para el cual se alcanza el déficit crítico – d
Constante de desoxigenación, base e – d-1
Constante de reaireación, base e – d-1
DBO inicial en el tiempo t = 0 – mg/L

EL tiempo para el cual se alcanza el déficit crítico se consigue mediante la utilización de
la ecuación 45.2

tc 

 K  D K  K1  
1

ln  2 1  o 2

K 2  K1  K1 
K1 Lo



45.2

La distancia al punto crítico es igual a:

X c  vtc

45.3

Donde:
v

= Velocidad de flujo en el rio

Las constantes se pueden obtener para diferentes temperaturas por las ecuaciones:

K1,T  K1, 2 1.047 

T 20

K 2,T  K 2, 2 1.022

T 20

45.4

Donde:
K1,T
K2,T

= Constante de desoxigenación, base neperiana a T °C
= Constante de reaireación, base neperiana a T °C

El modelo de Streeter y Phelps requiere de muestreo continuo, calibración mediante
comparación de los perfiles de oxigeno disuelto en el rio y así proyectar posibles
condiciones futuras para diferentes cargas contaminantes (Romero R., J., 2005).

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Referencias Bibliográficas
Crites & Tchobanoglous. (2000). Sistemas de manejo de aguas residuales para núcleos
pequeños y descentralizados (Vol. I). McGraw-Hill Interamericana, S.A.
Romero R., J. (2005). Tratamiento de aguas residuales (Primera reimpresión ed.). Bogotá:
Escuela Colombiana de Ingeniería.
Unda O., F. (1993). Ingeniería Sanitaria aplicada a saneamiento y salud pública (Primera
reimpresión ed.). Chile: Noriega Editores.
Webgrafía
Esquema típico de riego por goteo (2012). Recuperado de http://pedia.redlibre.co

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