ENERO / JUNIO 2020 - VOLUMEN 30 (1)
Esta obra está bajo una Licencia de Creative Commons. Atribución - No Comercial - Compartir Igual
DOI 10.15517/ri.v30i1.38898
Ingeniería 30 (1): 1-24, enero-junio, 2020. ISSN: 2215-2652. San José, Costa Rica
Comparación de tecnologías para el tratamiento sostenible de
aguas residuales ordinarias en pequeñas comunidades de Costa
Rica: demanda de área, costo constructivo y costo de operación y
mantenimiento
Technology Comparison for the Sustainable Treatment of Municipal
Wastewater in Small Communities of Costa Rica: Surface
Requirements, Building Cost and Operating and Maintenance Cost
Ing. Erick Centeno Mora, MSc.,
Candidato Doctorante
Universidade Federal de Minas Gerais, Belo Horizonte, Brasil
ecenteno86@gmail.com
Ing. Adrián Murillo Marín,
Ingeniero de Proyecto, Ingeniería y Administración S.A., Alajuela, Costa Rica
adrian.murillomarin@gmail.com
Recibido: 6 de setiembre 2019 Aceptado: 29 de octubre 2019
_________________________________________________________
Resumen
Este artículo aborda el tema del tratamiento sostenible de las aguas residuales en pequeñas comunidades
de Costa Rica. Aunque esfuerzos recientes muestran interés político en mejorar el rezago histórico que sufre
el país en infraestructura sanitaria, existen pocas referencias que guíen el proceso de selección de la tecnología
y escala más adecuadas para los sistemas a implantar. Este trabajo provee un análisis de tres tecnologías
para plantas de tratamiento de aguas residuales (PTAR) de aplicación factible en el país. Para ello se estimó
la demanda de área (DA), el costo constructivo (CC) y el costo de operación y mantenimiento (CO&M) de
PTAR en diferentes escalas. Se mostró que los sistemas con humedal construido tienen la mayor DA y los
menores CC y CO&M. Los sistemas con reactor anaerobio de ujo ascendente de manto de lodo seguido
de ltro biológico percolador (UASB + FBP) tuvieron DA ligeramente mayores a las de los sistemas de
lodos activados de aireación extendida (LAE), con CC ligeramente inferiores para la primera tecnología y
CO&M de 50 a 100% mayores para los LAE. El estudio comprobó que la práctica actual de uso extendido
de sistemas LAE en pequeña escala no resulta la opción más sostenible, por lo que se insta a que en el
futuro se consideren escalas de PTAR mayores y se amplíe el abanico de tecnologías utilizadas en el país,
aprovechando algunas recientes experiencias exitosas en países con condiciones similares.
Palabras clave:
Estaciones depuradoras; Sostenibilidad; Tecnologías apropiadas; Infraestructura de saneamiento; Contaminación
hídrica.
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DOI 10.15517/ri.v30i1.38898
Ingeniería 30 (1): 1-24, enero-junio, 2020. ISSN: 2215-2652. San José, Costa Rica
Abstract
This article discusses the sustainable treatment of sewage for small communities in Costa Rica. Although
recent efforts show a political interest in improving the country’s historical lag in sanitation infrastructure,
there are few references that guide the selection process of the most appropriate technology and scale for
the systems to be installed. This work provides an analysis of three technologies for wastewater treatment
plants (WWTP) of feasible application in the country. For this, a land area requirement (LAR), the building
cost (BC) and the operation and maintenance cost (O&MC) of STPs at different scales were estimated. It
was shown that systems with constructed wetland have the highest LAR and the lowest BC and O&MC. The
systems with upow anaerobic sludge blanket reactor followed by trickling lter (UASB + TF) had a larger
LAR than those of activated sludge with extended aeration (ASE), with BC lower for the rst technology
and O&MC 50 to 100% higher for ASE. The study found that the current practice of extended use of small-
scale ASE systems is not the most sustainable option. Thus, it is advised that future WWTP consider larger
scales and alternative technologies, emulating some recent successful experiences in countries with similar
conditions.
Keywords:
Sewage treatment plants; Sustainability; Appropriate technologies; Sanitation infrastructure; Water pollution.
3
1. INTRODUCCIÓN
Según el Informe XX del Programa del Estado de la Nación, el tratamiento de las aguas
residuales en Costa Rica posee décadas de rezago en infraestructura y tecnología, con un atraso
estimado en 30 años y una deuda en inversión en alcantarillado sanitario y plantas de tratamiento
de aguas residuales (PTARs) estimada en 1 400 millones de dólares (PEN, 2015).
En los últimos años este tema ha ganado una mayor visibilidad social y política, en parte debido
a la baja calicación que Costa Rica obtuvo a partir del año 2014 en el Índice de Desempeño Ambien-
tal (EPI) desarrollado por la Universidad de Yale (Universidad de Yale, 2014), cuando ese índice
internacional incorporó en su metodología de cálculo el indicador de cobertura del tratamiento de
aguas residuales, haciendo que el país pasara de la posición 5 en el 2012 a la 54 en el 2014. Esto
motivó la publicación de la Política Pública de Saneamiento en Aguas Residuales (PNSAR) en el
año 2016 (AYA, MINAE y MINSA, 2016), con lo que se pretende guiar los esfuerzos en esta área
hasta el año 2045 y, al mismo tiempo, atender los Objetivos del Desarrollo Sostenible (ODS), par-
ticularmente en su Objetivo 6. Entre las metas propuestas en la (PNSAR) se encuentra aumentar la
cobertura actual de alcantarillado sanitario con tratamiento a 100% en áreas de elevada densidad
al año 2035 y en otras áreas prioritarias al 2045, de modo a reducir el uso generalizado de tanques
sépticos en esas zonas, actualmente estimada en 75.4 % de la población (Mora y Portuguez, 2019).
La PNSAR propone seguir principios de sostenibilidad ambiental y nanciera, así como promover
el saneamiento como un Derecho Humano y valorizar el agua residual tratada; si bien las tenden-
cias más actuales en esta materia también incentivan la recuperación de los nutrientes, la energía
y otros subproductos de las aguas residuales (Batstone et al., 2015; Lema y Suarez, 2017; UN
WATER, 2017; WEF, 2017).
Aun cuando la PNSAR debe constituir un punto de inexión en el tema de la gestión de aguas
residuales para Costa Rica, todavía existen diversos aspectos técnicos muy relevantes a ser deni-
dos con el n de garantizar la sostenibilidad ambiental y nanciera del saneamiento. En particu-
lar, las tecnologías de tratamiento y la escala de los sistemas son dos elementos que pueden inuir
decisivamente en la sostenibilidad a largo plazo de las inversiones previstas.
En ese sentido, este documento tiene por objetivo evaluar y comparar tres tecnologías de
tratamiento de aguas residuales ordinarias para poblaciones de hasta 4 000 habitantes, en el contexto
de Costa Rica, a partir de estimaciones teóricas. Los criterios de comparación considerados fueron
la demanda de área (DA), los costos constructivos (CC) y los costos de operación y mantenimiento
(CO&M); y las tecnologías evaluadas fueron lodos activados de aireación extendida (LAE), humedal
de ujo subsupercial horizontal (HFSSH) y reactor anaerobio de ujo ascendente de manto de lodo
(UASB por sus siglas en inglés) seguido por un ltro biológico percolador (FBP) relleno con espuma
de poliuretano. Con esta investigación se pretende proporcionar algunos elementos académicos que
faciliten una discusión en este tema dentro de la comunidad técnica nacional, en la búsqueda de una
ruta para alcanzar un saneamiento universal y sostenible para Costa Rica.
CENTENO Y MURILLO: Comparación de tecnologías para el tratamiento sostenible de aguas residuales...
4
2. METODOLOGÍA
Debido a que algunos de los procesos de tratamiento evaluados en este trabajo son muy poco
utilizados en Costa Rica (Centeno y Murillo, 2019), se decidió predimensionar PTARs para dife-
rentes poblaciones y para cada uno de los procesos evaluados (12 en total), estimando la DA, los
CC y los CO&M de cada una de ellas. De este modo se establecieron condiciones similares y de
más fácil comparación para todas las tecnologías y escalas evaluadas. La comparación entre las
distintas tecnologías se basó por lo tanto en estimaciones teóricas, debido principalmente a la esca-
sez de PTARs con algunos de los procesos de tratamiento considerados en este trabajo y a la falta
de datos relacionados con los costos de construcción, operación y mantenimiento de esos sistemas.
En esta sección se presentan los diagramas de ujo de los procesos (PFD) de tratamiento
considerados para cada PTAR junto con una descripción general del funcionamiento de los sistemas.
Posteriormente, se resumen los criterios de dimensionamiento que fueron considerados durante
el trabajo y se sintetizan los elementos considerados para la estimación de los DA, CC y CO&M.
2.1. Poblaciónycargascontaminantesycalidaddeleuentenal
Se consideraron poblaciones equivalentes de 500, 1000, 2 500 y 5 000 habitantes (hab) para
cada uno de los procesos de tratamiento evaluados. La producción de aguas residuales por habitante
se estimó en 240 L/hab-d, lo que produjo caudales de diseño de 120, 240, 600 y 960 m
3
/d respec-
tivamente. Según otros estudios, este rango de caudales sería el de aproximadamente 74% de los
sistemas operados por entes públicos en el país, y más del 90% de los proyectos tramitados para su
construcción durante el período 2011 al 2016 (Centeno y Murillo, 2019).
Las características del agua cruda y euente nal consideradas para el dimensionamiento de
cada PTAR se muestran en la Tabla 1.
Tabla 1. Parámetros de calidad del agua cruda y del euente nal
considerados para el dimensionamiento de las PTAR
Parámetro de calidad Agua cruda Requerido en euente nal
DBO
5,20
(mg/L) 280 50
DQO (mg/L) 560 150
SST (mg/L) 250 50
NTK (mg/L) 50 No reglamentado
Tanto la producción de aguas residuales por habitante como las características de agua residual
cruda se encuentran dentro del rango de valores típicos para las aguas residuales ordinarias (Metcalf
5
y Eddy, 2014; von Sperling, 2014a). Para la calidad del euente nal se consideró lo establecido en
el Reglamento de Vertido y Reuso de Aguas Residuales (DE-33601-S-Minae, 2007), para descarga
en cuerpo supercial.
2.2. Procesos de tratamiento del agua y los lodos considerados
Los diagramas de ujo de proceso (PFD) de cada una de las tecnologías de tratamiento
consideradas en este estudio, incluyendo la línea de tratamiento de agua y de lodo, se observan en
la Figura 1.
Para los tres (PFD) mostrados en la Figura 1 se consideró el mismo tipo de pretratamiento:
cárcamo de bombeo de agua cruda, rejillas de bombeo y desarenador de ujo horizontal. El vertido
se consideró a un cuerpo de agua supercial, tras pasar a través de un sistema de medición de caudal.
En el caso del sistema de Humedal construido de ujo subsupercial horizontal (SD + HFSSH)
(Figura 1a), se consideró una unidad de tratamiento primario consistente en un sedimentador diges-
tor para reducir los sólidos suspendidos y prevenir la colmatación del humedal construido, formado
con material granular de 32 mm de diámetro efectivo. En este proceso los lodos serían transporta-
dos cada año o cada dos años por medio de camiones cisternas hacia una planta de tratamiento de
mayor capacidad, reduciendo las necesidades de sistema de deshidratación de lodos y simplicando
la operación del sistema.
Para el sistema de lodos activados de aireación extendida (LAE) (Figura 1b), se consideró una
línea de tratamiento de lodo compuesta por un digestor aerobio de lodos y lechos de secado para
una deshidratación natural.
El tercer PFD considerado corresponde a un sistema híbrido compuesto por un reactor anae-
robio de ujo ascendente de manto de lodo (reactor UASB) complementado con un ltro bioló-
gico percolador (FBP) relleno con espuma de poliuretano (UASB + FBP) (Figura 1c). A este tipo
de ltro percolador también se le conoce como reactor DHS (Tandukar, M., Machdar, I., Uemura,
S., Ohashi, A. y Harada, H., 2005; 2006) y existen en el país algunas referencias de su uso para
el tratamiento de aguas residuales ordinarias (Centeno et al. 2018; Solís, 2018). En este proceso
los lodos biológicos generados en el FBP son retenidos en el sedimentador secundario y enviados
hacia el reactor UASB cuando son descartados. En ese reactor se digieren por vía anaerobia, lo
que simplica signicativamente el proceso de la PTAR (Bressani-Ribeiro, T., Almeida, P. G. S.,
Volcke, E. I. P. y Chernicharo, C. A. L., 2018). Se consideraron lechos de secado como método
de deshidratación de los lodos digeridos.
2.3. Criterios de dimensionamiento considerados
Los criterios de dimensionamiento más importantes utilizados para el desarrollo de este tra-
bajo se muestran en la Tabla 2.
Se consideraron sedimentadores de sección rectangular tipo Dortmund (con tolva) para reducir
la necesidad de equipos mecánicos en los sistemas (von Sperling, 2014b).
CENTENO Y MURILLO: Comparación de tecnologías para el tratamiento sostenible de aguas residuales...
6
La producción de lodos de cada sistema y los requisitos de aire en el sistema LAE se estimaron
a partir de balances de masa y relaciones estequiométricas disponibles en la literatura (Chernicharo,
2016; Metcalf y Eddy, 2014; von Sperling, 2014b). Para la estimación de sólidos retenidos en las
rejillas se consideró un valor de 75 L/1000m
3
de agua tratada, mientras que para estimar el volumen
de arena retenida en el desarenador se consideró una producción de 37 L/1000m
3
de agua tratada
(Metcalf y Eddy, 2014).
Figura 1. Fluxograma de las tipologías de tratamiento consideradas.
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Tabla 2. Criterios de dimensionamiento de las unidades de cada PTAR.
Unidad
Criterio de
dimensionamiento
Valor adoptado Referencia
Cárcamos de
bombeo
Ciclo de arranque de las
bombas
10 min WEF (2010)
Rejillas de desbaste Velocidad de paso 0.3 m/s < v < 0.6 m/s WEF (2010)
Desarenador de ujo
horizontal
Velocidad crítica de partícula
0.28 m/s para diámetro de
0.2mm
Hernández (2015)
Sedimentador
Digestor
TRH 12.0 h Chernicharo (2016)
Humedal FSSH
Cinética de reacción de
primer orden para reducción
de DBO
5,20
k
20
= 1.104 d
-1
Profundidad útil de 0.70m
Porosidad de 0.4 (material
granular de 32mm de diámetro
efectivo)
Crites y Tchobanoglous
(1998)
Tanque de aireación
LAE
Edad de lodo 25 días con SSVLM de 3 g/L von Sperling (2014b)
Sedimentador
Secundario LAE
TAH y TAS
0.33 < TAH < 0.67 m
3
/m
2
-h
1.0 < TAS < 5.0 kgSS/m
2
-h
von Sperling (2014b)
Reactor UASB TRH 10.0 h Chernicharo (2016)
Filtro biológico
percolador
COV y TAH
COV = 0.3 kDBO/m
3
reactor
-d
TAH = 10 a 30 m
3
/m
2
-d
TRH
espuma
= 2.3h
Porcentaje de vacíos = 30%
Bressani-Ribeiro et al.
(2018)
Sedimentador
secundario FBP
TAH TAH = 0.84 m
3
/m
2
-d Chernicharo (2016)
Digestor de lodos
aerobio
TRH 12 d Andreoli et al (2014)
Lechos de secado TAS
15 kgSS/m
2
; ciclo de secado de
17d.
Andreoli et al (2014)
TRH: tiempo de retención hidráulica; SSVLM: sólidos suspendidos volátiles del licor de mezcla; TAH: tasa de
aplicación hidráulica; TAS: tasa de aplicación de sólidos.
Las características cuantitativas y cualitativas del biogás producido en los reactores UASB se
estimaron por medio del programa informático PROBIO (Possetti et al., 2018), especíco para
reactores UASB tratando aguas residuales ordinarias. Se consideraron condiciones de operación
del reactor UASB “típicas” según lo establecido en Lobato, Chernicharo y Souza (2012).
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El tiempo de secado en los lechos de secado y la aplicación de cal se consideraron para cumplir
con los requerimientos de pH (5-12) y humedad (inferior a 75%) establecidos en la reglamentación
vigente para disposición de los biosólidos en rellenos sanitarios (DE-39316-S, 2015).
2.4. Estimación de DA, CC y CO&M
A partir del dimensionamiento de las unidades de tratamiento se consideró una distribución en
planta para cada PTAR y se estimaron los costos constructivos a partir de costos unitarios de cons-
trucción. Para el diseño de sitio y estimación de la demanda de área se consideraron los retiros de
propiedad establecidos en la reglamentación vigente (DE-39887-S-Minae, 2016).
A partir del diseño de sitio se estimaron costos de obra civil (movimientos de tierra, concreto
de tanques, pasarelas, escaleras, canales, elementos metálicos, cajas de registro, cuarto de opera-
ción, carretera de acceso de vehículos, caseta de vigilancia, valla perimetral), obra mecánica (tube-
ría, difusores de aire, vertedores, válvulas de control), equipos (bombas hidráulicas, sopladores de
aire, distribuidor de caudal), obra eléctrica y costos indirectos, utilidad y costos administrativos de
los proyectos. La suma de estos rubros representó los costos de construcción (CC) de las PTARs.
Para estimar los Costos de Operación y Mantenimiento (CO&M) se consideraron los rubros de
energía eléctrica, salarios del personal, disposición de residuos, consumibles y mantenimiento. El
consumo de energía se calculó con base en las potencias de los equipos electromecánicos y consi-
derando su operación continua, para la tarifa eléctrica vigente en el año 2018. A nivel de personal de
operación se consideró, en función de la capacidad de la PTAR, un operador a tiempo parcial, uno
o dos peones, ingeniero de operación a tiempo parcial y un vigilante nocturno. Este costo consideró
los salarios mínimos del segundo semestre del 2018, sumando las cargas sociales respectivas. Para
la disposición de los residuos se consideró el costo de transporte y disposición en relleno sanitario.
3. RESULTADOS
En primer lugar, se evalúan las tecnologías de tratamiento consideradas en función de su
demanda de área, producción de lodos y condiciones energéticas. Luego se muestran los resultados
de costo constructivo y por último se presentan los costos de operación y mantenimiento (O&M).
3.1. Demanda de área (DA)
La Figura 2 muestra el requerimiento de área para la implantación de cada tecnología considerada.
Se observa el área neta necesaria para cada PTAR (eje vertical principal) y el área en función de la
capacidad del sistema de tratamiento (eje vertical secundario). En esta estimación se consideraron
los requisitos de calles de acceso con patio de maniobra para un camión de lodos. Adicionalmente,
se tomaron en cuenta los retiros al lindero de propiedad solicitados por la reglamentación vigente
en Costa Rica (DE-39887-S-Minae, 2016).
A partir de la Figura 2, es posible identicar dos comportamientos distintos para las tecnologías
evaluadas en función de los requisitos de área. Por un lado, el sistema de SD + HFSSH posee
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una elevada DA (3.6 a 10 m
2
/hab), mientras que los sistemas LAE y UASB + FBP resultan
signicativamente menos demandantes en relación a este requerimiento (0.76 a 2.2 m
2
/hab y 0.87
a 4.4 m
2
/hab, respectivamente). De este modo, los sistemas de humedales construidos pueden
considerarse como extensivos, mientras que las tecnologías LAE y UASB + FBP se consideran
sistemas compactos (Noyola y Morgan, 2013). Los sistemas LAE serían más compactos que los de
UASB + FBP, aunque la diferencia de DA entre estas tecnologías parece disminuir con el aumento
de la escala del sistema.
Los resultados obtenidos muestran una demanda de área mayor en comparación los propuestos
por von Sperling (2014a), que estimó requerimientos de área (sin considerar retiros, sistema de
tratamiento de lodos ni facilidades de operación y/o maniobra) de 5.0 a 6.0 m
2
/hab para los sistemas
de humedales construidos, 0.12 a 0.25 m
2
/hab para los sistemas de LAE y 0.1 a 0.2 m
2
/hab para los
sistemas de UASB + FBP. En otro estudio, Tsagarakis, Mara y Angelakis (2003) establecieron un
requerimiento de área para PTARs con humedales construidos de 4.2 a 7.5 m
2
/hab, y para sistemas
LAE con lechos de secado esos autores denieron un requisito de área entre 0.33 a 0.52 m
2
/hab.
El requisito de área mayor encontrada en este estudio para los procesos de LAE y UASB + FBP
podría deberse a las demandas de áreas para el tratamiento del lodo (lechos de secado en este caso),
calle perimetral, parqueo, retiros reglamentarios (DE-39887-S-Minae, 2016) y facilidades para la
operación consideradas en este estudio.
Figura 2. Requisitos de área para las distintas tecnologías tratamiento en función de la capacidad de la PTAR
Otro aspecto importante que se observa en la Figura 2 es el del efecto de la economía de escala.
Para el rango de capacidad evaluado en este estudio, es posible observar que cuanto mayor es la
capacidad de la PTAR, menor es el área por unidad productiva (m
2
/(m
3
/d)) que se requiere. Esto
se debe a un uso más eciente del espacio debido a una mejor modulación de las unidades y a que
algunas demandas como el cuarto de operación o el patio de maniobras varió poco con el aumento
de la capacidad de sistemas evaluados en este estudio. También, los retiros al lindero de propiedad
son independientes de la capacidad del sistema (DE-39887-S-Minae, 2016), por lo que su demanda
relativa al área total de la PTAR tiende a ser mayor para sistemas de menor capacidad.
CENTENO Y MURILLO: Comparación de tecnologías para el tratamiento sostenible de aguas residuales...
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La Tabla 3 muestra los parámetros de ajuste de tipo potencial (A = C • Q
n
) para los requisitos
de área por metro cúbico tratado (m
2
/(m
3
/d)) de cada tecnología evaluada.
Table 3. Modelo de regresión lineal con ajuste potencial de cada tecnología
para demanda de área (DA) neta, en función de la capacidad de la PTAR.
Parámetros de ecuación de ajuste DA = C • Q
n
Tecnología Constante C Exponente n Valor de R
2
LAE 100.66 0.492 0.996
UASB + FBP 672.8 0.247 0.935
SD + HFSSH 489.3 0.488 0.998
DA en m
2
y Q en m
3
/d
A partir de los parámetros de la Tabla 3 es posible estimar los requisitos de área neta para una
PTAR según la tecnología de interés según el proceso presentado en la Figura 1 que cumpla con
los retiros al lindero de propiedad establecidos en el Reglamento de aprobación de sistemas de tra-
tamiento de aguas residuales vigente en Costa Rica (DE-39887-S-Minae, 2016).
3.2. Producción de lodos
Figura 3. Producción volumétrica de lodos en función de la capacidad de la PTAR
En la Figura 3 se observa la producción volumétrica de lodos para cada tecnología en función de
la capacidad de la PTAR. Esta cuanticación considera los sólidos retenidos en las rejillas de desbaste
(detritos), arena de pretratamiento y lodo primario y/o biológico, según la tecnología considerada.
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La producción volumétrica estimada fue de 0.17 L/hab-d para el sistema LAE, 0.10 L/hab-d
para el sistema UASB + FBP y 0.06 L/hab-d para el sistema SD + HFSSH. La producción másica
correspondiente se estimó en 55gSS/hab-d (gramos de sólidos suspendidos por habitante por día),
33gSS/hab-d y 28 gSS/hab-d, respectivamente. Es importante resaltar que para estimar el volumen
de lodo diario se consideró un contenido de sólidos en el lodo deshidratado (en lechos de secado,
como se observa en la Figura 1) de 30%, según los requerimientos de la reglamentación vigente en
Costa Rica (DE-39316-S, 2015). En el caso del sistema SD + HFSSH se consideró el transporte de
los lodos digeridos anaerobiamente espesados y digeridos en el sedimentador-digestor (sin deshidra-
tar) hacia una PTAR de mayor porte para su tratamiento cada 1 a 4 años (Chernicharo, 2016) por
medio de un camión cisterna. Para todas las tecnologías evaluadas, los lodos primarios o biológicos
digeridos representaron entre 85 y 93% de la masa total de sólidos producidos para su disposición.
Los valores estimados a nivel de producción másica ligeramente superiores a los presentados
por Andreoli et al. (2014), quien establece un rango de producción de 18-30 gSS/hab-d para sistemas
UASB+FBP, 40-45 gSS/hab-d para sistemas LAE y 20-30 gSS/hab-d para sistemas SD + HFSSH. La
diferencia posiblemente se deba a la adición de los sólidos del tratamiento preliminar en el cálculo.
3.3. Requerimientos energéticos
En la Tabla 4 se observa el balance energético de las tres tecnologías evaluadas, expresado en
función de kWh por cada metro cúbico de agua tratado.
Tabla 4. Balance energético por metro cúbico para cada tecnología.
Tecnología
LAE UASB + FBP SD + HFSSH
Consumo de energía
eléctrica (+)
(kWh/m
3
agua)
Sopladores para reactor biológico 0.30 0.0 0.0
Otros equipos electromecánicos 0.20 0.16 0.08
Producción de energía
(-)* (kWh/m
3
agua)
Producción de biogás
(Nm
3
/m
3
agua)
0.0 0.08 0.0
Potencial energético equivalente
(kWh/m
3
agua)
0.0 0.55 0.0
Potencial eléctrico equivalente
(kWh/m
3
agua)
0.0 0.16 0.0
Consumo eléctrico neto
(kWh/m
3
agua)
+ 0.52 0.00 a + 0.16 + 0.08
* Se considera que el 31% del metano generado en el reactor UASB queda disuelto en el euente líquido,
según lo establecido por Souza, Chernicharo y Aquino (2011) para condiciones típicas (Lobato et al.,
2012). El generador eléctrico (tipo microturbina) se consideró con una eciencia de producción eléctrica
de 30% (Metcalf y Eddy, 2014).
CENTENO Y MURILLO: Comparación de tecnologías para el tratamiento sostenible de aguas residuales...
12
A partir de Tabla 4 se inere que el sistema de lodos activados sería el de mayor consumo
eléctrico, 6.5 veces mayor al sistema SD + HFSSH. Por el contrario, la tecnología anaerobia con
postratamiento aerobio podría resultar un productor neto de energía (McCarty, P. L., Bae, J. y Kim,
J., 2011) o al menos autosuciente, si el biogás producido se convierte en energía eléctrica. Pos-
setti et al. (2018) determinaron que esta opción resulta nancieramente atractiva para poblaciones
superiores a 100 000 habitantes en el contexto de Brasil, por lo que también podría considerarse el
biogás generado para otros nes energéticos relacionados con la producción de calor, como secado
térmico e higienización de los lodos biológicos (Chernicharo et al., 2017).
3.4. Costos de construcción (CC)
En la Figura 4 se observa el costo de construcción (CC) de las tres tecnologías evaluadas en
función de la población servida. En el eje vertical izquierdo se observa el CC neto de cada sistema
(US$), mientras que en el eje vertical derecho se presenta el CC por metro cúbico diario de capa-
cidad del sistema (US$/(m
3
/d)).
A partir de la Figura 4 se puede concluir que el CC más bajo para el rango de capacidad evaluado
lo tiene el sistema SD + HFSSH (486 a 937 US$/(m
3
/d) o 117 a 225 US$/hab). Es importante
resaltar que el CC considerado en este estudio no consideró el costo de adquisición del terreno, el
cual podría inuir en el resultado obtenido debido a la mayor área requerida para los sistemas de
humedales construidos. El costo de adquisición del terreno puede ser un criterio crítico para decidir
cuál es la tecnología más apropiada en proyectos de PTARs. Sin embargo, la alta variabilidad
del costo de adquisición del terreno, según la zona en la que se desarrolla el proyecto, complica
incluir esta variable en los costos totales de inversión inicial de los sistemas conceptualizados en
este trabajo. Por este motivo, con el n de incluir esta variable en el proceso de comparación de
las tecnologías de este estudio, se determinaron los costos unitarios del terreno que darían ventajas
a los sistemas compactos sobre los extensivos en terreno. Simulando los costos de adquisición
del terreno, se pudo vericar que el costo de inversión inicial (CC + costo de terreno) del sistema
SD+HFSS superaría los costos de inversión inicial de los sistemas UASB + FBP y LAE para precios
de la tierra superiores a aproximadamente 10-20 US$/m
2
respectivamente. La segunda tecnología
en términos de CC fueron los sistemas UASB + FBP (517 a 1 250 US$/(m
3
/d) o 124 a 300 US$/
hab), siendo los LAE los más costosos para su construcción (571 a 1 544 US$/(m
3
/d) o 137 a 371
US$/hab). Sin embargo, es importante destacar que la tendencia observada en la Figura 4 parece
señalar que la diferencia para el costo unitario de construcción (US$/(m
3
/d)) entre las tecnologías
se ve reducida con el aumento de la escala del sistema, siendo que el costo unitario de los sistemas
LAE decae más rápidamente que las otras tecnologías. De este modo, es posible que para escalas
de PTARs mayores la relación de CC entre estas tecnologías varíe.
Debido a las características especícas de cada país y a las diferencias entre los trenes de
tratamiento considerados en este estudio en comparación con los de algunas de las referencias, no
es posible hacer una comparación directa de los resultados de CC obtenidos, aunque sí es factible
comparar algunas tendencias generales. Para el contexto de Brasil, von Sperling (2014a) reportó
Ingeniería 30 (1): 1-24, enero-junio, 2020. ISSN: 2215-2652. San José, Costa Rica DOI 10.15517/ri.v30i1.38898
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un CC de 50-70 US$/hab para sistemas LAE, 40-63 US$/hab para sistemas UASB + FBP y 25-50
US$/hab para sistemas de humedales construidos, lo que corresponde a una tendencia análoga a
la encontrada en este estudio, con CC que se traslapan para las tecnologías compactas y costos
menores para el sistema extensivo. En otro estudio para el contexto de Colombia, Salas Quintero
et al. (2007) determinaron un CC de para sistemas LAE de 36-80 US$/hab y de 88-161 $US/hab
para sistemas SD + HFSS. En este caso, el mayor costo del sistema extensivo podría deberse al
costo de adquisición del terreno, como se comentó anteriormente. Por último, Friedler y Pisanty
(2006) encontraron costos de construcción para sistemas de lodos activados entre 1 212 a 2 366 $/
(m
3
/d) para el rango de 100 a 1000 m
3
/d en el contexto de Israel, los cuales resultan superiores a los
encontrados en este estudio. Las signicativas diferencias de costos constructivos unitarios entre
los distintos países analizados en la literatura y los de este estudio muestran la gran dependencia
de esa variable de las condiciones locales.
Adicionalmente, como para el caso del tamaño del terreno presentado en la sección 3.1, existe
un fenómeno marcado de economía de escala que produce que el costo unitario del sistema de tra-
tamiento disminuya con el incremento de la capacidad de la PTAR.
Figura 4. Inversión inicial para las distintas tecnologías tratamiento en función de la capacidad de la PTAR
La Tabla 5 presenta los parámetros de ajuste de tipo potencial (CC = C • Q
n
) para el costo de
construcción (US$) de cada tecnología. Esta función ha sido adoptada ampliamente en la literatura
para la estimación de CC en PTARs ( Tribe y Alpine, 1986; Tsagarakis et al., 2003; Friedler y
Pisanty, 2006; Guo, T., Englehardt, J. y Wu, T., 2014; Gautam, S., Ahmed, S., Dhingra, A. y Fatima,
Z., 2017) y permite estimar el costo de construcción de una PTAR en función de su capacidad.
En la Figura 5 se observa la distribución porcentual del costo de los distintos rubros del proyecto
de construcción (obra civil, obra electromecánica, material de relleno de reactores biológicos e
infraestructura de apoyo) para el CC, según la capacidad del sistema. Los costos de infraestructura de
apoyo corresponden a obras de carretera, drenaje pluvial, cuarto de operación y de equipos, bodega
CENTENO Y MURILLO: Comparación de tecnologías para el tratamiento sostenible de aguas residuales...
14
y otros elementos anes que no forman parte del sistema de tratamiento pero que son requeridos
para el buen funcionamento de la PTAR y, varias de ellas, exigidas por la reglamentación vigente
(DE-39887-S-Minae, 2016).
A partir de la Figura 5 es posible observar una distribución de costos distinta para cada una
de las tecnologías evaluadas. Sin embargo, dentro de cada tecnología es posible identicar una
tendencia aproximadamente uniforme en la distribución de los costos, independiente de la capa-
cidad de la PTAR. Para todas las tecnologías evaluadas, la proporción asociada a los costos de la
infraestructura de apoyo (caseta de operación, valla perimetral, calles de acceso, entre otros) se ve
reducida con el aumento de la capacidad de las PTARs, debido a que parte de esos costos son jos
e independientes de la capacidad de la PTAR. En el caso de los costos de la obra civil y mecánica,
su proporción en relación al costo total varía poco con el incremento de la capacidad para las tres
tecnologías evaluadas, lo que indicaría que estos rubros son aproximadamente proporcionales al
tamaño del sistema. En el caso de los sistemas UASB + FBP y SD + HFSSH, es posible identicar
que el material de relleno representa una parte signicativa del costo constructivo, y que esa pro-
porción aumenta gradualmente con la capacidad del sistema.
Para los sistemas UASB + FBP, tal y como se comentó anteriormente, el medio de relleno
considerado fue espuma de poliuretano (DHS), un producto importado de Japón que fue cotizado
en aproximadamente US$ 820/m
3
. En caso de conseguir un producto similar a un costo menor el
CC del sistema UASB + FBP sería reducido.
Table 5. Modelo de regresión lineal con ajuste potencial de cada tecnología
para la estimación del costo de construcción neto de la PTAR.
Parámetros de ecuación de ajuste CC = C • Q
n
Tecnología Constante C Exponente n Valor de R
2
LAE 15 017 0.522 0.998
UASB + FBP 8 957 0.582 0.996
SD + HFSSH 4 212 0.682 0.998
CC en US$; Q en m
3
/d.
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Figura 5. Distribución de los costos constructivos por rubros según la capacidad de la PTAR.
3.5. Costos de Operación y Mantenimiento
En la Figura 6 se observa el costo de la operación y mantenimiento (CO&M) de las tecnologías
evaluadas en función de la capacidad de los sistemas estimados en este estudio. En el eje vertical
principal se observa el CO&M neto mensual (US$/mes), mientras que en el eje vertical secundario
se presenta el CO&M por metro cúbico tratado (US$/m
3
).
A partir de la Figura 6 se puede observar que el CO&M es superior para todas las capacidades
de PTAR evaluadas en el caso del sistema LAE (0.47 a 0.96 US$/m
3
tratado o 3.38 a 6.89 US$
mensuales por habitante), seguido del sistema UASB + FBP (0.22 a 0.68 US$/m3 tratado o 1.56
a 4.88 US$ mensuales por habitante), lo que representa un CO&M aproximadamente 50 a 100%
menor para la tecnología anaerobia según la escala de la PTAR. El sistema SD + HFSSH fue el
CENTENO Y MURILLO: Comparación de tecnologías para el tratamiento sostenible de aguas residuales...
16
de menor CO&M para todas las escalas evaluadas (0.17 a 0.61 US$/m
3
tratado o 1.21 a 4.40 US$
mensuales por habitante).
Como para la DA y para los CC, el CO&M también presenta un efecto de economía de escala
que produce que el costo unitario sea menor a una escala de tratamiento mayor. Esto se debe a que
algunos costos jos (personal, administración, pruebas de laboratorio de control operacional) se
diluyen con el crecimiento de la capacidad del sistema.
Figura 6. Costo de Operación y Mantenimiento mensual para las distintas tecnologías tratamiento en función
de la población servida
Nuevamente, los CO&M dependen de las condiciones locales de cada país y de los distintos
rubros considerados durante su estimación, por lo que realizar comparaciones directas es compli-
cado, aunque sí es posible observar tendencias. Para Brasil, von Sperling (2014a) reportó un CO&M
de 5-10 US$/hab-año para sistemas LAE, 3-5 US$/hab-año para sistemas UASB + FBP y 1-3 US$/
hab-año para sistemas de humedales construidos, mostrando una tendencia análoga a la encontrada
en este estudio. Por su parte, Salas et al. (2007), para el contexto de Colombia, encontró un CO&M
para los sistemas LAE de 0.17 a 0.18 US$/m
3
tratado, y de 0.10 a 0.15 US$/m
3
tratado para los sis-
temas SD + HFSSH. Por último, Tsagarakis et al. (2003) encontró un CO&M aproximadamente 2
a 3 veces menor para los sistemas de humedales construidos en relación a los sistemas LAE. Por
lo tanto, esos estudios encontraron tendencias similares a las encontradas en esta investigación.
En la Tabla 6 se observan los parámetros de ajuste de tipo potencial (CO&M = C
• Q
n
) para el
CO&M (US$/mes) de cada tecnología evaluada.
En la Figura 7 se observa la distribución porcentual de los distintos rubros que componen los
CO&M (consumo de energía, disposición de residuos, salarios, materiales de trabajo y mantenimiento)
según la capacidad de la PTAR.
Ingeniería 30 (1): 1-24, enero-junio, 2020. ISSN: 2215-2652. San José, Costa Rica DOI 10.15517/ri.v30i1.38898
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Table 6. Modelo de regresión lineal con ajuste potencial de cada tecnología para
la estimación del CO&M mensual en función de la capacidad de la PTAR.
Parámetros de ecuación de ajuste CO&M (U$/mes) = C • Q
n
Tecnología Constante C Exponente n Valor de R
2
LAE 148.2 0.6512 0.996
UASB + FBP 257.2 0.4517 0.945
SD + HFSSH 350.9 0.3676 0.916
CO&M en US$/mes; Q en m
3
/d.
Figura 7. Distribución de costos de operación y mantenimiento según población
servida para cada tecnología
A partir de la Figura 7 es posible observar que el rubro de consumo de energía es signicativo
para los sistemas LAE (entre 30 y 50% de los CO&M), mientras que para los sistemas de UASB +
CENTENO Y MURILLO: Comparación de tecnologías para el tratamiento sostenible de aguas residuales...
18
FBP y SD + HFSSH ese rubro no supera el 10% de los CO&M. Para esos sistemas los salarios de
los operadores (un guarda, tiempo parcial de ingeniero, tiempo parcial operador y tiempo parcial
de peón) serían el rubro más importante, con un porcentaje que varía entre 50 y 80% de los CO&M
de esos sistemas. Ese rubro también es signicativo para los sistemas LAE, con un 25 a 50% de
los CO&M. La carga salarial es particularmente importante para sistemas de pequeña escala pues,
aunque se consideró tiempos parciales para el personal según la escala de la PTAR, el monto se
comporta de manera aproximadamente independiente de la capacidad de la PTAR. Esto conrma
el efecto de la economía de escala observado en la Figura 6 que se comentó anteriormente. El costo
relativo del personal es congruente con lo hallado por Tsagarakis et al. (2003), quien reportó que
este valor varió ente 25 y 68% de los CO&M para 14 diferentes países, estando precisamente los
costos más importantes en países de América Latina (68% para México y Costa Rica).
Por último, los costos de mantenimiento y de disposición de residuos representarían un costo
proporcional inferior al 20% para todas las tecnologías, aunque su peso relativo tiende a aumentar
con la capacidad de los sistemas evaluados.
4. DISCUSIÓN
En esta sección se sintetizan los resultados obtenidos en el apartado anterior al comparar las
tres tecnologías evaluadas en función de su DA, CC y CO&M. Posteriormente se ahondará en el
efecto de economía de escala identicado en el estudio que justicaría la implantación de PTARs
de mayor escala en el país. Por último, se discute sobre la aplicación actual de estas tecnologías en
el país y las posibilidades de su expansión dentro de la matriz de tratamiento de aguas residuales
de Costa Rica.
4.1. Comparación de las tecnologías evaluadas
La demanda de área, costo de construcción y costo de operación y mantenimiento son tres
parámetros clave para la selección de las tecnologías de tratamiento de aguas residuales (von
Sperling, 1996).
En este estudio pudo corroborarse que las tres tecnologías de tratamiento de aguas residuales
ordinarias evaluadas presentan comportamientos distintos en relación a esos parámetros. Para la
DA, es claro que los sistemas SD + HFSSH son extensivos, con demandas de área encontradas en
este estudio de 3.6-10 m
2
/hab, mientras que los sistemas LAE y UASB + FBP son sistemas com-
pactos, con DA estimadas en 0.76 a 2.2 m
2
/hab y 0.87 a 4.4 m
2
/hab respectivamente.
Por otro lado, el sistema SD + HFSSH presentó los CC y los CO&M más bajos (117-225 US$/
hab y 1.21-4.40 US$/hab-mes respectivamente), lo que serviría de contrapeso para su mayor DA.
Se pudo vericar que los CC entre esa tecnología y los sistemas UASB + FBP y LAE se equilibran
cuando se incluye el costo de adquisición del terreno y éste posee un costo superior a 10-20 US$/
m
2
respectivamente. Los CC de los sistemas UASB + FBP son menores a los de los sistemas LAE
(124-300 y 137-371 US$/hab respectivamente) al igual que los CO&M (1.56-4.88 US$/hab-mes
Ingeniería 30 (1): 1-24, enero-junio, 2020. ISSN: 2215-2652. San José, Costa Rica DOI 10.15517/ri.v30i1.38898
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contra 3.38-6.89 US$/hab-mes para el sistema LAE). En el caso de los CO&M, esto se debe
principalmente a los costos de energía de la tecnología de lodos activados (30 a 50% de los costos
de operación de esa tecnología) y a la mayor producción de lodos que deben ser dispuestos. En ese
sentido, el sistema UASB + FBP implicaría un costo menor (de construcción y de operación en
mantenimiento) en comparación al LAE, aunque el costo sería siempre menor para el sistema SD
+ HFSSH, para el rango de capacidades evaluado en este estudio.
Se vericó que las tendencias encontradas en este estudio fueron conrmadas por otros autores
en la literatura (Guo et al., 2014; Salas et al., 2007; Tsagarakis et al., 2003; von Sperling, 2014a),
aunque los rangos de costos varían signicativamente según el contexto local y según los rubros
considerados.
Otro punto destacable a favor de la tecnología UASB + FBP es la posibilidad de producir energía
valorizable en forma de biogás. Para su aprovechamiento es necesario quemarlo para producir calor
y/o energía eléctrica (Moncayo Romero, 2013). La producción de energía eléctrica podría hacerse
por medio de microturbinas de pequeña potencia, de 1 a 5 kW (González, Riba, Puig y Navarro,
2015), con posibilidades de que la PTAR sea autosuciente o hasta un productor neto de energía
según el balance energético de la Tabla 2 y como lo conrman diversas referencias de la literatura
(Helal, Ghoneim y Halaby, 2013; McCarty et al., 2011). Para esto sería necesario incorporar un
sistema de pretratamiento del biogás con el objetivo de proteger el generador. Chernicharo et al.
(2017) determinó que para el contexto de Brasil la opción más favorable a nivel de huella de car-
bono en PTAR para poblaciones menores a 10 000 hab (como las evaluadas en este estudio) es su
uso para higienización y deshidratación de lodo y uso doméstico (por ejemplo, para la cocción de
alimentos) en la comunidad de la vecindad de la PTAR. De este modo, por medio de la tecnología
anaerobia es posible recuperar energía de las aguas residuales y promover prácticas de economía
circular y sostenibilidad en este sector (Batstone y Virdis, 2014; Lettinga, 2005).
4.2. Efecto de la economía de escala
Tanto para la DA, el CC y el CO&M de las tres tecnologías evaluadas pudo identicarse un
efecto de economía de escala, conrmado por el valor del exponente de las ecuaciones potencia-
les propuestos en este estudio (Tabla 1 Tabla 3 y Tabla 4 respectivamente) inferior a 1.0, caracte-
rístico de un crecimiento menor a la condición lineal para el rango de caudal evaluado (Friedler y
Pisanty, 2006; Guo et al., 2014). Este efecto genera una ventaja en la implementación de PTARs
de mayor capacidad que permitan una dilución de costos jos y una modulación más eciente de
las unidades de tratamiento.
Según Noyola, Padilla-Rivera, Morgan-Sagastume, Güereca y Hernández-Padilla (2012), el
efecto de economía de escala se reduciría a partir de capacidades de PTAR de más de 10 L/s (864
m
3
/d), que quedaría en el límite superior del rango estudiado en esta investigación. En un estudio
previo, Centeno y Murillo (2019) identicaron que en Costa Rica más del 70% de las PTARs de
instituciones públicas tienen una capacidad inferior a 5.0 L/s, mientras que más del 90% de los
proyectos de PTAR tramitados para su construcción a agosto del 2016 entraban en esa misma
CENTENO Y MURILLO: Comparación de tecnologías para el tratamiento sostenible de aguas residuales...
20
categoría. En ese sentido, el fenómeno de sobre-descentralización de los sistemas de tratamiento
estaría demandando mayores áreas para su construcción, junto con CC y CO&M más elevados
para la población servida.
4.3. Perspectiva de aplicación de las tecnologías evaluadas en Costa Rica
En un estudio previo, Centeno y Murillo (2019) mostraron que en Costa Rica el 57% de las
PTARs existentes que son operadas por entes públicos utiliza la tecnología de LAE (capacidad
instalada total de 106 L/s), y que este valor asciende a 98% de los sistemas de tratamiento tramita-
dos para su construcción entre el 2011 a agosto de 2016 (tanto para proyectos públicos como pri-
vados). En relación a los sistemas anaerobios seguidos de un postratamiento aerobio, su uso es de
apenas 8 sistemas en entidades públicas (capacidad instalada total de 22 L/s), siendo los reactores
UASB utilizados en solo 2 de esas unidades; y corresponden a apenas 1% de los proyectos trami-
tados para su construcción entre el 2011 y el 2016 (Centeno y Murillo, 2019). En el caso de los
humedales construidos, también conocidos en el país como biojardineras, los sistemas operados
por entres públicos para esta tecnología son muy escasos y correspondieron a menos del 1% de
los proyectos tramitados para su construcción entre el 2011 y el 2016 (Centeno y Murillo, 2019),
aunque sí existe registro de su uso en el territorio nacional para el tratamiento de aguas residuales
grises a nivel domiciliar (Cubillo y Gómez, 2017). De este modo, con respecto a las tecnologías
evaluadas en este trabajo, está claro que la tecnología LAE puede considerarse como totalmente
establecida en el país, mientras que los sistemas UASB + FBP y los SD + HFSSH han sido signi-
cativamente menos implantados en el país, lo que hace suponer que la experiencia y conanza
en ellos sería limitada en la comunidad técnica del país, y esfuerzos adicionales serían necesarios
para su consolidación en el país.
En relación al cumplimiento de los estándares de calidad requeridos para el vertido de aguas
residuales ordinarias en cuerpos de agua supercial en Costa Rica (DE-33601-S-Minae, 2007),
existe suciente evidencia cientíca para garantizar que las tecnologías evaluadas en este trabajo
cumplirían con esos límites en caso de que los sistemas sean adecuadamente diseñados, construi-
dos y operados. En el caso de los sistemas LAE, su uso tan extendido en el país demuestra que la
comunidad técnica nacional confía en esta tecnología y no duda de que ella cumple con los límites
de vertido vigentes. Para el caso de los sistemas SD + HFSSH, considerados una tecnología con-
solidada a nivel internacional, existen numerosas referencias que demuestran su aplicabilidad para
cumplir con requisitos de tratamiento secundario más estrictos que los existentes en Costa Rica
(por ejemplo de Estados Unidos o de países Europeos) (Crites y Tchobanoglous, 1998; Metcalf y
Eddy, 2003; Kadlec y Wallace, 2009; Vymazal y Kropfelová, 2008; Qasim, SR. y Zhu, 2018). En
relación con los sistemas UASB + FBP rellenos con espuma de poliuretano, se trata de una tecno-
logía más reciente, con reportes en la literatura de aplicaciones en escala piloto o plena en países
de Asia (Mahmoud, M., Tawk, A. y El-Gohary, F., 2011; Nurmiyanto y Ohashi, 2019; Tandukar
et al., 2005; Tawk, A., Ohashi, A. y Harada, H., 2006) y en Brasil (Almeida et al., 2009; Cher-
nicharo, C. A. L.y Almeida, P. G. S., 2011; Almeida, P. G. S., Marcus, A. K., Rittmann, B. E. y
Ingeniería 30 (1): 1-24, enero-junio, 2020. ISSN: 2215-2652. San José, Costa Rica DOI 10.15517/ri.v30i1.38898
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Chernicharo, C. A. L., 2013; Bressani-Ribeiro et al., 2017; Bressani-Ribeiro et al., 2018). Según
esos estudios, esta tecnología cumpliría con los requisitos de calidad de tratamiento secundario y
podría incluso permitir un euente parcialmente nitricado (no requerido según la reglamentación
vigente en Costa Rica).
En el caso de Costa Rica, aunque algunos estudios experimentales destacan el potencial para la
aplicación de esas tecnologías en el tratamiento de las aguas residuales ordinarias en el país (Pérez
S. R., Alfaro C. C., Sasa M. J. y Agüero P. J., 2013; Solís Morales, 2018), los esfuerzos han sido
escasos y desarticulados. En ese sentido, más investigación aplicada complementada con una trans-
ferencia del conocimiento efectiva hacia los prestadores de servicios es fundamental para promover
el desarrollo de estas alternativas tecnológicas; con el n de promover un saneamiento universal y
sostenible a un menor costo para el usuario y para la sociedad. Adicionalmente, una ampliación de
este estudio, por medio de la inclusión de más tecnologías y para PTARs de mayor capacidad, es
deseable para futuras investigaciones.
4. CONCLUSIONES
Este estudio permitió comparar tres tecnologías con características muy distintas y con poten-
cial de ser utilizadas en Costa Rica para cumplir con los requisitos de calidad de vertido a cuerpo
de agua (DE-33601-S-Minae, 2007). Se compararon aspectos de demanda de área (DA), costos
de construcción (CC), costos de operación y mantenimiento (CO&M), consumo/producción de
energía y producción de lodo. El sistema de humedal construido (SD + HFSSH), aunque tiene la
mayor demanda de área, presentó los menores CC y C&OM. El sistema más compacto resultó ser
el de LAE, seguido por el UASB + FBP. En relación a los CC, el sistema UASB + FBP fue más
económico que la tecnología LAE. De manera similar, el CO&M del sistema LAE fue de 50 a 100%
superior al del UASB + FBP, además de que esta última tecnología permitiría la valorización ener-
gética del biogás generado (electricidad o calor).
Por otro lado, el estudio también permitió vericar que el efecto de economía de escala a nivel
de DA, CC y CO&M fue signicativo para las tres tecnologías evaluadas. Por lo tanto, independien-
temente de la tecnología empleada, sistemas muy pequeños deben ser evitados para no aumentar
el costo percibido por el usuario innecesariamente.
Por último, para promover el desarrollo de tecnologías de saneamiento más sostenibles que
impliquen un costo menor para el usuario y cumplan con la reglamentación vigente es necesario
reforzar la investigación en el país en opciones tecnológicas alternativas a las existentes, de modo a
generar conocimiento autóctono que pueda ser transferido hacia la comunidad técnica nacional. Al
mismo tiempo, una mejor coordinación es necesaria dentro de las esferas técnicas del país, desde
la academia hasta los prestadores de servicios de saneamiento (públicos y privados), que oriente
hacia una toma de decisiones sobre la escala y la tecnología de tratamiento más sostenible, alimen-
tada por las experiencias recientes que han resultado exitosas en países con condiciones similares.
CENTENO Y MURILLO: Comparación de tecnologías para el tratamiento sostenible de aguas residuales...
22
REFERENCIAS
Almeida, P. G. S., Chernicharo, C. A. L. y Souza, C. L. (2009). Development of Compact UASB/Trickling Filter
Systems for Treating Domestic Wastewater in Small Communities in Brazil. Water Science and Technology,
59(7), 1431–1439. https://doi.org/10.2166/wst.2009.094
Almeida, P. G. S., Marcus, A. K., Rittmann, B. E. y Chernicharo, C. A. L. (2013). Performance of Plastic- and Sponge-
based Trickling Filters Treating Efuents from an UASB Reactor. Water Science and Technology, 67(5), 1034–
1042. https://doi.org/10.2166/wst.2013.658
Andreoli, C., Von Sperling, M. y Fernandes, F. (2014). Lodo de Esgotos: Tratamento e Disposição Final. (E. UFMG,
Ed.) (2da ed.). Belo Horizonte, Brasil.
AYA (Instituto Costarricense de Acueductos y Alcantarillados), MINAE (Ministerio de Ambiente y Energía) y MINSA
(Ministerio de Salud). Política Nacional de Saneamiento en Aguas Residuales (2016). San José.
Batstone, D. J., Hülsen, T., Mehta, C. M., Keller, J., Hülsen, T., Mehta, C. M. y Keller, J. (2015). Platforms for Energy
and Nutrient Recovery from Domestic Wastewater: A review. Chemosphere, 140, 2–11. https://doi.org/10.1016/j.
chemosphere.2014.10.021
Batstone, Damien John y Virdis, B. (2014). The Role of Anaerobic Digestion in the Emerging Energy Economy. Current
Opinion in Biotechnology, 27, 142–149. https://doi.org/10.1016/j.copbio.2014.01.013
Bressani-Ribeiro, T., Almeida, P. G. S., Volcke, E. I. P. y Chernicharo, C. A. L. (2018). Trickling Filters Following
Anaerobic Sewage Treatment: State of the Art and Perspectives. Environmental Science: Water Research and
Technology, 4(11), 1721–1738. https://doi.org/10.1039/c8ew00330k
Bressani-Ribeiro, T., Brandt, E. M. F., Gutierrez, K. G., Díaz, C. A., Garcia, G. B. y Chernicharo, C. A. L. (2017).
Potential of Resource Recovery in UASB/Trickling Filter Systems Treating Domestic Sewage in Developing
Countries. Water Science and Technology, 75(7), 1659–1666. https://doi.org/10.2166/wst.2017.038
Centeno M., E. y Murillo M., A. (2019). Tipología de las tecnologías de tratamiento de aguas residuales ordinarias
instaladas en Costa Rica. Revista de Ciencias Ambientales, 53(2), 97–110. https://doi.org/10.15359/rca.53-2.5
Centeno M., E., Rodríguez C., D. y Ugalde H., J. L. (2018). Evaluación de una planta piloto para el tratamiento de
aguas residuales ordinarias por medio de un ltro percolador con relleno de esponjas colgantes de ujo descen-
dente (DHS) como postratamiento de un euente de sedimentador primario. Ingeniería, 28(1), 60–79. https://
doi.org/10.15517/RI.V28I1.30931
Chernicharo, C. A. L. (2016). Reatores anaeróbios. (E. UFMG, Ed.) (Segunda Ed). Belo Horizonte, Brasil.
Chernicharo, C. A. L. y Almeida, P. G. S. (2011). Feasibility of UASB/Trickling Filter Systems Without Final Clariers
for the Treatment of Domestic Wastewater in Small Communities in Brazil. Water Science and Technology,
64(6), 1347–1354. https://doi.org/10.2166/wst.2011.389
Chernicharo, C. A. L., Brandt, E. M. F., Bressani-Ribeiro, T., Melo, V. R., Bianchetti, F. J., Motalho, C. R. y McAdam,
E. (2017). Development of a Tool for Improving the Management of Gaseous Emissions in UASB-Based Sewage
Treatment Plants. Water Practice and Technology, 12(4), 917–926. https://doi.org/10.2166/wpt.2017.097
Crites, R. W. y Tchobanoglous, G. (1998). Small and Decentralized Wastewater Management Systems. McGrawHill
Series in Water Resources and Environmental Engineering.
Cubillo Paniagua, M. F. y Gómez Solís, W. (2017). Biojardineras como alternativas para el tratamiento de aguas residuales:
experiencia en cinco biojardineras en las comunidades de Barra Honda y La Vigía de Nicoya, Guanacaste 1.
Universidad En Diálogo: Revista de Extensión, 7(1), 69. https://doi.org/10.15359/udre.7-1.4
DE-33601-S-Minae. (2007). Reglamento de vertido y reuso de aguas residuales, 56.
DE-39316-S. (2015). Reglamento para el manejo y disposición nal de lodos y biosólidos, 21.
DE-39887-S-Minae. (2016). Reglamento de Aprobación de sistemas de tratamiento de aguas residuales, 27.
Friedler, E. y Pisanty, E. (2006). Effects of Design Flow and Treatment Level on Construction and Operation Costs
of Municipal Wastewater Treatment Plants and their Implications on Policy Making. Water Research, 40(20),
3751–3758. https://doi.org/10.1016/j.watres.2006.08.015
Ingeniería 30 (1): 1-24, enero-junio, 2020. ISSN: 2215-2652. San José, Costa Rica DOI 10.15517/ri.v30i1.38898
23
Gautam, S., Ahmed, S., Dhingra, A. y Fatima, Z. (2017). Cost-Effective Treatment Technology for Small Size Sewage
Treatment Plants in India. Journal of Scientic and Industrial Research, 76(April), 249–254.
González, A., Riba, J. R., Puig, R. y Navarro, P. (2015). Review of Micro- and Small-Scale Technologies to Produce
Electricity and Heat from Mediterranean Forests’ Wood Chips. Renewable and Sustainable Energy Reviews,
43, 143–155. https://doi.org/10.1016/j.rser.2014.11.013
Guo, T., Englehardt, J. y Wu, T. (2014). Review of cost versus scale: Water and Wastewater Treatment and Reuse
Processes. Water Science and Technology, 69(2), 223–234. https://doi.org/10.2166/wst.2013.734
Helal, A., Ghoneim, W. y Halaby, A. (2013). Feasibility Study for Self-Sustained Wastewater Treatment Plants—Using
Biogas CHP Fuel Cell, Micro-Turbine, PV and Wind Turbine Systems. Smart Grid and Renewable Energy,
04(May), 227–235. https://doi.org/10.4236/sgre.2013.42028
Hernández, M., A. (2015). Depuración y desinfección de aguas residuales (6th ed.). Madrid: Colegio de Ingenieros
de Caminos, Canales y Puertos.
Kadlec, R. y Wallace, S. (2009). Treatment Wetlands (2nd ed.). Florida, Estados Unidos: CRC Press.
Lema, J. y Suarez, M., S. (2017). Innovative Wastewater Treatment & Resource Recovery Technologies. London: IWA
Publishing.
Lettinga, G. (2005). The Anaerobic Treatment Approach Towards a More Sustainable and Robust Environmental
Protection. Water Science and Technology, 52(1–2), 1–11.
Lobato, L. C. S., Chernicharo, C. A. L. y Souza, C. L. (2012). Estimates of Methane Loss and Energy Recovery Potential
in Anaerobic Reactors Treating Domestic Wastewater. Water Science and Technology, 66(12), 2745–2753.
https://doi.org/10.2166/wst.2012.514
Mahmoud, M., Tawk, A. y El-Gohary, F. (2011). Use of Down-Flow Hanging Sponge (DHS) Reactor as a Promising
Post-Treatment System for Municipal Wastewater. Chemical Engineering Journal, 168(2), 535–543. https://
doi.org/10.1016/j.cej.2011.01.019
McCarty, P. L., Bae, J. y Kim, J. (2011). Domestic Wastewater Treatment as a Net Energy Producer - Can this be
Achieved? Environmental Science & Technology, 45(17), 7100–7106. https://doi.org/10.1021/es2014264
Metcalf y Eddy. (2003). Wastewater engineering : treatment and reuse (4th ed.). New York: McGrawHill
Metcalf y Eddy. (2014). Wastewater engineering : treatment and resource recovery (5th ed.). New York: McGrawHill.
Moncayo Romero, G. (2013). Biodigestores - Manual Práctico de Diseño. Quito: Aqua limpia Beraten de Ingenieure.
Mora Alvarado, D. y Portuguez B., C. F. (2019). Agua para consumo humano por provincias y saneamiento por regiones
manejados en forma segura en zonas urbanas y rurales de Costa Rica al 2018. San José, Costa Rica: Instituto
Costarricense de Acueductos y Alcantarillados AYA.
Noyola A., Morgan J., G. L. (2013). Selección de tecnologías para el tratamiento de aguas residuales municipales.
(UNAM, Ed.). México DF.
Noyola, A., Padilla-Rivera, A., Morgan-Sagastume, J. M., Güereca, L. P. y Hernández-Padilla, F. (2012). Typology
of Municipal Wastewater Treatment Technologies in Latin America. Clean - Soil, Air, Water, 40(9), 926–932.
https://doi.org/10.1002/clen.201100707
Nurmiyanto, A. y Ohashi, A. (2019). Downow Hanging Sponge (DHS) Reactor for Wastewater Treatment - A Short
Review. MATEC Web of Conferences, 280, 05004. https://doi.org/10.1051/matecconf/201928005004
PEN. (2015). 16. Armonía con la naturaleza. Informe del Estado de la Nación XX, 175–230. San José, Costa Rica.
Pérez, S., R., Alfaro, C., C., Sasa Marín, J. y Agüero, P., J. (2013). Evaluacion del funcionamiento de un sistema
alternativo de humedales articiales para el tratamiento de aguas residuales. Uniciencia, 27(1), 332–340.
Possetti, G. R. C., Rietow, J., Gomes da Costa, F., Wagner, L., Lobato, L., Bressani, T., … Chernicharo, C. A. L. de L.
(2018). Contribuição para o aprimoramento de projeto, construção e operação de reatores UASB aplicados ao
tratamento de esgoto sanitário - Parte 5: Biogas e emissões fugitivas de metano. Revista DAE, 66(214), 90–108.
https://doi.org/10.1177/1087057111414894
Qasim, SR. y Zhu, G. (2018). Wastewater Treatment and Reuse Theory and Design Examples. Florida: CRC Press.
CENTENO Y MURILLO: Comparación de tecnologías para el tratamiento sostenible de aguas residuales...
24
Salas, Q., D., Zapata, M. y Guerrero, E., J. (2007). Modelo de costos para el tratamiento de las aguas residuales en la
región. Scientia et Technica, 5(37), 591–596.
Solís, M., K. (2018). Evaluación de un modelo a escala de biomasa suspendida por medio de esponjas colgantes de
ujo descendente (DHS) como postratamiento de un reactor anaeróbico de ujo ascendente (UASB). (Tesis de
Licenciatura en Ingeniería Civil) Universidad de Costa Rica, San José.
Souza, C. L., Chernicharo, C. A. L. y Aquino, S. F. (2011). Quantication of dissolved methane in UASB reactors
treating domestic wastewater under different operating conditions. Water Science and Technology, 64(11),
2259–2264. https://doi.org/10.2166/wst.2011.695
Tandukar, M., Machdar, I., Uemura, S., Ohashi, A. y Harada, H. (2006). Potential of a Combination of UASB and
DHS Reactor as a Novel Sewage Treatment System for Developing Countries: Long-term evaluation. Journal
of Environmental Engineering, 132(2), 166–172. https://doi.org/10.1061/(ASCE)0733-9372(2006)132:2(166)
Tandukar, M., Uemura, S., Machdar, I., Ohashi, A. y Harada, H. (2005). A Low-Cost Municipal Sewage Treatment
System with a Combination of UASB and the “Fourth-Generation” Downow Hanging Sponge Reactors. Water
Science and Technology, 52(1–2), 323–329.
Tawk, A., Ohashi, A. y Harada, H. (2006). Sewage Treatment in a Combined Up-Flow Anaerobic Sludge Blanket (UAS-
B)-Down-Flow Hanging Sponge (DHS) System. Biochemical Engineering Journal. https://doi.org/10.1016/j.
bej.2005.11.018
Tribe, M. A. y Alpine, R. L. W. (1986). Scale Economies and the “0.6 Rule.” Engineering Costs and Production Eco-
nomics, 10, 271–278. https://doi.org/10.1016/S0167-188X(86)80025-8
Tsagarakis, K. P., Mara, D. D. y Angelakis, A. N. (2003). Application of cost criteria for selection of municipal wastewater
treatment systems. Water, Air, and Soil Pollution, 142(1–4), 187–210. https://doi.org/10.1023/A:1022032232487
UN WATER. (2017). Informe Mundial de las Naciones Unidas sobre el Desarrollo de los Recursos Hídricos 2017.
Aguas residuales, el recurso desaprovechado. (UNESCO, Ed.). París, Francia.
Universidad de Yale. (2014). Environmental Performance Index. Tomado de: https://epi.envirocenter.yale.edu/epi-
topline, consultado el 26 de octubre de 2019
von Sperling, M. (1996). Comparison Among the Most Frequently Used Systems for Wastewater Treatment in Developing
Countries. Water Science and Technology, 33(3), 59–72. https://doi.org/10.1016/0273-1223(96)00301-0
von Sperling, M. (2014a). Introdução à qualidade das águas e ao tratamento de esgotos (4th ed.). Belo Horizonte,
Brasil: Departamento de Engenharia Sanitária e Ambiental. UFMG.
von Sperling, M. (2014b). Lodos Ativados. Princípios do tratamento biológico de águas residuárias (4ta ed.). Belo
Horizonte: Departamento de Engenharia Sanitária e Ambiental. UFMG.
Vymazal, J. y Kropfelová, L. (2008). Wastewater Treatment in Constructed Wetlands with Horizontal Sub-Surface Flow
(1st ed.). Praga, República Checa: Springer.
WEF. (2010). Design of Municipal Wastewater Treatment Plants. WEF Manual of Practice No. 8. New York: McGraw-
Hill Education.
WEF. (2017). Design of Water Resource Recovery Facilities (6ta ed.). New York: McGraw-Hill Education.