47025289-Mod17

Julio, 2004

La Paz - Bolivia

Autor: Ph. Dr. Francisco Cuba Terán

Tratamiento de

Aguas Residuales

s i s t e m a m o d u l a r d e c a p a c i t a c i ó n

Capacitación para

la EPSA Boliviana

No. 17

OperacionesTécnicas

Módulo Nº 17 – Tratamiento de aguas residuales

17-Tratamiento_de_Aguas_Residuales-V1 SISTEMA MODULAR

PREFACIO

Proporcionar herramientas operativas sencillas y ágiles que faciliten el manejo de los sistemas de abastecimiento de agua potable y de alcantarillado sanitario con criterios de calidad, eficacia y eficiencia, constituye uno de los requisitos fundamentales para el fortalecimiento y la consolidación especialmente de las pequeñas y medianas empresas de servicio en el país. Esta es una tarea requerida y fomentada por la Ley No. 2066 de Servicios de Agua Potable y Alcantarillado Sanitario del 11 de abril 2000. En el marco de sus servicios de capacitación, el SAS quiere dar a conocer guías prácticas que conduzcan al logro de la excelencia en la gestión de las entidades prestadoras de servicios de agua y alcantarillado sanitario. Asimismo pretende crear determinados conocimientos y competencias transversales mínimas que deberían existir por igual entre todos y cada uno de los funcionarios de esas entidades. Esta iniciativa puede contribuir a la reducción de los consabidos efectos de los deficientes servicios de AP y ALC-S que atentan contra la salud y el medio ambiente y que forman parte de las causas estructurales de los problemas que vive Bolivia. El presente documento es uno de los textos didácticos de la serie de módulos de capacitación del Sistema Modular que el SAS viene preparando desde 1999. La forma de presentación representa una innovación didáctica en el sector saneamiento básico en el país; todos los módulos corresponderán a un mismo concepto didáctico y a un estilo uniforme de diagramación. Deseamos que éste como todos los textos didácticos por publicar enriquezcan a capacitandos y docentes, sea en la situación del curso como en el estudio individual.

Ing. Ronny Vega Márquez Lic. Michael Rosenauer Gerente General Coordinador del Programa de Agua ANESAPA Potable y Alcantarillado Sanitario en Pequeñas y Medianas Ciudades PROAPAC - GTZ


SISTEMA MODULAR 17-Tratamiento_de_Aguas_Residuales-V1 Pág. 3 de 155

ÍNDICE GENERAL Pág.

PREFACIO 2 SIGLAS Y ABREVIACIONES UTILIZADAS 5 INTRODUCCIÓN 6 1. CARACTERÍSTICAS DE LAS AGUAS RESIDUALES 7

1.1 Caraterísticas físicas 7 1.1.1 Sólidos 7 1.1.2 Olores 8 1.1.3 Temperatura 9 1.1.4 Densidad 10 1.1.5 Color 10 1.1.6 Turbiedad 11

1.2 Características químicas 11 1.2.1 Materia orgánica 11 1.2.2 Medición del contenido orgánico 16 1.2.3 Materia inorgánica 20

1.3 Características biológicas 26 1.3.1 Microorganismos 26 1.3.2 Bacterias 27 1.3.3 Hongos 27 1.3.4 Algas 28 1.3.5 Protozoos 28 1.3.6 Plantas y animales 29 1.3.7 Virus 29 1.3.8 Organismos patógenos 30 1.3.9 Uso de organismos indicadores 30

2. TRATAMIENTO DE AGUAS RESIDUALES 32 2.1 Aspectos generales 32

2.1.1 Pretratamiento de las aguas residuales 32 2.1.2 Tratamiento primario de las aguas residuales 33 2.1.3 Tratamiento secundario convencional 34 2.1.4 Control y eliminación de nutrientes 34 2.1.5 Tratamiento avanzado - recuperación del agua residual 35 2.1.6 Tratamiento de residuos tóxicos - eliminación de contaminantes

específicos 36 2.1.7 Tratamiento de las aguas procedentes de aliviaderos de las redes de alcantarillado unitarias 36 2.1.8 Tratamiento de lodos 36

3. PRETRATAMIENTO Y TRATAMIENTO PRIMARIO DE AGUAS RESIDUALES 38

3.1 Medición de caudales 38 3.1.1 Tipos de aparatos de medición de caudales y su aplicación 38 3.1.2 Mantenimiento de los aparatos de medición de caudal 39

3.2 Cribado o desbaste 40 3.2.1 Descripción 40 3.2.2 Análisis 40


Pág. 4 de 155 17-Tratamiento_de_Aguas_Residuales-V1 SISTEMA MODULAR

3.2.3 Rejas 41 3.2.4 Rejas de limpieza manual 41 3.2.5 Rejas de limpieza mecánica 43 3.2.6 Tamices 45 3.2.7 Tamices de malla fina 45

3.3 Homogenización de caudales 47 3.3.1 Descripción 47 3.3.2 Análisis 48 3.3.3 Localización de las instalaciones de homogenización 49 3.3.4 Homogenización en línea o en derivación 49 3.3.5 Volumen necesario del tanque de homogenización 49

3.4 Desarenación 51 3.5 Sedimentación 54 3.6 Tratamiento químico 61

4. TRATAMIENTO SECUNDARIO - PROCESOS BIOLÓGICOS UNITARIOS 63 4.1 Procesos aeróbios 63

4.1.1 Aspectos generales 63 4.1.2 Filtro biológico (biomasa fija) 63 4.1.3 Lodos activados (biomasa en suspensión) 72 4.1.4 Lagunas aireadas (biomasa en suspensión) 81 4.1.5 Reactor de lecho fluidificado aeróbio (biomasa fija) 88

4.2 Procesos anaeróbios 90 4.2.1 Aspectos generales 90 4.2.2 Reactor anaeróbio de manto de lodo - UASB (biomasa en

suspensión) 92 4.2.3 Lagunas anaeróbias (biomasa en suspensión) 95 4.2.4 Reactor anaeróbio de lecho fluidificado (biomasa fija) 98 4.2.5 Tanque séptico (biomasa en suspensión) 117 4.2.6 Filtro anaeróbio (biomasa fija) 127

4.3 Procesos facultativos 134 4.3.1 Lagunas facultativas 134 4.3.2 Estimación de la concentración efluente de DBO 142

ANEXOS 149 Anexo 1: Formato para la Planificación de Módulos (FPM) 150 Anexo 2: Glosario 151 Anexo 3: Bibliografía 153



SIGLAS Y ABREVIACIONES UTILIZADAS

ALC Alcantarillado ANESAPA Asociación Nacional de Empresas de Servicio de Agua Potable y

Alcantarillado AP Agua potable Art. Artículo (de una norma legal) cap. Capítulo (del Texto Técnico en el presente documento) COT Contenido de Oxígeno Total CUOMD Concentración umbral mínima de detección DBO Demanda bioquímica de Oxígeno DQO Demanda química de Oxígeno D.S. Decreto Supremo EPSA Entidad Prestadora de Servicios de Agua y Alcantarillado Sanitario

(antiguamente EPS) Fig. Figura FPM Formato de Planificación de Módulos FT Fuerza de Tarea GTZ Deutsche Gesellschaft für Technische Zusammenarbeit mbH (Cooperación

técnica alemana) l Litro mg Miligramo ml Mililitro MVSB Ministerio de Vivienda y Servicios Básicos O&M Operación y mantenimiento párr. Párrafo (de una sección del presente documento) ppb Partes por billón ppm Partes por millón R.M. Resolución Ministerial RR.HH. Recursos Humanos SAS Dirección de Servicios de Capacitación y Asistencia Técnica de ANESAPA

(Servicios de Apoyo a la Sostenibilidad en Saneamiento Básico) SB Saneamiento Básico SISAB Superintendencia Sectorial de Saneamiento Básico VSB Viceministerio de Servicios Básicos (La Paz)



INTRODUCCIÓN

El Tratamiento de Aguas Residuales se convierte hoy por hoy en una etapa imprescindible en el equipamiento de todo núcleo urbano, los motivos, por demás conocidos: salud pública y protección del medio ambiente. El presente texto es una guía, que describe los tipos y las actividades básicas necesarias del Tratamiento de Aguas Residuales. En él se presentan solamente los procesos que se adaptan a la realidad boliviana, característica que lo diferencia de otros textos similares. Se estructuró el contenido comenzando por las características de las aguas residuales (Capítulo 1) para luego entrar a un resumen de lo que es el Tratamiento de Aguas Residuales en sí (Capítulo 2). En el capítulo 3 se detallan las primeras etapas del tratamiento – Procesos Físicos Unitarios. Finalmente, los Procesos Biológicos Unitarios se mencionan en el capítulo 4. Si bien la profundidad con que se tratan estos temas requiere de conocimientos básicos de la materia, esta se hace necesaria, para poder comprender a cabalidad el proceso en sí. No queremos cerrar esta introducción sin expresar nuestro agradecimiento a los integrantes de la CT2 quienes han aportado sugerencias al texto, y a la Lic. Janett Ferrel Díaz por su prolija revisión de la edición. Ph. Dr. Francisco Cuba Terán Ing. Msc. Miguel Angel Figueroa Autor Redactor del Texto Diáctico Fuerza de Tarea 2



TIPOS DE PROCESOS DE TRATAMIENTO DE

AGUAS RESIDUALES

1. CARACTERÍSTICAS DE LAS AGUAS RESIDUALES

1.1 Caraterísticas físicas

(1) Una de las características físicas más importantes del agua residual es el contenido total de sólidos, término que engloba la materia en suspensión, la materia sedimentable, la materia coloidal y la materia disuelta. Otras características físicas importantes son el olor, la temperatura, la densidad, el color y la turbiedad.

1.1.1 Sólidos

(2) Los sólidos totales se definen analíticamente como la materia que se obtiene después de someter al agua a un proceso de evaporación entre 103 y 105 ºC. No se define como sólida aquella materia que se pierde durante la evaporación debido a su alta presión de vapor.

(3) Los sólidos sedimentables se definen como aquellos que sedimentan en el fondo de un recipiente de forma cónica (cono de Imhoff) en el transcurso de un período de 60 minutos. Los sólidos sedimentables, expresados en unidades ml de sólidos sedimentables por litro de muestra. Los sólidos sedimentables, medidos en ml/l, constituyen una medida aproximada de la cantidad de lodo que se obtendrá en la decantación primaria del agua residual.

(4) Los sólidos totales, o residuo de la evaporación, pueden clasificarse en filtrables o no filtrables (sólidos en suspensión) haciendo pasar un volumen conocido de líquido por una membrana de fibra de vidrio (Whatman GF/C), con un tamaño nominal de poro de 1,2 micrómetros, aunque también suele emplearse filtro de membrana de policarbonato. Es conveniente destacar que los resultados que se obtienen empleando ambos tipos de filtro pueden presentar algunas diferencias, atribuibles a la diferente estructura de los filtros.

(5) La fracción filtrable de los sólidos corresponde a sólidos coloidales y disueltos. La fracción coloidal está compuesta por las partículas de materia de tamaños entre 0,001 y 1 micrómetro. Los sólidos disueltos están compuestos de moléculas orgánicas e inorgánicas e iones en disolución en el agua. No es posible eliminar la fracción coloidal por sedimentación. Normalmente, para eliminar la fracción coloidal es necesaria la oxidación biológica o la coagulación complementadas con la floculación y sedimentación.

Sólidos Totales

Sólidos Sedimentables

Sólidos filtrables y no filtrables”

Cap. 1. CARACTERÍSTICAS DE LAS AGUAS RESIDUALES


(6) Cada una de las categorías de sólidos comentadas hasta ahora puede ser, a su vez, dividida en función de su volatilidad a 550 ± 50° C. A esta temperatura la fracción orgánica se oxidará y desaparecerá en forma de gas, quedando la fracción fija.

1.1.2 Olores

(7) Para la completa caracterización de un olor, se sugieren cuatro factores independientes: la intensidad, el carácter, la sensación de desagrado y la detectabilidad. No obstante, hasta hoy en día, el único factor que se ha tenido en cuenta en el desarrollo de normativas reguladoras de malos olores ha sido la detectabilidad.

(8) Los olores pueden medirse con métodos sensoriales, mientras que las concentraciones de olores específicos pueden determinarse con métodos instrumentales. Se ha podido constatar que, en condiciones estrictamente controladas, la medida sensorial (organoléptica) de los olores, empleando el olfato humano puede proporcionar resultados fiables y significativos. Es por ello que a menudo, se emplea el método sensorial para la medición de los olores que emanan de las instalaciones de tratamiento de aguas residuales. La posibilidad de contar con aparatos de medición de sulfuro de hidrógeno de lectura directa capaces de detectar concentraciones de hasta 1 ppb ha representado un gran avance en esta materia.

(9) En este método, se expone a un conjunto de personas a olores diluidos en aire libre, y se anota el número de diluciones necesarias para reducir un olor a su concentración umbral mínima de detección (CUOMD). La concentración de olor detestable viene dada por el número de diluciones necesarias para llegar al CUOMD. Por lo tanto, si deben añadirse 4 volúmenes de aire diluido a un volumen de la muestra de aire para reducir el olor al CUOMD, la concentración del olor vendrá dada como 4 diluciones hasta el CUOMD. Otra unidad empleada para expresar la concentración de un olor es la ED50, cuyo valor representa el número de veces que es necesario diluir una muestra de aire para que una persona media (percentil 50) pueda detectar la presencia del olor en la muestra diluida. No obstante, la determinación sensorial del umbral mínimo de concentración detestable está sujeta a una serie de errores, entre los cuales cabe destacar los producidos por adaptación y adaptación cruzada, el sinergismo, la subjetividad y las modificaciones de las muestras. Para evitar los errores derivados de la modificación de las muestras debido a su almacenamiento en recipientes, se han desarrollado olfatómetros de lectura directa que permiten medir olores en su fuente de

Caracterización y medición de los olores

Métodos Sensoriales



generación sin necesidad de emplear recipientes para almacenar las muestras.

(10) El umbral de olor de un agua o de un agua residual se determina diluyendo la muestra de agua en agua inolora. Se define como número umbral de olor (TON) la mayor dilución de la muestra a la que se puede percibir, mínimamente, el olor de la misma. Para la determinación del valor de este parámetro se recomienda tomar muestras de 200 mL.

(11) El espectrómetro de masa tetrapolar de tres fases ha resultado ser un instrumento de gran utilidad en el análisis químico de olores. Se trata de un espectrómetro que puede emplearse para obtener espectros de masa simples, o como tetrapolo de tres fases para obtener espectros de disociación mediante la activación por colisión. El primero de los usos proporciona las masas de moléculas o iones presentes en las muestras, mientras que el segundo facilita la identificación de los compuestos. Los diferentes compuestos que pueden ser identificados por este método incluyen, entre otros, el amoníaco, los aminoácidos, y los compuestos orgánicos volátiles.

1.1.3 Temperatura

(12) La temperatura del agua residual suele ser siempre más elevada que la del agua de suministro, hecho principalmente debido a la incorporación de agua caliente procedente de las casas y los diferentes usos industriales, también a la descomposición bioquímica de las partículas orgánicas. Dado que el calor específico del agua es mucho mayor que el del aire, las temperaturas registradas de las aguas residuales son más altas que la temperatura del aire durante la mayor parte del año, y sólo son menores que ella durante los meses calurosos del verano.

(13) La temperatura del agua es un parámetro muy importante dada su influencia, tanto sobre el desarrollo de la vida acuática como sobre las reacciones químicas y velocidades de reacción, así como sobre la aptitud del agua para ciertos usos útiles. Por ejemplo, el aumento de la temperatura del agua puede provocar cambios en las especies piscícolas. También es importante para industrias que emplean el agua para refrigeración, por ejemplo, donde es fundamental la temperatura de captación del agua.

(14) Por otro lado, el oxígeno es menos soluble en agua caliente que en agua fría. El aumento en las velocidades de las reacciones químicas que produce un aumento de la temperatura, combinado con la reducción del oxígeno presente

Las temperaturas anormalmente elevadas pueden dar lugar a una no deseada proliferación de plantas acuáticas y hongos.

Detección



en las aguas superficiales, es causa frecuente de agotamiento de las concentraciones de oxígeno disuelto durante los meses de verano. Estos efectos se ven amplificados cuando se vierten cantidades considerables de agua caliente a las aguas naturales receptoras. Es preciso tener en cuenta que un cambio brusco de temperatura puede conducir a un fuerte aumento en la mortalidad de la vida acuática.

(15) La temperatura óptima para el desarrollo de la actividad bacteriana se sitúa entre los 25 y 35º C. Los procesos de digestión aerobia y de nitrificación se detienen cuando se alcanzan los 50º C. A temperaturas de alrededor de 15º C, las bacterias productoras de metano cesan su actividad, mientras que las bacterias nitrificantes autótrofas dejan de actuar cuando la temperatura alcanza valores cercanos a los 5º C. Si se alcanzan temperaturas del orden de 2º C, incluso las bacterias quimioheterótrofas que actúan sobre la materia carbonosa dejan de actuar.

1.1.4 Densidad

(16) Se define la densidad de un agua residual como su masa por unidad de volumen, expresada en kg/m3. Es una característica física importante del agua residual dado que de ella depende la potencial formación de corrientes de densidad en lodos de sedimentación y otras instalaciones de tratamiento. En ocasiones, se emplea como alternativa a la densidad el peso específico del agua residual, obtenido como cociente entre la densidad del agua residual y la densidad del agua. Ambos parámetros, la densidad y el peso específico, dependen de la temperatura y varían en función de la concentración total de sólidos en el agua residual.

1.1.5 Color

(17) Históricamente, para la descripción de un agua residual, se empleaba el término condición junto con la composición y la concentración. Este término se refiere a la edad del agua residual, que puede ser determinada cualitativamente en función de su color y su olor. El agua residual reciente suele tener un color grisáceo. Sin embargo, al aumentar el tiempo de transporte en las redes de ALC y al desarrollarse condiciones más próximas a las anaerobias, el color del agua residual cambia gradualmente de gris a gris oscuro, para finalmente adquirir color negro. Llegado este punto, suele clasificarse el agua residual como séptica. Algunas aguas residuales industriales pueden añadir color a las aguas residuales domésticas.

La densidad de las aguas residuales domésticas que no contengan grandes cantidades de residuos industriales es de 1 Kg/m3.

El color gris, gris oscuro o negro del agua residual es debido a la formación de sulfuros metálicos.



1.1.6 Turbiedad

(18) La turbiedad, como medida de las propiedades de transmisión de la luz del agua, es otro parámetro que se emplea para indicar la calidad de las aguas vertidas o de las aguas naturales en relación con la materia coloidal y residual.

(19) La medición de la turbiedad se lleva a cabo mediante la relación entre la intensidad de la luz dispersada en la muestra y la registrada en una suspensión de referencia en las mismas condiciones.

(20) La materia coloidal dispersa o absorbe la luz, impidiendo su transmisión. Aun así, no es posible afirmar que exista una relación entre la turbiedad y la concentración de sólidos en suspensión de un agua no tratada, sin embargo ambos parámetros están razonablemente ligados.

1.2 Características químicas

(21) Entre las principales características químicas de las aguas residuales se pueden citar a la demanda química de oxígeno, demanda bioquímica de oxígeno, carbono total, presencia de metales pesados, nitrógeno, fósforo, gas sulfhídrico.

1.2.1 Materia orgánica

(22) Cerca del 75 % de los sólidos en suspensión y del 40 % de los sólidos filtrables de un agua residual de concentración media son de naturaleza orgánica. Son sólidos que provienen de los reinos animal y vegetal, así como de las actividades humanas relacionadas con la síntesis de compuestos orgánicos. Los principales grupos de sustancias orgánicas presentes en el agua residual son las proteínas (40-60 %), hidratos de carbono (25-50 %), y grasas y aceites (10 %). Otro compuesto orgánico con importante presencia en el agua residual es la urea, principal constituyente de la orina. No obstante, debido a la velocidad del proceso de descomposición de la urea, raramente está presente en aguas residuales que no sean muy recientes.

(23) El agua residual también contiene pequeñas cantidades de gran número de moléculas orgánicas sintéticas cuya estructura puede ser desde muy simple a extremadamente compleja. Ejemplos clásicos como los de los agentes tensoactivos, los contaminantes orgánicos prioritarios, los compuestos orgánicos volátiles y los pesticidas de uso agrícola. Por otro lado, dado el incremento en la síntesis de moléculas orgánicas, el número de

Los compuestos orgánicos están formados normalmente por combinaciones de carbono, hidrógeno y oxígeno a veces con Nitrógeno Azufre, Fósforo o Hierro.



ellas presentes en las aguas residuales va en aumento cada año, este hecho ha complicado notablemente los procesos de tratamiento de aguas debido a la imposibilidad, o a la extremada lentitud de los procesos de descomposición biológica de dichos compuestos.

(24) Las proteínas son los principales componentes del organismo animal, mientras que su presencia es menos relevante en el caso de organismos vegetales. Están presentes en todos los alimentos de origen animal o vegetal cuando éstos están crudos. El contenido en proteínas varía mucho entre los pequeños porcentajes presentes en frutas con altos contenidos en agua (como los tomates) o en los tejidos grasos de las carnes, y los porcentajes elevados que se dan en alubias o carnes magras. La composición química de las proteínas es muy compleja e inestable, pudiendo adoptar muchos mecanismos de descomposición diferentes. Algunas son solubles en agua, mientras que las otras no lo son. Los procesos químicos que intervienen en la formación de las proteínas contemplan la combinación o formación de cadenas con gran número de aminoácidos. Los pesos moleculares de las proteínas son muy grandes, desde 20.000 a 20 millones de gramos/mol de proteína.

(25) Todas las proteínas contienen carbono, común a todas las sustancias orgánicas, oxígeno e hidrógeno. Además, como característica distintiva, contienen una elevada cantidad de nitrógeno, en torno al 16 %. En muchos casos, también contienen azufre, fósforo y hierro. La existencia de grandes cantidades de proteínas en un agua residual puede ser origen de olores fuertemente desagradables debido a los procesos de descomposición.

(26) Ampliamente distribuidos por la naturaleza, los hidratos de carbono incluyen azúcares, almidones, celulosa y fibra de madera, compuestos todos ellos presentes en el agua residual. Los hidratos de carbono contienen carbono, oxígeno e hidrógeno. Los hidratos de carbono comunes contienen seis átomos de carbono por molécula (o un múltiplo de seis), y oxígeno e hidrógeno en las mismas proporciones en las que ambos elementos se hallan presentes en el agua. Algunos hidratos de carbono son solubles en agua, principalmente los azúcares, mientras que otros, como los almidones, son insolubles. Los azúcares tienen tendencia a descomponerse; las enzimas de determinadas bacterias y fermentos dan lugar a un proceso de fermentación que incluye la producción de alcohol y dióxido de carbono (CO2). Los almidones, por otro lado,

Proteinas

La urea y las proteinas son los principales responsables de la presencia de nitrógeno en las aguas residuales.

Hidratos de Carbono

Desde el punto de vista del volumen y la resistencia la descomposición, la celulosa es el hidrato de carbono cuya presencia en el agua residual es más importante.



son más estables, pero se convierten en azúcares por la actividad bacteriana así como por la acción de ácidos minerales diluidos. La destrucción de la celulosa es un proceso que se desarrolla sin dificultad en el terreno, principalmente gracias a la actividad de diversos hongos, cuya acción es especialmente notable en condiciones ácidas.

(27) Las grasas animales y los aceites son el tercer componente, en importancia, de los alimentos. El término grasa, de uso extendido, engloba las grasas animales, aceites, ceras y otros constituyentes presentes en las aguas residuales. El contenido de grasa se determina por extracción de la muestra con triclorotrifluoroetano, debido a que la grasa es soluble en él. También es posible la extracción de otras sustancias, principalmente aceites minerales como el keroseno, aceites lubricantes y aceites de materiales bituminosos empleados en la construcción de carreteras. Las grasas animales y los aceites son compuestos de alcohol (ésteres) o glicerol (glicerina) y ácidos grasos. Los glicéridos de ácidos grasos que se presentan en estado líquido a temperaturas normales se denominan aceites, mientras que los que se presentan en estado sólido reciben el nombre de grasas. Químicamente son muy parecidos, y están compuestos por carbono, oxígeno e hidrógeno en diferentes proporciones. La diferencia entre la grasa y el aceite está en su densidad.

(28) Las grasas, aceites animales y vegetales, alcanzan las aguas residuales en forma de mantequilla, manteca de cerdo, margarina y aceites. Las grasas provienen habitualmente de carnes, gérmenes de cereales, semillas, nueces y ciertas frutas.

(29) Las grasas se hallan entre los compuestos orgánicos de mayor estabilidad, y su descomposición por acción bacteriana no resulta sencilla. No obstante, sufren el ataque de ácidos minerales, lo cual conduce a la formación de glicerina y ácidos grasos. En presencia de determinadas sustancias alcalinas, como el hidróxido de sodio, se libera la glicerina dando paso a la formación de sales alcalinas y ácidos grasos. Las sales alcalinas que se producen se conocen como jabones, sustancias que, como las grasas, son estables. Son solubles en agua, pero en presencia de constituyentes de dureza, las sales sódicas se transforman en sales cálcicas y magnésicas de ácidos grasos, compuestos también conocidos como jabones minerales que son insolubles y se precipitan.

(30) El keroseno, los aceites lubricantes y los procedentes de materiales bituminosos son derivados del petróleo y del alquitrán, y sus componentes principales son carbono e hidrógeno. En ocasiones pueden alcanzar la red de ALC en grandes cantidades procedentes de tiendas, garajes,

Grasas animales y aceites”



talleres y calles. La mayor parte de estos aceites flotan en el agua residual, aunque una fracción de ellos por acción de la temperatura y presión atmosférica, se incorpora al lodo por los sólidos sedimentables. Los aceites minerales tienden a recubrir las superficies en mayor medida que las grasas, los aceites y los jabones. Las partículas de estos compuestos interfieren en el normal desarrollo de la actividad biológica y son causa de problemas de mantenimiento.

(31) Como se acaba de comentar, la presencia de grasas y aceites en el agua residual puede provocar problemas tanto en la red de ALC como en las plantas de tratamiento. Si no se elimina el contenido en grasa antes del vertido del agua residual, puede interferir con la vida biológica en aguas superficiales y crear películas y acumulaciones de materia flotante desagradables.

(32) Los agentes tensoactivos están formados por moléculas de gran tamaño, ligeramente solubles en agua, y que son responsables de la aparición de espumas en las plantas de tratamiento y en la superficie de los cuerpos de agua receptores de los vertidos de agua residual. Tienden a concentrarse en la interfase aire-agua. Durante el proceso de aireación del agua residual se concentran en la superficie de las burbujas de aire creando una espuma muy estable. La determinación de la presencia de elementos tensoactivos se realiza analizando el cambio de color de una muestra normalizada de azul de metileno. Los agentes tensoactivos también reciben el nombre de sustancias activas al azul de metileno (MBAS).

(33) Antes de 1965, los agentes tensoactivos presentes en detergentes sintéticos (ABS, sulfatos de alquilbenceno), eran fuente de muchos problemas debido a su resistencia a la descomposición por medios biológicos. Tras la entrada en vigor de la legislación de 1965, los ABS fueron sustituidos por sulfatos de alquilo lineales (LAS), que son sustancias biodegradables. Debido a que la mayoría de los agentes tensoactivos provenía de los detergentes sintéticos, esta medida ha reducido notablemente el problema de las espumas.

(34) La Agencia de Protección Ambiental de los Estados Unidos (EPA) ha establecido limitaciones para el vertido de los 129, aproximadamente, contaminantes prioritarios identificados, agrupados en 65 clases. La elección de qué contaminantes deben ser considerados como prioritarios se ha hecho en función de su relación o potencial relación con procesos carcinógenos, mutaciones, teratomas o su alta toxicidad. Muchos de los contaminantes prioritarios de origen orgánico corresponden a compuestos orgánicos volátiles (COV).

Agentes Tensosactivos

Contaminantes prioritarios



(35) En las redes de ALC y las plantas de tratamiento se puede eliminar, transformar, generar, o simplemente transportar, sin cambio alguno, los contaminantes prioritarios de origen orgánico. En estos procesos intervienen cinco mecanismos básicos:

1. volatilización junto con liberación de gases;

2. degradación;

3. adsorción en partículas o en el lodo;

4. circulación (p.e. transporte a través de todo el sistema); y

5. generación de otros compuestos como consecuencia de la cloración o de la degradación de componentes.

Es importante señalar que estos mecanismos no son mutuamente excluyentes, puesto que puede ser importante la acción simultánea de varios de ellos.

(36) Para controlar los vertidos de contaminantes a las Plantas de Tratamiento de Aguas Residuales (PTAR) se emplean dos tipos de medidas. Las primeras, que limitan los “vertidos prohibidos”, se aplican a todos los establecimientos comerciales e industrias que vierten sus aguas a las PTAR. Estas medidas limitan los vertidos de contaminantes que puedan producir riesgos de incendio o explosión en el sistema, sean corrosivos (pH < 5), puedan obturar las conducciones, reducir la eficacia de los procesos de tratamiento, o elevar la temperatura del agua residual al entrar en las plantas de tratamiento a más de 40° C. Las segundas, “limitaciones por categorías”, se aplican a los vertidos industriales y comerciales clasificados en 25 categorías, y pretenden restringir el vertido de los 129 contaminantes prioritarios. Es de prever que la lista de contaminantes prioritarios se vaya ampliando en el futuro.

(37) Normalmente se consideran como compuestos orgánicos volátiles aquellos compuestos orgánicos que tienen su punto de ebullición por debajo de los 100° C, y/o una presión de vapor mayor que 1 mm Hg a 25° C. El cloruro de vinilo, con un punto de ebullición de -13,9º C y una presión de vapor de 2.548 mm Hg a 20° C, es un ejemplo de compuesto orgánico extremadamente volátil. Los compuestos orgánicos volátiles son de gran importancia por una serie de razones:

1. una vez dichos compuestos se hallan en estado gaseoso, su movilidad es mucho mayor, con lo que aumenta la posibilidad de su liberación al medio ambiente;

2. la presencia de algunos de estos compuestos en la atmósfera puede conllevar riesgos para la salud pública; y

Mecanismos Básicos de los Procesos de Tratamiento

Medidas para evitar vertidos prohibidos

Compuestos Orgánicos Volátiles

El vertido de estos compuestos en el alcantarillado o en la cabecera de la planta es peligrosa para los trabajadores.



3. contribuyen al aumento de hidrocarburos reactivos en la atmósfera, lo cual puede conducir a la formación de oxidantes fotoquímicos.

(38) Los compuestos orgánicos que se hallan a nivel de traza, tales como pesticidas, herbicidas y otros productos químicos de uso agrícola, son tóxicos para la mayor parte de las formas de vida y, por lo tanto, pueden constituir peligrosos contaminantes de las aguas superficiales. Estos productos no son constituyentes comunes de las aguas residuales, sino que suelen incorporarse a las mismas, fundamentalmente, como consecuencia de la escorrentía de parques, campos agrícolas y tierras abandonadas. Las concentraciones de estos productos químicos pueden dar como resultado la muerte de peces, contaminación de la carne del pescado (con lo que reduce su valor nutritivo), y el empeoramiento de la calidad del agua suministrada. Muchos de estos compuestos químicos están catálogados como contaminantes prioritarios.

1.2.2 Medición del contenido orgánico

(39) A lo largo de los años, se han ido desarrollando diferentes ensayos para la determinación del contenido orgánico de las aguas residuales. En general, los diferentes métodos pueden clasificarse en dos grupos: los empleados para determinar altas concentraciones de contenido orgánico, mayores a 1 mg/l, y los empleados para determinar las concentraciones a nivel de traza, para concentraciones en el intervalo de los 0,001 mg/l a 1 mg/l.

(40) El primer grupo incluye los siguientes ensayos de laboratorio:

1. Demanda Bioquímica de Oxígeno (DBO), 2. Demanda Química de Oxígeno (DQO), y 3. Carbono Orgánico Total (COT). Como complemento a

estos ensayos de laboratorio se emplea la demanda teórica de oxígeno (DTe0), parámetro que se determina a partir de la fórmula química de la materia orgánica.

(41) En el pasado, también se habían empleado otros ensayos, entre los que cabe destacar:

1. nitrógeno total y albuminoide, y nitrógeno orgánico y amoniacal

2. oxígeno consumido.

Estas determinaciones aún figuran en los análisis completos de aguas residuales, excepción hecha de las determinaciones relativas al nitrógeno albuminoide y al oxígeno consumido. Sin embargo, su

Pesticidas y Productos Químicos de uso agrícola



importancia ya no es la misma. Mientras que antes se empleaban casi exclusivamente como indicadores de la materia orgánica, actualmente se emplean para determinar la disponibilidad de nitrógeno para mantener la actividad biológica en los procesos de tratamiento de aguas residuales industriales y para evitar indeseables proliferaciones de algas en las aguas receptoras.

(42) En el segundo grupo de ensayos, los empleados para determinar concentraciones a nivel de traza, por debajo de 1 mg/l, se emplean métodos instrumentales que incluyen la cromatografía de gases y la espectroscopia de masa. A lo largo de los últimos 10 años se ha mejorado notablemente la sensibilidad de los métodos empleados para la determinación de concentraciones de este nivel, por lo que la detección de concentraciones del orden de 0,01 mg/l ha pasado a ser una cuestión rutinaria.

(43) La determinación de las concentraciones de pesticidas suele llevarse a cabo mediante el método de extracción con carbono-cloroformo, que consiste en la separación de los contaminantes del agua haciendo pasar una muestra de agua por una columna de carbón activado, para luego separar los contaminantes del carbono empleando cloroformo. A continuación, se hace evaporar el cloroformo, con lo cual se puede pesar los contaminantes. Es posible determinar con precisión concentraciones de pesticidas y herbicidas del orden de una parte por billón (ppb) o inferiores empleando determinados métodos tales como la cromatografía de gases y de captura electrónica, o mediante detectores colorimétricos (18).

(44) El parámetro de contaminación orgánica más ampliamente empleado, aplicable tanto a aguas residuales como a aguas superficiales, es la DBO a 5 días (DBO5). La determinación del mismo está relacionada con la medición del oxígeno disuelto que consumen los microorganismos en el proceso de oxidación bioquímica de la materia orgánica. A pesar de lo extendido del uso del ensayo de la DBO, está sujeto a ciertas limitaciones, que se comentarán más adelante en este mismo capítulo. Se espera que, gracias al continuado esfuerzo de los especialistas en este campo, su uso pueda ser sustituído por alguno de los demás métodos de medición del contenido orgánico o que, incluso, se desarrolle algún método nuevo que pueda sustituirlo. Sin embargo, ¿por qué, si el análisis está sujeto a serias limitaciones, se le dedica tanto espacio en este texto? La explicación se basa en que los resultados de los ensayos de DBO se emplean para:

1. determinar la cantidad aproximada de oxígeno que se requerirá para estabilizar biológicamente la materia orgánica presente;

Demanda Bioquímica de Oxígeno (DBO)



2. dimensionar las instalaciones de tratamiento de aguas residuales;

3. medir la eficacia de algunos procesos de tratamiento, y 4. controlar el cumplimiento de las limitaciones a que

están sujetos los vertidos. Debido a que se supone que es un ensayo que todavía estará vigente durante algún tiempo, es importante conocerlo a fondo, tanto en su desarrollo como en sus limitaciones.

(45) Con el fin de asegurar la fiabilidad de los resultados obtenidos, es preciso diluir convenientemente la muestra con una solución especialmente preparada de modo que se asegure la disponibilidad de nutrientes y oxígeno durante el tiempo en que se desarrollan las reacciones bioquímicas.

(46) En el caso de muestras con gran población de microorganismos (como el agua residual no tratada, por ejemplo), no es necesario inocular las muestras. Caso de ser necesario, se puede inocular el agua de dilución con un cultivo bacteriano ya aclimatado a la materia orgánica y otros compuestos presentes en el agua residual. El inóculo que se emplea para preparar el agua de dilución es un cultivo mixto. Dichos cultivos contienen gran número de bacterias saprófitas y otros organismos que oxidan la materia orgánica. Contienen también determinadas bacterias autótrofas que oxidan la materia no carbonosa. Varios de estos inóculos han sido comercializados.

(47) El período de incubación es, normalmente, de 5 días a 20º C, aunque también se pueden adoptar diferentes períodos de tiempo y temperaturas. También se suelen emplear periodos más largos (normalmente siete días), para acomodarse a los turnos de trabajo de la planta. Esto es especialmente cierto en el caso de pequeñas plantas de tratamiento, en las que el personal de laboratorio no suele trabajar los fines de semana. De todos modos, y con el propósito de reducir el efecto de los organismos nitrificantes, el arbitrario y prolongado periodo de tiempo requerido para la obtención de resultados, el hecho de que sólo se midan los productos orgánicos biodegradables y, por último, que el ensayo no tenga validez estequiométrica una vez haya sido utilizada la materia orgánica soluble presente en la muestra.

(48) Posiblemente, la mayor limitación la constituya el hecho de que el periodo de 5 días puede no corresponderse con el momento en el que ya se haya usado toda la materia orgánica soluble. La falta de validez estequiométrica reduce la utilidad de los resultados del ensayo.

(49) El ensayo de la DQO se emplea para medir el contenido de materia orgánica tanto de las aguas naturales como de las

Normalmente se suelen preparar diversas diluciones para cubrir todo el intervalo de posibles valores de la DBO.

Demanda Química de Oxígeno (DQO)



residuales. En el ensayo, se emplea un agente químico fuertemente oxidante en medio ácido para la determinación del equivalente de oxígeno de la materia orgánica que puede oxidarse. El dicromato potásico proporciona excelentes resultados en este sentido. El ensayo debe hacerse a elevadas temperaturas. Para facilitar la oxidación de determinados tipos de compuestos orgánicos es preciso emplear un catalizador (sulfato de plata). Puesto que algunos compuestos orgánicos interfieren con el normal desarrollo del ensayo, deben tomarse medidas adecuadas para eliminarlos antes del ensayo.

(50) El ensayo de la DQO también se emplea para la medición de la materia orgánica presente en aguas residuales industriales y municipales que contengan compuestos tóxicos para la vida biológica. La DQO de un agua residual suele ser mayor que su correspondiente DBO, siendo esto debido al mayor número de compuestos cuya oxidación tiene lugar por vía química frente a los que se oxidan por vía biológica. En muchos tipos de aguas residuales es posible establecer una relación entre los valores de la DBO y la DQO5. Ello puede resultar de gran utilidad dado que es posible determinar la DQO en un tiempo de 3 horas, frente a los 5 días necesarios para determinar la DBO. Una vez establecida la correlación entre ambos parámetros, pueden emplearse las medidas de la DQO para el funcionamiento y control de las plantas de tratamiento.

(51) Otro método para medir la materia orgánica presente en el agua es el método COT, especialmente indicado para pequeñas concentraciones de materia orgánica. El ensayo se lleva a cabo inyectando una cantidad conocida de la muestra en un horno a alta temperatura o en un medio químicamente oxidante. En presencia de un catalizador, el carbono orgánico se oxida a anhídrido carbónico, cuya producción se mide cuantitativamente con un analizador de infrarrojos.

(52) La posibilidad de establecer relaciones constantes entre los diferentes parámetros de medida del contenido en materia orgánica depende principalmente del tipo de agua residual y de su origen. De todos ellos, el más complicado de interrelacionar resulta ser la DBO5, debido a los diferentes problemas e inconvenientes que presenta su análisis. No obstante, para aguas domésticas brutas típicas, el cociente DBO5/DQO se halla en el intervalo 0,4-0,8, mientras que la relación DBO5,/COT varía entre 1,0 y 1,6. Es importante hacer mención del hecho que estas relaciones presentan importantes variaciones en función del nivel de tratamiento a que se ha sometido a las aguas residuales antes de hacer los análisis. Dada la diferencia en el tiempo necesario para la realización de los ensayos de DQO, COT y otros ensayos relacionados con éstos frente a la duración del ensayo de la DBO, es de esperar que su uso aumente considerablemente en el futuro.

Carbono Orgánico Total (COT)”

Correlación entre las diferentes medidas del contenido de materia orgánica.



1.2.3 Materia inorgánica

(53) Son varios los componentes inorgánicos de las aguas residuales y naturales que tienen importancia para la determinación y control de la calidad del agua. Las concentraciones de las sustancias inorgánicas en el agua aumentan tanto por el contacto del agua con las diferentes formaciones geológicas, como por las aguas residuales, tratadas o sin tratar, que a ella se descargan. Las aguas naturales disuelven parte de las rocas y minerales con los que entran en contacto. Las aguas residuales, salvo el caso de determinados residuos industriales, no se suelen tratar con el objetivo específico de eliminar los constituyentes inorgánicos que se incorporan durante el ciclo de uso. Las concentraciones de constituyentes inorgánicos aumentan, igualmente, debido al proceso natural de evaporación que elimina parte del agua superficial y deja las sustancias inorgánicas en el agua. Puesto que las concentraciones de los diferentes constituyentes inorgánicos pueden afectar mucho a los usos del agua, conviene examinar la naturaleza de algunos de ellos, especialmente aquellos que han sido incorporados al agua superficial durante su ciclo de uso.

(54) La concentración de ion hidrógeno es un parámetro de calidad de gran importancia tanto para el caso de aguas naturales como residuales. El intervalo de concentraciones adecuado para la adecuada proliferación y desarrollo de la mayor parte de la vida biológica es bastante estrecho y crítico. El agua residual con concentraciones de ion hidrógeno inadecuadas presenta dificultades de tratamiento con procesos biológicos, y el efluente puede modificar la concentración de ion hidrógeno en las aguas naturales si ésta no se modifica antes de la evacuación de las aguas.

(55) La concentración de ion hidrógeno presente en el agua está muy estrechamente relacionada con la cuantía en que se disocian las moléculas de agua. El agua se disocia en iones hidroxilo e hidrógeno del siguiente modo:

−+ +↔ OHHOH2

y de acuerdo a la ley de acción de masa, se tiene:

[ ][ ][ ] K

OHOHH

2

=−+

(56) Expresión en la que los corchetes representan las concentraciones de los diferentes constituyentes en moles por litro. Puesto que la concentración del agua en un sistema acuoso es esencialmente constante, se puede incorporar el valor de ésta a la constante de equilibrio K para obtener:

pH Indice de acidez o alcalinidad de una disolución



KwOHH =

−

+

Kw se conoce con el nombre de constante de ionización o producto de ionización del agua, y su valor es, aproximadamente, 1x10-14 a la temperatura de 25° C. La ecuación anterior puede utilizarse para el cálculo de la concentración de ion hidróxilo una vez conocida la concentración de ion hidrógeno, y viceversa.

(57) La forma habitual de expresar la concentración de ion hidrógeno es como pH, que se define como el logaritmo decimal cambiado de signo de la concentración de ion hidrógeno.

+−= H10logpH

(58) Si empleamos una notación análoga para el pOH (logaritmo cambiado de signo de la concentración de ion hidróxilo), es fácil comprobar que se obtiene:

14pOHpH =+

(59) El pH de los sistemas acuosos puede medirse convenientemente con un pHmetro. Para el mismo procedimiento de medición también se emplean soluciones indicadoras y papeles de pH que cambian de color a determinados valores del pH. El color de la solución o del papel se compara entonces con el color de series normalizadas, de 0 a 3 muy ácido, de 4 a 6 ácido, 7 neutro, de 8 a 10 alcalino y de 11 a 14 muy alcalino.

(60) Otro parámetro de calidad importante es la concentración de cloruros. Los cloruros que se encuentran en el agua natural proceden de la disolución de suelos y rocas que los contengan y que están en contacto con el agua. En el caso de aguas costeras, su presencia también es debida a la intrusión de aguas saladas. Otra fuente de cloruros es la descarga de aguas residuales domésticas, agrícolas e industriales a aguas superficiales.

(61) Las heces humanas, por ejemplo, suponen unos 6 g de cloruros por persona / día. En lugares donde la dureza del agua sea elevada, los compuestos que reducen la dureza del agua también son una importante fuente de aportación de cloruros. Puesto que los métodos convencionales de tratamiento de las aguas no contemplan la eliminación de cloruros en cantidades significativas, concentraciones de cloruros superiores a las normales pueden constituir indicadores de que la masa de agua receptora está siendo utilizada para el vertido de aguas residuales. La infiltración de agua subterránea en las alcantarillas contiguas a aguas saladas constituye también una potencial fuente de cloruros y sulfatos.

(62) La alcalinidad de un agua residual está provocada por la presencia de hidróxidos, carbonatos y bicarbonatos de

Cloruros”

Alcalinidad



elementos como el calcio, el magnesio, el sodio, el potasio o el amoniaco. De entre todos ellos, los más comunes son el bicarbonato de calcio y el bicarbonato de magnesio. La alcalinidad ayuda a regular los cambios de pH producidos por la adición de ácidos. Normalmente, el agua residual es alcalina, propiedad que adquiere de las aguas de plantas de tratamiento, el agua subterránea, y los materiales añadidos en los usos domésticos. La alcalinidad se determina por titulación con un ácido normalizado, expresándose los resultados en carbonato de calcio, CaCO3. La concentración de alcalinidad en un agua residual es importante en aquellos casos en los que empleen tratamientos químicos, en la eliminación biológica de nutrientes y cuando haya que eliminar el amoníaco mediante arrastre por aire.

(63) Los elementos nitrógeno y fósforo son esenciales para el crecimiento de protistas y plantas, razón por la cual reciben el nombre de nutrientes o bioestimuladores. Trazas de otros elementos, tales como el hierro, son necesarios para el crecimiento biológico. No obstante, el nitrógeno y el fósforo son, en la mayoría de los casos, los principales elementos nutritivos. Puesto que el nitrógeno es absolutamente básico para la síntesis de proteínas, será conocer datos sobre la presencia del mismo en las aguas, y en qué cantidades, para valorar la posibilidad de tratamiento de las aguas residuales domésticas e industriales mediante procesos biológicos. En aquellos casos en los que sea necesario el control del crecimiento de algas en la masa de agua receptora para los usos a que se destina, puede ser necesaria la eliminación o reducción del nitrógeno en las aguas residuales antes del vertido.

(64) El contenido total en nitrógeno está compuesto por nitrógeno orgánico, amoníaco, nitrito y nitrato. El contenido en nitrógeno orgánico se determina con el método Kjeldahl. Se hierve la muestra acuosa con el objeto de eliminar el amoníaco, para dar paso al proceso de digestión en el que el nitrógeno orgánico se convierte en amoníaco. El nitrógeno Kjeldahl total se determina del mismo modo que el nitrógeno orgánico, con la diferencia de que no se elimina el amoníaco presente antes del proceso de digestión. Por lo tanto, el nitrógeno Kjeldahl total incluye ambas formas de nitrógeno, el orgánico y el amoniacal. El nitrógeno amoniacal se encuentra en solución acuosa, bien en forma de ion amonio o como amoníaco, en función del pH de la solución, de acuerdo con la siguiente ecuación de equilibrio:

OHNHOHNH423 ++⇔+

Nitrógeno

Cuando el contenido de nitrógeno sea insuficiente, será preciso añadirlo para hacer tratable el agua residual.

Formas del Nitrógeno”



(65) El ion sulfato se encuentra, de forma natural, tanto en la mayoría de las aguas de abastecimiento como en el agua residual. Para la síntesis de proteínas, es necesario disponer de azufre, elemento que posteriormente será liberado en el proceso de degradación de las mismas. Los sulfatos se reducen químicamente a sulfuros y a sulfuros de hidrógeno (H2S) bajo la acción bacteriana en condiciones anaerobias. A continuación se explican las reacciones generales típicas que rigen estos procesos:

222BACTERIAS2

4 COOHSSOorgánicamateria ++ →+ −−

SHH2S 22 →+ +−

(66) El sulfuro de hidrógeno liberado a la atmósfera en redes de ALC que no circulan en presión, tiende a acumularse en la clave de las tuberías. El H2S acumulado puede sufrir entonces oxidación biológica para pasar a formar ácido sulfúrico, corrosivo para las tuberías de ALC, y responsable del efecto corona.

(67) Los sulfatos se reducen a sulfuros en los digestores de lodos, y pueden alterar el normal desarrollo de los procesos de tratamiento biológicos si la concentración de sulfuro excede los 200 mg/l. Afortunadamente, estas concentraciones raramente se alcanzan. La mezcla de gases entre el gas de las alcantarillas (CH4 + CO2) y el H2S que se desprende, es corrosiva para las conducciones de gas. Si posteriormente se quema en motores de gas, los productos de la combustión pueden causar daños en el motor, provocando graves corrosiones en el circuito de recuperación térmica de los gases de escape, especialmente si se permitiese su enfriamiento por debajo del punto de condensación se generan ácidos sulfhídrico y sulfúrico.

(68) Algunos cationes son de gran importancia de cara al tratamiento y evacuación de aguas residuales. Muchos de dichos compuestos están clasificados como contaminantes prioritarios. El cobre, el plomo, la plata, el cromo, el arsénico y el boro son tóxicos en mayor o menor grado para los microorganismos, razón por la cual deben ser considerados en el proyecto de plantas de tratamiento biológico. El funcionamiento de muchas de ellas se ha visto alterado por la presencia de estos iones, hasta el extremo de provocar la muerte de los microorganismos, obligando a detener el tratamiento. Por ejemplo, en los digestores de lodo, el cobre es tóxico a concentraciones de 100 mg/l, el níquel y el cromo lo son, al alcanzar valores de 500 mg/l y el sodio también lo es a concentraciones elevadas. El potasio y el amoniaco se encuentran también dentro del grupo de cationes tóxicos, para concentraciones de 4.000 mg/l. La alcalinidad presente en el lodo de digestión puede combinarse con los iones calcio y

Azufre

Compuestos Tóxicos Inorgánicos



precipitar con ellos antes de que la concentración de calcio alcance el nivel tóxico.

(69) Algunos aniones tóxicos, entre los que se incluyen los cianuros y los cromatos, están asimismo presentes en vertidos industriales. Se encuentran principalmente en los residuos líquidos de minas donde se explota oro, también en los efluentes de fábricas de recubrimientos metálicos, que deben ser eliminados en la propia fábrica mediante pretratamientos adecuados antes de verter a las aguas residuales municipales. El ión fluoruro, también tóxico, aparece frecuentemente en las aguas residuales de fábricas de componentes electrónicos. También son tóxicos ciertos compuestos orgánicos presentes en algunos vertidos industriales.

(70) Como constituyentes importantes de muchas aguas, también se encuentran cantidades, a nivel de traza, de muchos metales. Entre ellos podemos destacar el níquel (Ni), el manganeso (Mn), el plomo (Pb), el cromo (Cr), el cadmio (Cd), el zinc (Zn), el cobre (Cu), el hierro (Fe) y el mercurio (Hg). Muchos de estos metales también están catalogados como contaminantes prioritarios. Algunos de ellos son imprescindibles para el normal desarrollo de la vida biológica, y la ausencia de cantidades suficientes de ellos podría limitar el crecimiento de las algas. Debido a su toxicidad, la presencia de cualquiera de ellos en cantidades excesivas interferirá con gran número de los usos del agua. Es por ello que, a menudo, resulta conveniente medir y controlar las concentraciones de dichas substancias. Los métodos para la determinación de las concentraciones de estas substancias varían en complejidad en función de las sustancias causantes de interferencias potencialmente presentes. Además, las cantidades de muchos de estos metales pueden determinarse, a concentraciones muy bajas, empleando métodos instrumentales entre los que cabe destacar la polarografía y la espectroscopia de absorción atómica.

(71) Los gases que con mayor frecuencia se encuentran en aguas residuales brutas son el nitrógeno (N2), el oxígeno (02), el dióxido de carbono (C02), el sulfuro de hidrógeno (H2S), el amoníaco (NH3), y el metano (CH4). Los tres primeros son gases de común presencia en la atmósfera, y se encuentran en todas las aguas en contacto con la misma. Los tres últimos proceden de la descomposición de la materia orgánica presente en las aguas residuales. Si bien no se encuentran en el agua residual sin tratar, existen otros gases con los cuales debe estar familiarizado un ingeniero sanitario. Tal es el caso, por ejemplo, del cloro (Cl2) y el ozono (03) (desinfección y control de olores), y los óxidos de azufre y nitrógeno (procesos de combustión).

Metales Pesados

Gases



(72) El oxígeno disuelto es necesario para la respiración de los microorganismos aerobios, así como para otras formas de vida. Sin embargo, el oxígeno es sólo ligeramente soluble en agua. La cantidad real de oxígeno y otros gases que pueden estar presentes en la solución, viene condicionada por los siguientes aspectos:

1. solubilidad del gas; 2. presión parcial del gas en la atmósfera; 3. temperatura, y 4. pureza del agua (salinidad, sólidos en suspensión, etc.).

(73) Debido a que la velocidad de las reacciones bioquímicas que consumen oxígeno aumenta con la temperatura, los niveles de oxígeno disuelto tienden a ser más críticos en las épocas estivales. El problema se agrava en los meses de verano, debido a que el caudal de los cursos de agua es generalmente menor, razón por la cual la cantidad total de oxígeno disponible es también menor. Dado que evita la formación de olores desagradables en las aguas residuales, es deseable y conveniente disponer de cantidades suficientes de oxígeno disuelto, esto se puede obtener por medios mecánicos como ser la agitación.

(74) Como ya se ha comentado anteriormente, el sulfuro de hidrógeno se forma durante el proceso de descomposición de la materia orgánica que contiene azufre, o en la reducción de sulfitos y sulfatos minerales, mientras que su formación queda inhibida en presencia de grandes cantidades de oxígeno. Es un gas incoloro, inflamable, con un olor típicamente característico que recuerda al de huevos podridos. El ennegrecimiento del agua residual y del lodo se debe, generalmente, a la formación de sulfuro de hidrógeno que se combina con el hierro presente para formar sulfuro ferroso (FeS) u otros sulfuros metálicos. Desde el punto de vista de la generación de olores, y aunque el sulfuro de hidrógeno es el gas generado de mayor importancia, pueden formarse durante la descomposición anaerobia otros compuestos volátiles, como el indol, el escatol y los mercaptanos, que pueden ser responsables de olores más desagradables que los producidos por el sulfuro de hidrógeno.

(75) El principal subproducto de la descomposición anaerobia de la materia orgánica del agua residual es el gas metano. El metano es un hidrocarburo combustible de alto valor energético, incoloro e inodoro. Normalmente, no se encuentra en grandes cantidades en el agua residual, puesto que incluso pequeñas cantidades de oxígeno tienden a ser tóxicas para los organismos responsables de la producción del metano. No obstante, en ocasiones, se produce metano como resultado de un proceso de descomposición anaerobia que puede darse en depósitos acumulados en el fondo. Debido a

Sulfuro de Hidrógeno”

Metano

Oxígeno Disuelto



que el metano es sumamente combustible y a que el riesgo de explosión es elevado, los pozos de registro y empalmes de alcantarillas o cámaras de conexión en los que exista el riesgo de acumulaciones de gas deberán ser aireados con un ventilador portátil antes y durante los lapsos de tiempo en los que los operarios trabajen en ellos. En las plantas de tratamiento, el metano se genera en los procesos de tratamiento anaeróbicos empleados para la estabilización de los lodos de aguas residuales. Además, deberán disponerse carteles de aviso sobre el peligro de explosión existente, y los operarios deberán ser instruidos acerca de las medidas de seguridad que hay que respetar durante los horarios de trabajo en las estructuras en las que pueda aparecer el gas.

1.3 Características biológicas

(76) Se debe tener un conocimiento exhaustivo de las características biológicas de las aguas residuales. Se debe estar familiarizado con los siguientes temas:

1. principales grupos de microorganismos biológicos presentes, en aguas superficiales como residuales, así como aquellos que intervienen tratamientos biológicos;

2. organismos patógenos presentes en las aguas duales; 3. organismos utilizados como indicadores de contaminación

y su importancia; 4. métodos empleados para determinar los organismos

indicadores y 5. métodos empleados para determinar la toxicidad de las

aguas tratadas.

1.3.1 Microorganismos

(77) Los principales grupos de organismos presentes tanto en aguas residuales como superficiales se clasifican en organismos eucariotas, eubacterias y arqueobacterias. La mayoría de los organismos pertenecen al grupo de las eubacterias. La categoría protista, dentro de los organismos eucariotas, incluye las algas, los hongos los protozoos. Las plantas tales como los helechos, los musgos, las plantas acuáticas y las plantas de semilla están clasificadas como eucariotas multicelulares. Los vertebrados y los invertebrados están clasificados como animales eucariotas multicelulares. Los virus, también presentes en el agua residual, se clasifican en función del sujeto infectado. Debido a que en capítulos posteriores se estudia detalladamente cada uno de los grupos de microorganismos, los apartados que siguen pretenden servir únicamente como introducción general a los distintos grupos y su



importancia en el campo del tratamiento de las aguas residuales y la gestión de la calidad del agua.

1.3.2 Bacterias

(78) Las bacterias se pueden clasificar como eubacterias procariotas unicelulares. En función de su forma, las bacterias pueden clasificarse en cuatro grandes grupos: esferoidales, bastón, bastón curvado y filamentosas. Las bacterias esferoidales, que reciben el nombre de cocos, tienen un diámetro aproximado de entre 1 y 3 micras. Las bacterias de forma de bastón, conocidas como bacilos, tienen tamaños muy variables, entre 0,5 y 2 micras de ancho por entre 1 y 10 micras de largo. Los Escherichia coli, organismo común en heces humanas, miden del orden de 0,5 micras de ancho por 2 micras de largo. Las bacterias del tipo de bastón curvado tienen dimensiones que pueden variar entre 0,6 y 1,0 micras de ancho por entre 2 y 6 micras de longitud. Las bacterias con forma de espiral pueden alcanzar longitudes del orden de las 50 micras, mientras que las filamentosas pueden llegar a superar las 100 micras.

(79) El papel que desempeñan las bacterias en los procesos de descomposición y estabilización de la materia orgánica, tanto en el marco natural como en las plantas de tratamiento, es amplio y de gran importancia. Por ello resulta imprescindible conocer sus características, funciones, metabolismos y proceso de síntesis. Los coliformes también se emplean como indicadores de la contaminación por deshechos humanos. En los siguientes apartados se discuten tanto su importancia y significado como los diferentes métodos existentes para determinar su presencia.

1.3.3 Hongos

(80) Los hongos son protistas eucariotas aerobios, multicelulares, no fotosintéticos y quimioheterótrofos. Muchos de los hongos son saprófitos; basan su alimentación en materia orgánica muerta. Juntos con las bacterias, los hongos son los principales responsables de la descomposición del carbono en la biosfera. Desde el punto de vista ecológico, los hongos presentan ciertas ventajas sobre las bacterias: pueden crecer y desarrollarse en zonas de baja humedad y en ámbitos con pH bajos. Sin la colaboración de los hongos en los procesos de degradación de la materia orgánica el ciclo del carbono se interrumpiría en poco tiempo, y la materia orgánica empezaría a acumularse.



1.3.4 Algas

(81) Las algas pueden presentar serios inconvenientes en las aguas superficiales, puesto que pueden reproducirse rápidamente cuando las condiciones son favorables. Este fenómeno, que se conoce con el nombre de crecimiento explosivo, puede conducir a que ríos, lagos y embalses sean cubiertos por grandes colonias flotantes de algas. Los crecimientos explosivos son característicos de los llamados lagos eutróficos, que son lagos con gran contenido en compuestos necesarios para el crecimiento biológico. Puesto que el efluente de las plantas de tratamiento del agua residual suele ser rico en nutrientes biológicos, la descarga del efluente en los lagos provoca su enriquecimiento y aumenta su tasa de eutrofización. En los ríos pueden producirse efectos análogos.

(82) La presencia de algas afecta al valor del agua de abastecimiento, ya que puede originar problemas de olor y de sabor. En cuanto a los usos del agua relacionados con el ocio, las algas también pueden alterar el valor de las aguas superficiales debido al crecimiento de ciertas especies de peces y formas de vida acuáticas. La determinación de la concentración de algas en aguas superficiales se realiza tomando muestras por alguno de los métodos conocidos y haciendo un recuento al microscopio.

(83) Uno de los problemas más importantes al que se enfrenta la ingeniería sanitaria en el campo de la gestión de la calidad del agua es el de encontrar el proceso de tratamiento que hay que aplicar a las aguas residuales de diferentes orígenes de modo que los efluentes no favorezcan el crecimiento de algas y demás plantas acuáticas. La solución puede implicar la eliminación del carbono, así como de las diferentes formas de nitrógeno y fósforo y alguno de los elementos que se hallan presentes a nivel de traza, como el hierro y el cobalto.

1.3.5 Protozoos

(84) Los protozoos son microorganismos eucariotas cuya estructura está formada por una sola célula abierta. La mayoría de los protozoos son aerobios o facultativamente quimioheterótropos anaerobios, aunque se conocen algunos anaerobios. Los protozoos de importancia para el ingeniero sanitario son las amebas, los flagelados y los ciliados libres y fijos. Los protozoos se alimentan de bacterias y otros microorganismos microscópicos. Tienen una importancia capital, tanto en el funcionamiento de los tratamientos biológicos como en la purificación de cursos de agua ya que



son capaces de mantener el equilibrio natural entre los diferentes tipos de microorganismos. Ciertos protozoos son también patógenos. En el agua de suministro es importante controlar la presencia de la giarda lamblia (responsable de la giardasis o enfermedad de Hikers) y del cryptosporidium, como agente causante de infecciones potencialmente mortales para pacientes con síndrome de inmunodeficiencia adquirida (SIDA).

1.3.6 Plantas y animales

(85) Las diferentes plantas y animales que tienen importancia para el ingeniero sanitario tienen tamaños muy variados: desde los gusanos y rotíferos microscópicos hasta crustáceos macroscópicos. El conocimiento de estos organismos resulta útil a la hora de valorar el estado de lagos y corrientes, al determinar la toxicidad de las aguas residuales evacuadas al medio ambiente, y a la hora de determinar la efectividad de la vida biológica en los tratamientos secundarios empleados para destruir los residuos orgánicos.

(86) Desde el punto de vista de la salud pública, existen ciertos gusanos que merecen especial atención y preocupación. Los platelmintos (comúnmente llamados gusanos planos) y los asquelmintos son importantes familias de gusanos. Platelmintos como la Tubelaria están presentes en lagos y cursos de agua de todo el mundo, y la Trematoda y la Cestoda son formas parasíticas de gran importancia para la salud pública. Dentro de los asquelmintos destaca la familia de los nemátodos, que cuenta con más de 10.000 especies. Las formas parasíticas de mayor importancia son la Triquinela, causante de triquinosis; Necator, que origina anquilostomiasis; Ascaris, causante de infecciones por ascárides; y la Filaria, que provoca filariosis.

1.3.7 Virus

(87) Los virus son partículas parasíticas formadas por un cordón de material genético Ácido Desoxirribonucleico (ADN) o Ácido Ribonucleico (RNA) con una capa de recubrimiento proteínico. No tienen capacidad para sintetizar compuestos nuevos. En lugar de ello, invaden las células del cuerpo vivo que los acoge y reconducen la actividad celular hacia la producción de nuevas partículas virales a costa de las células originales. Cuando muere la célula original, se liberan gran cantidad de virus que infectarán células próximas.

(88) Los virus excretados por los seres humanos pueden representar un importante peligro para la salud pública. Por



ejemplo, a partir de datos experimentales, se ha podido comprobar que cada gramo de heces de un paciente con hepatitis contiene entre 10.000 y 100.000 dosis de virus hepático 110. Se sabe con certeza que algunos virus pueden sobrevivir hasta 41 días, tanto en aguas limpias como residuales a la temperatura de 20°C, y hasta 6 días en un río normal. Se ha atribuido al agua de abastecimiento ciertos brotes de hepatitis infecciosa. Para determinar los mecanismos de transporte y eliminación de virus en suelos, aguas superficiales y residuales, es necesario un esfuerzo aún mayor por parte tanto de biólogos como de ingenieros.

1.3.8 Organismos patógenos

(89) Los organismos patógenos que se encuentran en las aguas residuales pueden proceder de deshechos humanos que estén infectados o que sean portadores de una determinada enfermedad. Las principales clases de organismos patógenos presentes en las aguas residuales son las bacterias, los virus, los protozoos y el grupo de los helmintos. Los organismos bacterianos patógenos que pueden ser excretados por el hombre causan enfermedades del aparato intestinal como la fiebre tifoidea y paratifoidea, la disentería, diarreas y cólera. Debido a la alta infecciosidad de estos organismos, cada año son responsables de gran número de muertes en países con escasos recursos sanitarios, especialmente en zonas tropicales.

1.3.9 Uso de organismos indicadores

(90) Los organismos patógenos se presentan en las aguas residuales y contaminadas en cantidades muy pequeñas y, además, resultan difíciles de aislar y de identificar. Por ello se emplea el organismo coliforme como organismo indicador, puesto que su presencia es más numerosa y fácil de comprobar. El tracto intestinal humano contiene innumerables bacterias con forma de bastoncillos, conocidas como organismos coliforme. Aparte de otras clases de bacterias, cada ser humano evacua de 100.000 a 400.000 millones de organismos coliformes.

(91) El agua residual presenta una variedad de microorganismos, los cuales dependiendo de su origen se pueden clasificar en los siguientes grupos:

• bacterias, • virus, • protozoarios y • algas.



(92) Dependiendo de las condiciones exigidas por el Reglamento en Materia de Contaminación Hídrica de la Ley del Medio Ambiente, en ocasiones es necesario realizar la eliminación de bacterias por medio de la desinfección.

!

1. El tratamiento de aguas residuales se remite a la separación de sólidos y sustancias nocivas del agua, por medio de diversos métodos.

?

1. ¿Cuáles son las características de las aguas residuales? 2. ¿Cuál es la diferencia entre sólidos totales y sólidos sedimentables?

1. Elabore una tabla donde se clasifique todas las características (físicas, químicas, etc) que tiene un agua residual.

2. Rellene la anterior tabla con datos de las aguas residuales que trata su EPSA y caracterícela.

1. En función a la caracterización del agua residual y a los límites de contaminación

para su vertido se determinan el tipo de tratamiento y los procesos a implementar.

Cap. 2. TRATAMIENTO DE AGUAS RESIDUALES


2. TRATAMIENTO DE AGUAS RESIDUALES

2.1 Aspectos generales

(93) La disposición satisfactoria de las aguas residuales depende del tratamiento previo a su disposición. Para la disposición por dilución en un cuerpo de agua, se necesita un tratamiento apropiado para prevenir la contaminación de las aguas receptoras a un grado que pueda interferir con su mejor empleo, ya sea como agua de abastecimiento, para fines recreativos, para la pesca o cualquier otro propósito.

(94) Siempre es necesario algún tratamiento para evitar crear condiciones ofensivas, aun cuando una masa de agua no tenga otra aplicación que la disposición de las aguas residuales o desechos industriales.

(95) El propósito del tratamiento de las aguas residuales consiste en separar de ellas la cantidad suficiente de sólidos que permita que los que pueden ser descargados a las aguas receptoras no interfieran con el mejor o más adecuado empleo de éstas, tomando en cuenta la capacidad de las aguas receptoras para asimilar la carga que se agregue. Los sólidos que se eliminan son principalmente orgánicos, pero se incluyen también sólidos inorgánicos.

(96) Como el mejor empleo de las aguas receptoras puede variar desde ser una agua para beber o para fines culinarios, la cantidad o grado de tratamiento que se dé a las aguas residuales o a los desechos debe variar de acuerdo con ello. Debe procurarse un tratamiento para los sólidos y líquidos que se eliminan como lodos, y puede también necesitarse un tratamiento para controlar los olores, para retardar las actividades biológicas o para destruir los organismos patógenos.

(97) El tratamiento de aguas residuales se puede clasificar en cuatro tipos de acuerdo a los procesos y operaciones unitarias que se llevan a cabo en cada uno de ellos, de esa forma se tiene el pretratamiento, tratamiento primario, tratamiento secundario, tratamiento terciario y otros que se describen a continuación.

2.1.1 Pretratamiento de las aguas residuales

(98) El pretratamiento de las aguas residuales se define como el proceso de eliminación por medios físicos de los constituyentes de las aguas residuales cuya presencia pueda provocar problemas de mantenimiento y funcionamiento de los diferentes procesos, operaciones y sistemas auxiliares.



(99) En la mayoría de las plantas, el tratamiento preliminar sirve para proteger el equipo de bombeo y facilitar los procesos subsecuentes del tratamiento. Los dispositivos para el tratamiento preliminar están destinados a eliminar o separar los sólidos mayores o flotantes, a eliminar los sólidos inorgánicos pesados y eliminar cantidades excesivas de aceites y grasas. Para alcanzar los objetivos de un tratamiento preliminar se emplean comúnmente los siguientes dispositivos:

1. Rejas de barras o tamices, para la eliminación de los sólidos gruesos y trapos.

2. Desmenuzadores, ya sea molinos, cortadoras o trituradoras.

3. Sistemas de flotación, para la eliminación de grasas y aceites.

4. Desarenadores, para la eliminación de la materia en suspensión gruesa que pueda causar obstrucciones en los equipos y un desgaste excesivo de los mismos.

5. Tanques de preaireación.

(100) Además de los anteriores, a veces se hace cloración en el tratamiento preliminar.

2.1.2 Tratamiento primario de las aguas residuales

(101) Por este tratamiento se separan o eliminan la mayoría de los sólidos suspendidos en las aguas residuales, o sea aproximadamente de 40 a 60 %, mediante el proceso físico de asentamiento en tanques de sedimentación. Cuando se agregan ciertos productos químicos en los tanques primarios, se eliminan casi todos los sólidos coloidales, así como los sedimentables, o sea un total de 80 a 90 % de los sólidos suspendidos.

(102) El propósito fundamental de los dispositivos para el tratamiento primario, consiste en disminuir suficientemente la velocidad de las aguas residuales para que puedan sedimentarse los sólidos. Por consiguiente, a estos dispositivos se les puede distinguir bajo el nombre de tanques de sedimentación. Debido a la diversidad de diseños y operación, los tanques de sedimentación pueden dividirse en cuatro grupos generales, que son:

1. Tanques sépticos. 2. Tanques de doble acción, como son los de Imhoff. 3. Tanques de sedimentación simple con eliminación

mecánica de lodos. 4. Clarificadores de flujo ascendente con eliminación

mecánica de lodos.

La actividad biológica en las aguas residuales durante este proceso tiene escasa importancia.

El propósito fundamental del tratamiento primario



(103) Cuando se usan productos químicos, se emplean otras unidades auxiliares, que son:

1. Unidades alimentadoras de reactivos. 2. Mezcladores. 3. Floculadores.

(104) El efluente del tratamiento primario suele contener una cantidad considerable de materia orgánica y una DBO alta. En el futuro, las plantas de tratamiento que sólo incluyen tratamiento primario irán quedando desfasadas, conforme se vayan implantando las medidas de la EPSA en cuanto a la necesidad de disponer de tratamientos secundarios. Sólo en casos especiales (para aquellas comunidades a las que se dispense de disponer de tratamientos secundarios) se empleará los tratamientos primarios como único método de tratamiento. El principal papel del tratamiento primario continuará siendo el de previo al tratamiento secundario.

2.1.3 Tratamiento secundario convencional

(105) Este tratamiento debe hacerse cuando las aguas residuales todavía contienen, después del tratamiento primario, más sólidos orgánicos en suspensión o solución que los que puedan ser asimilados por las aguas receptoras sin oponerse a su uso normal adecuado. El tratamiento secundario depende principalmente de los organismos aerobios, para la descomposición de los sólidos orgánicos hasta transformarlos en sólidos inorgánicos o en sólidos orgánicos estables.

(106) Los dispositivos que se usan para el tratamiento secundario pueden dividirse en los cuatro grupos siguientes:

1. Filtros goteadores con tanques de sedimentación secundaria.

2. Tanques de aireación: a) lodos activados con tanques de sedimentación simple y b) aireación por contacto.

3. Filtros de arena intermitentes. 4. Lagunas de estabilización.

2.1.4 Control y eliminación de nutrientes

(107) La eliminación y control de los nutrientes presentes en el agua residual es importante porque puede ser vertido a:

En el futuro, las plantas de tratamiento que solo incluyen tratamiento primario quedarán desfasadas.

A veces se incluye la desinfección como parte del tratamiento secundario.



1. cuerpos de agua receptores confinados, en los que se pueda crear o acelerar los procesos de eutrofización;

2. cursos de agua en los que la nitrificación pueda limitar los recursos de oxígeno o en los que pueda proliferar el arraigamiento de plantas acuáticas, y

3. áreas de recarga de aguas subterráneas que puedan ser usadas, indirectamente, para el abastecimiento público de agua. Los principales nutrientes contenidos en las aguas residuales son el nitrógeno y el fósforo, y su eliminación puede llevarse a cabo por procesos químicos, biológicos, o una combinación de ambos.

En muchos casos, la eliminación de nutrientes se realiza en combinación con el tratamiento secundario; por ejemplo, se pueden añadir sales metálicas en los tanques de aireación para provocar la precipitación del fósforo en el proceso de decantación final, o se puede llevar a cabo un proceso de desnitrificación biológica como continuación de un proceso de lodos activados que produzca un efluente nitrificado.

2.1.5 Tratamiento avanzado - recuperación del agua residual

(108) El término tratamiento avanzado tiene diversas definiciones. En el contexto de este libro, definiremos como tratamiento avanzado el nivel de tratamiento necesario, más allá del tratamiento secundario convencional, para la eliminación de constituyentes de las aguas residuales que merecen especial atención, como los nutrientes, los compuestos tóxicos y los excesos de materia orgánica o de sólidos en suspensión. Además de los procesos de eliminación de nutrientes, otros procesos u operaciones unitarias habitualmente empleadas en los tratamientos avanzados son la coagulación química, floculación, y sedimentación seguida de filtración y carbono activado. Para la eliminación de iones específicos y para la reducción de sólidos disueltos, se emplean métodos menos comunes, como el intercambio iónico o la ósmosis inversa. También se emplea el tratamiento avanzado para diversas posibilidades de reutilización de las aguas residuales para las cuales es preciso conseguir efluentes de alta calidad, como puede ser el caso del agua empleada para refrigeración industrial o para la recarga de aguas subterráneas. En términos de calidad del efluente, algunos procesos de tratamiento natural (antes llamado tratamiento en el terreno) pueden resultar equivalentes al tratamiento avanzado de las aguas residuales.



2.1.6 Tratamiento de residuos tóxicos - eliminación de contaminantes específicos

(109) La eliminación de las sustancias tóxicas y de contaminantes específicos es un tema complejo. En los vertidos industriales a las redes de ALC municipales, las concentraciones de contaminantes tóxicos suelen controlarse mediante pretratamientos específicos antes de su vertido a la red. En algunos casos, la eliminación de las sustancias tóxicas se lleva a cabo en las plantas de tratamiento. Muchas de las sustancias tóxicas, como los metales pesados, se eliminan mediante algún tratamiento físico-químico como la coagulación química, floculación, sedimentación o filtración. También es posible eliminarlos parcialmente en los tratamientos secundarios. Las aguas residuales que contienen compuestos orgánicos volátiles se pueden tratar mediante adsorción con carbón activado o arrastre con aire. Mediante procesos de intercambio iónico también es posible eliminar pequeñas concentraciones de algunos contaminantes específicos.

2.1.7 Tratamiento de las aguas procedentes de aliviaderos de las redes de alcantarillado unitarias

(110) Estas aguas consisten en grandes descargas intermitentes de aguas residuales que resultan de la mezcla de agua residual con aguas pluviales. Excepto en el caso de las primeras descargas, las concentraciones de los constituyentes importantes suelen ser menores que en aguas residuales domésticas o industriales. El tratamiento de estas aguas suele centrarse en la eliminación de los sólidos en suspensión y de los organismos patógenos. La eliminación de los sólidos en suspensión puede hacerse por sedimentación o desarenado, y la desinfección suele llevarse a cabo por cloración.

2.1.8 Tratamiento de lodos

(111) Los lodos de las aguas residuales están constituídos por los sólidos que se eliminan en las unidades de tratamiento primario y secundario, juntos con el agua que se separa de ellos. Mientras que en algunos cuantos casos es satisfactoria la disposición de ellos sin someterlos a tratamiento, generalmente es necesario tratarlos en alguna forma para prepararlos o acondicionarlos para disponer de ellos sin originar condiciones inconvenientes. Este tratamiento tiene dos objetivos, siendo el primero de éstos eliminar parcial o totalmente el agua que contienen los lodos, para disminuir su volumen en fuerte proporción y, en segundo lugar, descomposición de los



sólidos orgánicos putrescibles transformándose en sólidos minerales o sólidos orgánicos relativamente estables. Esto se logra con la combinación de dos o más de los métodos siguientes:

1. Espesamiento. 2. Digestión, con o sin aplicación de calor. 3. Secado en lechos de arena, cubiertos o descubiertos. 4. Acondicionamiento con productos químicos. 5. Elutriación. 6. Filtración al vacío. 7. Secado aplicando calor. 8. Incineración. 9. Oxidación húmeda. 10. Flotación con productos químicos y aire. 11. Centrifugación.

!

2. .El tratamiento de aguas residuales comprende: el pretratamiento, tratamiento primario (convencional), tratamiento secundario, eliminación de nutrientes, recuperación del agua residual, tratamiento de residuos tóxicos, tratamiento de las aguas procedentes de aliviaderos de las redes de alcantarillado unitarias y tratamiento de lodos

?

3. ¿En qué consiste el pretratamiento de las aguas residuales? 4. ¿Cuál es la diferencia entre tratamiento primario y secundario? 5. ¿Cómo se procede con aguas procedentes de aliviaderos de las redes de

alcantarillado unitarias?

3. En función a la tabla que caracteriza las aguas residuales y lo tratado en el presente capítulo elabore un diagrama de flujo tentativo del proceso de tratamiento.

2. .Como el tratamiento depende del tipo de agua residual y de la calidad del agua del cuerpo receptor, el proceso de tratamiento no siempre considerará todos los pasos anteriormente mencionados.

Cap. 3. PRETRATAMIENTO Y TRATAMIENTO PRIMARIO DE AGUAS RESIDUALES


3. PRETRATAMIENTO Y TRATAMIENTO PRIMARIO DE AGUAS RESIDUALES

3.1 Medición de caudales

(112) Un aspecto crítico en la eficacia de explotación de una planta moderna de tratamiento de aguas residuales es la correcta selección, uso y mantenimiento de los aparatos de medición del caudal. Un sistema completo de medición de caudal consta de dos elementos:

1. un sensor o detector, y 2. un dispositivo conversor.

El sensor o el detector se expone o se ve afectado por el flujo, mientras que el conversor es el dispositivo que traduce la señal, o la lectura desde el sensor hasta el elemento en el que se registran, o se leen las mediciones. Debido a la importancia de la medición del caudal, esta sección esta dedicada a repasar los tipos de sensores o detectores disponibles para medición de los caudales, así como a la descripción de los criterios importantes a observar en la elección del tipo de aparato a emplear y de los aspectos relacionados con el mantenimiento del mismo. Como quiera que los avances en materia de medidores de caudal electrónicos se producen con gran rapidez, es conveniente obtener de los fabricantes información actualizada sobre lo últimos avances en el campo de los conversores.

(113) En plantas de tratamiento pequeñas, o en plantas donde no existe la posibilidad de instalar un sistema sofisticado de medición de caudales, se puede recurrir a métodos más sencillos como ser el método directo, medidor Parshall, y el aforo con vertederos.

3.1.1 Tipos de aparatos de medición de caudales y su aplicación

(114) Método directo. Este método, generalmente sólo es aplicable en los casos de pequeñas descargas. Consiste en la medición directa en un recipiente de un volumen conocido. Se mide el tiempo, obteniéndose:

tVol.Q =

(115) En canales abiertos, o en conducciones parcialmente llenas, la determinación del caudal se lleva a cabo midiendo la pérdida de carga generada por la introducción de una obstrucción en la conducción tal como un estrangulamiento o una placa vertedero, o por la medida de la sección mojada y de

Método Directo

Cuanto mayor es el tiempo de determinación, tanto mayor es la precisión.

Flujo en lámina libre



la velocidad de flujo asociada. Posiblemente, el dispositivo más utilizado para la medición del caudal de agua residual sea el aforador Parshall.

(116) Para la medición de los caudales en conducciones en carga las tres técnicas más empleadas son:

1. introducción de una obstrucción para crear una pérdida de carga o diferencial de presión;

2. medición de los efectos que provoca el fluido en movimiento (p.e. cambios de momento, transmisión de ondas de sonido, inversión de campos magnéticos);

3. medición de unidades incrementales de volumen del fluido.

Las diferencias de presión que pueden traducirse en lecturas del caudal se consiguen mediante elementos tales como los tubos de flujo, orificios, tubos de pitot, rotámetros, venturas.

En el segundo grupo se incluyen aparatos de medición de propiedades magnéticas, ultrasónicas y dispositivos de vórtice.

(117) En el tercer grupo se incluyen los medidores de turbina o de hélice, en los que se puede establecer una relación entre la velocidad de rotación de un sensor y la velocidad y caudal del fluido circulante.

(118) Los principales factores que hay que tener en cuenta en la elección de un aparato de medición de caudales es el tipo de aplicación, el dimensionamiento correcto, la composición del fluido, la precisión, las pérdidas de carga que produce, las necesidades de instalación, el entorno en el que debe funcionar, y facilidad de mantenimiento.

(119) En muchas de las aplicaciones que se hacen de los medidores de caudal en las plantas de tratamiento, la iteración (obtención de la misma medida cada vez) suele ser más importante que la precisión.

3.1.2 Mantenimiento de los aparatos de medición de caudal

(120) Para asegurar la fiabilidad del funcionamiento de los aparatos de medición es esencial que la limpieza, mantenimiento y calibrado de los mismos sea correcta, así como la elaboración de registros de datos. Es conveniente adoptar medidas que faciliten la limpieza del medidor y de las conducciones mediante conexiones de agua de limpieza o con varillas. En el caso de que se apliquen a la medición de caudales de lodos, donde las mediciones se realizan de manera intermitente, se debe disponer de la posibilidad de limpiar a presión el aparato y las conducciones asociadas y llenarlas de nuevo con agua limpia. En el caso de caudalímetros magnéticos,

Conducciones en Carga

Criterios de Selección de los aparatos de medición

Cuando se divide el caudal entre diversas unidades de proceso la iteración de su medición es más importante que el caudal circulante.



existen electrodos autolimpiantes cuyo funcionamiento es a base de ondas ultrasónicas de alta frecuencia o de la temperatura.

(121) Los medidores de caudal se deben calibrar in situ para verificar que se cumplen las especificaciones técnicas y para disponer de datos de base que permitan el seguimiento en el tiempo y el calibrado periódico del aparato por razones de mantenimiento. Los aparatos de medición deberían ser calibrados periódicamente por el fabricante para asegurar su correcto funcionamiento junto con el mantenimiento y calibrado del aparato, la elaboración de un registro de datos también es un componente esencial del mantenimiento. Más de los datos de calibración iniciales, debe guardarse información de la explotación y de las operaciones de mantenimiento llevadas a cabo con cada aparato. Ello permite corregir los errores de medición antes de que se conviertan en un problema.

3.2 Cribado o desbaste

3.2.1 Descripción

(122) La primera operación unitaria que tiene lugar en las plantas de tratamiento es la operación de cribado o desbaste. Una rejilla es un elemento con aberturas, generalmente de tamaño uniforme, que se utiliza para retener los sólidos existentes en el agua residual.

(123) Los elementos separadores pueden estar constituidos por barras, alambres, varillas paralelas, rejillas, telas metálicas o placas perforadas, y las aberturas pueden ser de cualquier forma, aunque normalmente suelen ser ranuras regulares u orificios circulares. Los elementos formados por varillas o barras paralelas reciben el nombre de rejas de barrotes. El término tamiz se circunscribe al uso de placas perforadas y mallas metálicas de sección cuneiforme. La función que desempeñan las rejas y tamices se conoce con el nombre de cribado o desbaste, y el material separado en esta operación recibe el nombre de basuras o residuos de cribado. Según el método de limpieza que se emplee, los tamices y rejas pueden ser de limpieza manual o automática. Generalmente, las rejas tienen aberturas (separación entre las barras) superiores a 15 mm, mientras que los tamices tienen orificios de tamaño inferior a este valor.

3.2.2 Análisis

(124) El proceso de análisis asociado al uso de elementos de cribado o desbaste supone la determinación de las pérdidas de carga que se producen al circular el agua residual a través de ellos. Debido a que el método de estudio es diferente para las rejas que para los tamices, los estudiaremos por separado.



3.2.3 Rejas

(125) En los procesos de tratamiento del agua residual, las rejas se utilizan para proteger bombas, válvulas, conducciones y otros elementos contra los posibles daños y obturaciones provocados por la presencia de trapos y de objetos de gran tamaño. Las plantas de tratamiento de aguas industriales pueden no precisar la instalación de rejas, dependiendo de las características de los residuos.

(126) Las pérdidas de carga que se producen al circular el agua a través de las rejas depende de la velocidad de aproximación del agua y de la velocidad de circulación a través del elemento. La pérdida de carga puede estimarse empleando la siguiente expresión:

( )g2

vV

0,71h

22 −=

En que:

h: pérdida de carga, m V: velocidad del líquido a través de las barras, m/s v: velocidad de aproximación, aguas arriba de la reja, m/s g: aceleración de la gravedad, m/s2

(127) Las pérdidas de carga producidas que se obtienen mediante esta ecuación sólo son aplicables en el caso de que las rejas estén limpias. La obstrucción y obturación de las rejas incrementa las pérdidas de carga.

3.2.4 Rejas de limpieza manual

(128) Las rejas de este tipo se emplean, frecuentemente, en pequeñas estaciones de bombeo de agua residual antes de las bombas. En el pasado, se habían empleado en las instalaciones de pretratamiento de las plantas de pequeño tamaño. La práctica reciente tiende a la instalación de rejas de limpieza mecánica incluso en instalaciones de pequeño tamaño, no sólo con objeto de reducir el trabajo manual necesario para la limpieza de las rejas y eliminación de basuras, sino también para evitar los reboses y desbordamientos que se producen por la obturación de aquellas.

(129) En los casos en los que se utilice rejas de limpieza manual, su longitud no deberá exceder de la que permita su correcta limpieza (aproximadamente 3 m). Las barras que conforman la reja no suelen exceder los 10 mm de anchura por 50 mm de profundidad. Las barras van soldadas a unos elementos de separación situados en la cara posterior, fuera del recorrido del peine rascador. En la parte superior de la reja



deberá colocarse una placa perforada para que los objetos extraídos se puedan almacenar temporalmente para su drenaje.

(130) El canal donde se ubica la reja se debe proyectar de modo que se evite la acumulación en el mismo de arenas y demás materiales pesados, tanto antes como después de la reja. La pendiente del canal deberá ser horizontal o descendiente en la dirección de circulación a través de la reja, sin baches o imperfecciones en las que pudieran quedar atrapados algunos sólidos. Asimismo, es conveniente achaflanar las uniones de las paredes laterales. Preferiblemente, el canal deberá ser recto y perpendicular a la reja, con la finalidad de conseguir una distribución uniforme de sólidos en el flujo y en la reja.

(131) Con objeto de procurar suficiente superficie de reja para la acumulación de residuos en los perlodos entre operaciones de limpieza, es esencial que la velocidad de aproximación se limite a, aproximadamente, 0,45 m/s a caudal medio. La sección adicional necesaria para limitar la velocidad se puede obtener ensanchando el canal en la zona de ubicación de la reja y colocándola con una inclinación más suave para aumentar la superficie sumergida. Conforme se acumulan los residuos, produciendo la obturación parcial de la reja, aumentará el calado aguas arriba de la misma, sumergiendo nuevas zonas de paso del flujo a través de la reja. El diseño estructural de la reja deberá ser el adecuado para evitar su rotura en caso de que se llegue a taponarse completamente. En la Fig. 1 se ilustra una reja de limpieza manual típica.

Fig. 1: Reja de barra de limpieza manual1

1 Fuente: Metcalf & Eddy



3.2.5 Rejas de limpieza mecánica

(132) Las rejas de limpieza mecánica se han venido empleando en las plantas de tratamiento de aguas residuales desde hace más de 50 años. El proyecto de las rejas ha evolucionado a lo largo de los años con objeto de reducir los problemas de explotación y mantenimiento y para aumentar las posibilidades de separación de residuos. Muchos de los diseños más modernos incluyen la utilización de materiales resistentes a la corrosión tales como el acero inoxidable a los materiales plásticos. Las rejas de limpieza mecánica se dividen en cuatro tipos principales:

1. Rejas de funcionamiento mediante cadenas, el tipo más frecuente;

2. Rejas de movimiento oscilatorio; 3. Catenarias, y 4. Rejas accionadas mediante cables.

(133) Las rejas de limpieza mecánica que emplean cadenas se pueden dividir en diferentes categorías; según la limpieza se lleve a cabo por la cara anterior (aguas arriba) de la reja o por la cara posterior de la misma (aguas abajo), y en función de la cara de la reja por la cual el peine rascador se desplaza hasta la zona inferior de aquélla. A pesar de que el funcionamiento es, básicamente el mismo, cada tipo de reja tiene sus ventajas y sus inconvenientes. En general, las rejas de limpieza y retorno frontales son más modernas y eficientes en la retención de sólidos, pero son menos robustas y más susceptibles a que el peine se encalle por la acumulación de sólidos en la base de la reja.

(134) Las rejas de barras de limpieza mediante movimientos oscilatorios imitan la secuencia de movimientos de una persona que rastrilla la reja. El rastrillo se desplaza hasta la parte inferior de la reja, se coloca entre las barras, y asciende arrastrando las basuras hasta la parte superior de aquélla, lugar donde son extraídas. Una ventaja importante de este método es que todos los componentes que precisan actuaciones de mantenimiento se sitúan por encima del nivel del agua, de modo que su inspección y mantenimiento no hace necesario el vaciado del canal y que el sistema de limpieza y retorno frontal minimiza el arrastre de sólidos. Este tipo de reja presenta el inconveniente de que dispone únicamente de un rastrillo de limpieza en lugar de los múltiples rastrillos empleados en las rejas de limpieza mediante cadenas, lo cual limita la capacidad de la reja para tratar aguas con altos contenidos en residuos.

(135) En el caso de las rejas de catenaria de limpieza y retorno frontales, el rastrillo se mantiene en contacto con la reja gracias al peso de la cadena. Una ventaja de este sistema es que el



mecanismo de transmisión no tiene ruedas dentadas sumergidas, mientras que el espacio necesario para su instalación, relativamente grande, representa su mayor inconveniente.

(136) Las rejas de limpieza mecánica accionadas mediante cables, son de limpieza y retorno frontales que emplean un rastrillo pivotante que asciende y desciende por unas guías accionado por un dispositivo formado por un cable y un tambor. El rastrillo desciende por gravedad, pivota hasta engarzarse con la reja, y se eleva por acción del cable. La principal ventaja que presenta es el hecho de que el rastrillo es el único elemento mecánico que se sumerge en el agua residual. Las desventajas que presenta este sistema incluyen la limitada capacidad de rastrillado y los problemas de mantenimiento asociados al destensado de los cables, a su enrollamiento en los tambores, y a fallos en el funcionamiento de los mecanismos de frenado. Véase la Fig. 2.

Fig. 2: Rejas de barras de limpieza mecánica: (a) Reja de cadena; (b) Reja

oscilante; (c) Reja de catenaria, y (d) Reja accionada con cable2




3.2.6 Tamices

(137) Los primeros tamices eran de disco inclinado o de tambor, y se empleaban como medio para proporcionar tratamiento primario, en lugar de tanques de sedimentación. El mecanismo de separación consistía en placas de bronce o de cobre con ranuras fresadas. Desde principios de los años setenta, el interés por el uso de todo tipo de tamices en el campo del tratamiento de las aguas residuales ha experimentado un considerable aumento. Su campo de aplicación se extiende desde el tratamiento primario hasta la eliminación de los sólidos en suspensión residuales de los efluentes procedentes de los procesos de tratamiento biológicos. Este renovado interés ha surgido, en gran medida, como consecuencia de la mejora en los materiales y en los dispositivos disponibles para el tamizado, además de la continua investigación realizada en este campo.

(138) Los tamices modernos son del tipo estático (fijos) o de tambor giratorio, provistos de una malla fina de acero inoxidable o de un material no férreo. Normalmente, las aberturas de los tamices oscilan entre 0,2 y 6 mm. El uso de este tipo de tamices queda limitado a plantas de pequeño tamaño o plantas en las que las pérdidas de carga no constituyen un problema.

3.2.7 Tamices de malla fina

(139) Las pérdidas de carga en la circulación de agua limpia a través de los diversos tamices puede obtenerse a partir de las tablas de datos que proporciona el fabricante, o se puede estimar a partir de la conocida fórmula del orificio:

2)AQ

(C(2g)

1h =

En que:

h: pérdida de carga, m C: coeficiente de descarga para el tamiz g: aceleración de la gravedad, m/s2 Q: caudal a través del tamiz, m3/s A: área efectiva del tamiz sumergido, m2

(140) Los valores de A y de C dependen de diversos factores de forma y de diseño del tamiz, como el tamaño y fresado de las ranuras, el diámetro y densidad de las mallas y, especialmente, del porcentaje de superficie libre, que debe determinarse experimentalmente. El valor típico de C para un tamiz limpio es 0,60. La pérdida de carga a través de un tamiz



limpio es prácticamente despreciable. Lo importante es determinar la pérdida de carga durante el funcionamiento, que depende de la cantidad y tamaño de los sólidos presentes en el agua residual, del tamaño de las aberturas, y del método y frecuencia de las operaciones de limpieza.

(141) Los tamices estáticos de malla en sección de cuña tienen aberturas entre 0,2 y 1,2 mm, se diseñan para caudales entre 400 y 1.200 l/m2⋅min de superficie de tamiz, y generan pérdidas de carga entre 1,2 y 2,1 m. La malla filtrante está formada por pequeñas barras de acero inoxidable en sección de cuña orientadas de modo que la parte plana de aquélla está encarada al flujo. Para su instalación, estos tamices precisan una superficie considerable, y se deben limpiar una o dos veces al día con agua caliente a presión, vapor o con un agente desengrasador, para eliminar las acumulaciones de grasa.

(142) En el caso del tamiz de tambor, la malla se monta sobre un cilindro giratorio que se coloca en un canal. Existen diferentes esquemas constructivos, especialmente en lo referente a la dirección del flujo a través de la malla del tamiz. El agua residual puede circular, bien, entrando por un extremo del tambor y saliendo del mismo a través de la malla filtrante, recogiéndose los sólidos en la superficie interior de ésta, o entrando por la parte superior del elemento y saliendo por el interior del tambor, produciéndose la recogida de sólidos en la superficie exterior del tamiz. Como medio separador se emplea una malla ranurada o con sección en cuña construida con acero inoxidable. En el diseño se tiene en cuenta la evacuación en continuo de los sólidos retenidos, operación que se complementa rociando con agua para mantener limpio el medio separador. Las pérdidas de carga producidas en los tamices pueden oscilar entre 0,8 y 1,4 m. Los tamices de tambor están disponibles en diversos tamaños, con diámetros variables entre 0,9 y 1,5 m y longitudes que van desde 1,2 a 3,7 m.

(143) Los medios para eliminar los residuos incluyen:

1. Transporte a vertederos. 2. Soterramiento en la propia planta (sólo en el caso de

instalaciones pequeñas). 3. Incineración, aislada o conjuntamente con fangos y arenas

(sólo en el caso de grandes instalaciones). 4. Eliminación conjunta con residuos sólidos urbanos. 5. Descarga a trituradores, donde se trituran y se reintegran

al agua residual.

El primer método de eliminación es el más empleado.

Tamiz Estático

Tamiz Tambor

Eliminación de los residuos



En algunos casos es necesario la estabilización de los mismos con cal. La eliminación en la propia planta sólo se debería llevar a cabo si se respetan las normas medioambientales.

3.3 Homogenización de caudales

3.3.1 Descripción

(144) La homogenización del caudal es una medida que se emplea para superar los problemas de explotación que estas variaciones provocan en las instalaciones, y para mejorar la efectividad de los procesos de tratamiento situados aguas abajo.

(145) La homogenización consiste, simplemente, en amortiguar por laminación las variaciones de caudal, con el objeto de conseguir un caudal constante o casi constante, evitando las fluctuaciones de los caudales. Esta técnica puede aplicarse en situaciones diversas, dependiendo de las características de la red de ALC. Las principales aplicaciones están concebidas para la homogenización de:

a) Caudales en tiempo seco. b) Caudales procedentes de redes de ALC separadas en épocas

lluviosas. c) Caudales procedentes de redes de ALC mixtos, combinación de

aguas pluviales y aguas residuales sanitarias.

La aplicación de la homogenización de caudales en el tratamiento del agua residual puede realizarse en línea o en derivación. En la disposición que recibe el nombre de «en línea», la totalidad del caudal pasa por el tanque de homogenización. Este sistema permite reducir las concentraciones de los diferentes constituyentes y amortiguar los caudales de forma considerable. En la disposición «en derivación», sólo se hace pasar por el tanque de homogenización el caudal que excede un límite prefijado. Aunque con este segundo sistema se minimizan las necesidades de bombeo, la reducción de la concentración de los diferentes constituyentes no es tan alta como con el primero. La Fig. 3 muestra un taque de homogenización provisto de bombas sumergibles.

Definición de Homogenización



Fig. 3: Canal Parshall y tanque de homogenización provisto de bomba sumergible3

(146) Las principales ventajas que produce la homogenización de los caudales son las siguientes:

1. mejora del tratamiento biológico, ya que eliminan o reducen las cargas de choque, se diluye las sustancias inhibidoras, y se consigue estabilizar el pH;

2. mejora de la calidad del efluente y del rendimiento de los tanques de sedimentación secundaria al trabajar con cargas de sólidos constantes;

3. reducción de las superficies necesarias para la filtración del efluente, mejora de los rendimientos de los filtros y posibilidad de conseguir ciclos de lavado más uniformes, y

4. en el tratamiento químico, el amortigua las cargas aplicadas mejora el control de la dosificación de los reactivos y la fiabilidad del proceso.

3.3.2 Análisis

(147) El análisis teórico de la homogenización de caudales está relacionado con los siguientes interrogantes:

3 Fuente: Elaboración propia

La homogenización es una opción alternativa para incrementar el rendimiento de las plantas de tratamiento.



a) ¿Dónde deben ubicarse las instalaciones de homogenización en el diagrama de flujo de los procesos de tratamiento?

b) ¿Qué tipo de sistema de homogenización debe emplearse: en línea o en derivación?

c) ¿Cuál es el volumen necesario del tanque de homogenización?

3.3.3 Localización de las instalaciones de homogenización

(148) La ubicación óptima de las instalaciones de homogenización debe determinarse para cada caso concreto. Es preciso llevar a cabo un estudio detallado de las diferentes posibilidades. Probablemente, la localización más indicada continuará siendo en las plantas de tratamiento existentes o en fase de proyecto. También es necesario considerar la integración de las instalaciones de homogenización en el diagrama de flujo de los procesos de tratamiento. En ocasiones, puede resultar más interesante situar la homogenización después del tratamiento primario y antes del biológico, pues así se reducen los problema originados por el lodo y las espumas. Si las instalaciones de homogenización se sitúan por delante de la sedimentación primaria y del tratamiento biológico, el proyecto debe tener en cuenta la provisión de un grado de mezclado suficiente para prevenir la sedimentación de sólidos y las variaciones de concentración y dispositivos de aireación suficientes para evitar los problemas de olores.

3.3.4 Homogenización en línea o en derivación

(149) Como se ha descrito anteriormente, la adopción de un sistema de homogenización en línea permite amortiguar considerablemente las cargas de constituyentes en los procesos de tratamiento que tengan lugar a continuación, mientras que la efectividad de la homogenización en derivación es bastante menor.

3.3.5 Volumen necesario del tanque de homogenización

(150) El volumen necesario para la homogenización del caudal se determina a partir de un gráfico de caudales a tratar, en el que se representa las aportaciones acumuladas a lo largo del día. El mismo gráfico muestra también el caudal medio diario, el que viene representado por la pendiente de la recta que va desde el origen hasta el punto final del gráfico.

La localización óptima variará en función del tipo de tratamiento de las características de la red de Alcantarillado y de las del agua residual.



(151) Para determinar el volumen necesario, se traza una línea paralela a la que une el caudal medio diario tangente a la curva de los volúmenes de estación acumulados. El volumen necesario viene determinado por la distancia vertical desde el punto de tangencia a la recta que representa el caudal medio. Si una parte de la curva de aportaciones acumuladas queda por encima de la línea que representa el caudal medio, la curva de aportaciones acumuladas debe limitarse con dos líneas paralelas a la del caudal medio y tangentes a la curva de caudales acumulan los puntos externos. En este caso, el volumen necesario será igual a la distancia vertical que separa a las dos rectas que limitan la curva de caudales acumulados. Este procedimiento proporciona los mismos resultados que si se sustrajera del caudal real que se presenta cada hora, el caudal medio horario y se representara la curva de volúmenes acumulados resultantes. En este caso, los puntos inferior y superior de la curva se determinarían trazando las tangentes con líneas horizontales.

(152) La interpretación física de las gráficas de la Fig. 4 es la siguiente: En el punto de tangencia inferior, el tanque de homogenización está vacío. A partir de este punto, dado que el caudal que entra es superior al caudal medio, (la pendiente de la curva de aportaciones es superior al caudal medio), el tanque de homogenización empieza a llenarse, hasta alcanzar la medianoche, momento en el que empieza a vaciarse de nuevo (la pendiente es menor que el caudal medio).

(153) En la práctica, el volumen del tanque de homogenización debe ser superior al determinado por consideraciones teóricas, hecho que se deriva de tener en cuenta los siguientes factores:

a) El funcionamiento continuo de los equipos de aireación y mezclado no permiten un vaciado total, a pesar de que pueden adaptarse configuraciones y estructuras especiales.

b) La recirculación de sobrenadantes y filtrados exige un volumen adicional, caso de que el retorno se realice al tanque de homogenización (práctica no recomendada).

c) Debe contemplarse la posibilidad de imprevistos y de cambios no previsibles en los caudales diarios.

(154) A pesar de que no se puede dar un valor fijo, el volumen adicional puede variar entre el 10 y el 20 % del valor teórico.



Fig. 4: Diagramas de masa esquemáticos para la determinación de homogenización

necesario para dos tipos de variación de caudales4

3.4 Desarenación

(155) La misión de los desarenadores es separar arenas, término éste que engloba a las arenas propiamente dichas y a la grava, cenizas y cualquier otra materia pesada que tenga velocidad de sedimentación o peso específico superiores a los de los sólidos orgánicos putrescibles del agua residual. La arena incluye también cáscaras de huevo, pedazos de hueso, granos de café y grandes partículas orgánicas, tales como residuos de comidas. Los desarenadores deberán proteger los equipos mecánicos móviles de la abrasión y desgaste anormales; reducir la formación de depósitos pesados en las tuberías, canales y conductos, y la frecuencia de limpieza de los digestores que hay que realizar como resultado de excesivas acumulaciones de arena en tales unidades.

(156) Los desarenadores pueden situarse en las plantas de tratamiento, allí donde la eliminación de arena puede facilitar el funcionamiento de las otras unidades. Sin embargo, la instalación de rejas de limpieza mecánica o de trituradores delante de los desarenadores facilita la operación de eliminación de arena y de las instalaciones de limpieza.




(157) Cuando convenga situar los desarenadores delante de las bombas para el agua residual, normalmente habrá que hacerlo a bastante profundidad con el consiguiente costo adicional que ello representa. Por tanto, se estima más económico bombear el agua residual, con la arena incluida, hasta los desarenadores situados en un punto adecuado delante de las instalaciones de la planta de tratamiento, admitiendo que las bombas pueden necesitar mayor mantenimiento que si estuvieran situadas a continuación de los desarenadores.

(158) El diseño de los desarenadores dependerá del tipo seleccionado, si van provistos o no de equipo de extracción mecánica de arena y de los requisitos que exija el equipo del desarenador en caso de existir. Un reciente estudio ha revelado que la mayoría de las instalaciones de desarenadores, cuya capacidad excede de 5000 m3/día, disponen de equipo mecánico de limpieza.

(159) Existen dos tipos generales de desarenadores: de flujo horizontal y aireados. En el primero de ellos, el flujo atraviesa el desarenador en dirección horizontal, controlándose la velocidad rectilíneo del flujo mediante las dimensiones de la instalación o el uso de secciones de control provistas de vertederos especiales situados en el extremo de aguas abajo del tanque. El tipo aireado consiste en un tanque de aireación con flujo espiral, en el que la velocidad es controlada por las dimensiones del tanque y la cantidad del aire suministrado al mismo. Por ser el más comúnmente utilizado se pasa a describir el desarenador de flujo horizontal.

(160) Hasta hace poco tiempo, la mayoría de los desarenadores eran de flujo horizontal con control de velocidad. Estos tanques se proyectaban para mantener una velocidad tan próxima como fuese posible a 0,3 m/s ya que tal velocidad arrastra la mayoría de las partículas orgánicas a través del tanque y tiende a suspender de nuevo a las que se hayan depositado, pero permite que la arena, que es más pesada, se sedimente.

(161) Las plantas proyectadas entre los años 1920 y 1930 contenían hasta 12 largos y estrechos canales desarenadores que entraban en servicio, o se cerraban para controlar la velocidad cuando variaba el caudal. Posteriormente, se redujo el número de canales y la velocidad se mantenía constante instalando vertederos proporcionales, en la salida de los canales. Tales vertederos mantienen una velocidad constante en un canal rectangular cuando varía la profundidad (si no se tiene en cuenta el almacenamiento de arena o el espacio para el equipo colector de arena en el fondo del canal), pero han de tener descarga libre, por lo que se pierde mucha carga hidráulica.

(162) También se utilizan secciones de control con lados verticales paralelos, que producen menos pérdidas de carga. Teóricamente, éstas requieren un desarenador de sección transversal parabólica para que la velocidad permanezca constante cuando varía la profundidad

Tipos de desarenadores

Desarenadores de flujo horizontal



pero pueden aproximarse satisfactoriamente a una sección transversal trapezoidal. Si se desea, la sección de control puede hacerse más estrecha en la parte superior que en la del fondo a fin de obtener la sección transversal trapezoidal que más convenga. Si los desarenadores fuesen inmediatamente seguidos de un canal tipo Parshall, éste debe proyectarse de manera que controle la velocidad.

(163) La pérdida de carga en la sección de control para cualquier caudal se eleva a un 36 % aproximadamente de la profundidad del agua en el desarenador. Esta cantidad es alrededor de 1,1 veces la altura cinética en una sección de control con una entrada bien redondeada. Además, existe una variación considerable en el nivel de agua del desarenador y en la sección de control entre el flujo máximo y mínimo. Cada planta debe disponer de un medidor para el caudal. Si el medidor estuviese situado entre el desarenador y los depósitos de sedimentación, la diferencia de altura puede ser aprovechada por el medidor; en otro caso, se malgastará.

(164) Normalmente, los desarenadores se proyectan para eliminar todas las partículas de arena que queden retenidas en un tamiz de malla 65 (diámetro de 0,21 mm), aunque muchos desarenadores hayan sido diseñados para eliminar partículas de arena retenidas en un tamiz de malla 100 (diámetro de 0,15 mm). Es de buena práctica utilizar una velocidad de sedimentación de 1,1 m/min para la eliminación de material de malla 65 y de 0,75 m/min para material de malla 100. Cuando el peso específico de la arena, debido a las condiciones locales, sea inferior a 2,65 habrá de pensarse en el uso de velocidades menores.

(165) La longitud del canal estará regida por la profundidad que requiere la velocidad de sedimentación y la sección de control, y el área de la sección transversal lo será por el caudal y el número de canales. Deberá preverse cierta longitud adicional para tener en cuenta la turbulencia que se produce en la entrada y en la salida, recomendándose un mínimo de, aproximadamente, el doble de la profundidad máxima de flujo. A veces se usa una longitud adicional máxima del 50 % de la longitud teórica.

(166) Las acumulaciones de arena en los digestores son perjudiciales, ya que la planta tiene que detenerse mientras éstos se vacían y se quita la arena. Lo cual es una operación difícil y desagradable. Cuando el diagrama de la planta incluya digestores, deberá procurarse la incorporación de instalaciones teóricamente ideales para la eliminación de arena. Por otro lado, cuando el fango sin tratar sea vertido al mar o deshidratado en filtros de vacío e incinerado, incluso desarenadores de diseño bastante distante de ser el ideal han proporcionado un fantástico servicio. La Fig. 5 ilustra un desarenador de flujo horizontal.

Bajo las condiciones más adversas la partícula más ligera de arena deberá alcanzar el fondo del canal antes de su extremo de salida.



Fig. 5: Fotografía de un desarenador (der.) y un decantador (izq.)5

(167) Los dispositivos mecánicos para la extracción de arenas de los canales largos y horizontales suelen consistir en un equipo transportador dotado de rascadores. La elevación de la arena es parte generalmente integrante del proceso de recogida en las plantas pequeñas. Suelen también utilizarse elevadores de arena, especialmente en las plantas grandes. Los elevadores más corrientes son de dos tipos:

1. De cadena continua con rascadores.

2. Transportador de tornillo helicoidal.

3.5 Sedimentación

(168) El objetivo del tratamiento por sedimentación es el de remover rápidamente los residuos sedimentables y material flotante para así disminuir la concentración de sólidos suspendidos. La sedimentación primaria se emplea como parte del pretratamiento dentro del procesamiento integral aguas residuales. Los sedimentadores primarios, diseñados y operados pacientemente, remueven 50% y 70% de sólidos suspendidos y entre 25% y 40% de DBO5. El propósito de este capítulo es describir las diferentes clases de sedimentadores usados en el tratamiento primario, considerar su desempeño y revisar algunos parámetros importantes para el diseño. La Fig. 6 muestra un decantador de sección circular.

5 Fuente: propiedad del autor



Fig. 6: Tanque de sedimentación con pozo de lodo6

(169) En grandes plantas de tratamiento la remoción de SST se realiza en tanques sedimentación circulares o rectangulares con limpieza mecánica y diseño estandarizado, exceptuando aquellas plantas que cuentan con tanque lmhoff. La elección del tipo de sedimentador acorde con una aplicación dada, depende del tamaño de las instalaciones, de las normas emitidas por las autoridades locales de control, de las condiciones locales del sitio y de la experiencia del ingeniero diseñista. La etapa de sedimentación debe contar por lo menos con dos unidades, de manera que si un sedimentador se encuentra en trabajos de reparación y mantenimiento, es posible garantizar la continuidad del tratamiento.

(170) En los sedimentadores horizontales predomina el flujo horizontal (a diferencia del flujo radial que se da en sedimentadores circulares). Los sedimentadores rectangulares tienen sistemas para recolección de lodo sedimentado, los cuales pueden ser de barredores con cadenas o con puente móvil. En los sistemas con barredores, los lodos sedimentados se arrastran hasta los pozos para lodos, mientras que en plantas grandes se arrastran hasta unos canales de fondo transversales, los cuales 6 Fuente: elaboración propia

El diseño de sedimentadotes primarios se omite en pequeñas plantas de tratamiento.

Tanques Rectangulares

Descripción



cuentan con sistemas de recolección (colectores transversales), de barredores con cadena o tomillo que conducen los lodos hasta uno o más pozos dispuestos para la recolección de material sedimentado. En los sistemas de puente móvil, el mecanismo de recolección es similar pero en lugar de barredores se instala una o más cuchillas que cuelgan del puente. Es conveniente contar con instalaciones de bombeo cerca de los pozos de recogida de lodos ubicados en los extremos del tanque. Una estación de bombeo puede fácilmente servir para dos o más tanques.

(171) Dado que en los sedimentadores rectangulares la distribución del caudal de entrada es crítica, la entrada de agua al sedimentado se realiza empleando uno de los siguientes diseños:

1. canales que ocupan la totalidad del ancho del sedimentado, con vertederos de entrada,

2. canales de entrada con orificios sumergidos, 3. canales de entrada con compuertas grandes y deflectores. Los

deflectores ubicados en la entrada son efectivos para reducir las altas velocidades de ingreso y además distribuyen el flujo a lo largo de la mayor sección transversal posible. Cuando se usen deflectores de igual ancho al del canal, deberán extenderse desde 150 mm por encima de la superficie y hasta 300 mm por debajo de la abertura de entrada.

(172) Las espumas se recolectan por lo general en el extremo de salida de los sedimentadores rectangulares, con ayuda de barredores que se mueven sobre la superficie del líquido. Existen varios métodos usados para la recolección de espuma tales como:

1. arrastre manual hasta una rampa inclinada, 2. evacuación en tubería horizontal dotada de ranuras que

pueden rotar mediante una manivela o un tomillo, 3. por medio de un barredor helicoidal transversal acoplado

a un eje, 4. por colectores de barredores superficiales con cadena, y 5. colectores de puente móvil con barredores superficiales.

En instalaciones donde la cantidad de espuma es considerable, los pozos para espuma están equipados con agitadores que promueven una mezcla homogénea antes del bombeo. La espuma se conduce a digestores y se dispone junto con los lodos generadores en la planta; no obstante, en muchas plantas las espumas se disponen en forma separada.

(173) El flujo en los tanques circulares es de tipo radial, a diferencia de los tanques rectangulares donde existe flujo de tipo horizontal. Para lograr ese tipo de flujo, el agua a tratar se introduce en el sedimentador por el centro o por la periferia del tanque. Ambas configuraciones de flujo promueven por lo general resultados satisfactorios, aunque el sistema de alimentación central

Tanques Circulares



es el más usado. En el diseño de tanques circulares con alimentación central el agua residual se transporta por una tubería suspendida del puente, o embebida en hormigón debajo de la solera, hasta el centro del sedimentador. El agua residual se distribuye uniformemente en todas las direcciones con ayuda de un vertedero circular ubicado en la zona central del tanque. Dicho vertedero tiene un diámetro que oscila entre 15 y 20% del diámetro exterior del tanque, con una profundidad que varía entre 1 y 2.5 m. Este tipo de tanque cuenta con un sistema de dos y cuatro brazos que giran lentamente, equipados con barredores de fondo para la remoción de lodos y con cuchillas superficiales para remover espuma. En la Fig. 6 se puede apreciar un clarificador circular con alimentación central equipado con barredores de fondo para remover lodos.

(174) Los sedimentadores circulares con alimentación perimetral cuentan con un deflector circular suspendido a corta distancia de la pared de tanque, formando un espacio anular por donde se descarga el agua residual en dirección tangencial. El agua residual fluye alrededor del tanque a manera de espiral hasta pasar por debajo del deflector, mientras que el agua clarificada se recoge por medio de unos vertederos colocados a ambos lados de un canal ubicado en la parte central. Tanto las capas de grasa como de espuma quedan retenidas en la superficie del espacio anular.

(175) Los tanques circulares de 3,6 a 9 m de diámetro cuentan con equipos para la remoción de lodos, soportados por medio de vigas apoyadas en las paredes laterales del tanque. Los tanques con diámetro de 10,5 m, o más, tienen un pilar central que soporta el mecanismo de remoción y además cuenta con una pasarela al puente móvil. El fondo del tanque se diseña con pendientes de 83 mm/m, formando así un cono invertido; el lodo se arrastra hasta un pozo relativamente pequeño ubicado en cercanía a la zona central del tanque.

(176) La eficiencia de los tanques de sedimentación respecto a la remoción de DBO y SST se ve afectada por:

1. corrientes arremolinadas formadas por la inercia del fluido en la entrada,

2. corrientes inducidas por acción del viento en tanques sin cubierta,

3. corrientes de convección térmica, 4. corrientes de densidad originadas por el acceso de aguas

calientes o frías que promueven el movimiento de las capas de aguas calientes desde el fondo hacia la superficie del tanque, y

5. estratificación térmica propia de climas calientes y áridos.

Desempeño de los sedimentadores



(177) A continuación se consideran estos aspectos con mayor detalle.

(178) La eficiencia en la remoción de DBO y SST en tanques de sedimentación primaria, como función de la concentración afluente y el tiempo de detención, se puede determinar a partir de la curva que se puede modelar matemáticamente como una hipérbola regular, la cual se obtiene a partir de observaciones realizadas a sedimentadores en funcionamiento, usando la siguiente expresión:

btatR+

=

donde:

R = porcentaje de remoción esperado, %

t = tiempo nominal de detención, h

a, b = constantes empíricas

(179) En un sedimentado ideal, un volumen dado de agua permanecerá en el tanque por un periodo igual al tiempo de detención teórico. Desgraciadamente, en la práctica los sedimentadores rara vez se comportan en forma ideal, y por el contrario, se observan cortocircuitos por causa de una o varias de las razones expuestas. La estabilidad hidráulica de un tanque se puede estimar mediante ensayos replicados con trazadores; si la curva de concentración contra tiempo obtenida para cada réplica es similar, entonces el tanque presenta estabilidad hidráulica. Si por el contrario, las curvas de concentración contra tiempo también conocidas como curvas de distribución del tiempo de detención (TDH) no son similares para varias réplicas, el tanque será inestable y su desempeño deficiente.

(180) Los efectos ocasionados por acción de la temperatura pueden tener consecuencias importantes en tanques de sedimentación. Se ha demostrado que 1ºC de diferencia entre la temperatura de agua residual afluente y la temperatura del agua contenida en el tanque, ocasionan la formación de corrientes de densidad. Los impactos por efecto de la temperatura dependerán del material que se desea remover y de sus características.

(181) Cuando el viento sopla sobre la superficie de sedimentadores descubiertos puede formar zonas de circulación. Al formarse estas zonas de circulación, la capacidad volumétrica efectiva del tanque de sedimentación se ve reducida. Al igual que ocurre con los efectos de la temperatura, el impacto del volumen reducido sobre el desempeño de los sedimentadores dependerá del material que se está removiendo y de sus características.

(182) Aunque una gran variedad de efectos ambientales y de diseño puede afectar el desempeño de los sedimentadores, se

Remoción de DBO y SST

Efectos de la temperatura

Efectos del viento

Diseño General

Estabilidad hidráulica y cortocircuitos



ha observado que la eficiencia está determinada por el diseño general, presentado anteriormente, el cual se considera aún una forma artística.

(183) Si todos los sólidos presentes en el agua residual fueran partículas discretas de tamaño, densidad, gravedad específica y forma uniforme, la eficiencia de remoción de estos sólidos dependería sólo del área superficial del tanque y del tiempo de detención. La profundidad del sedimentado tendría poca influencia si las velocidades horizontales se mantuvieran por debajo de la velocidad de arrastre. Sin embargo, los sólidos presentes en la mayoría de las aguas residuales no presentan características regulares debido a su naturaleza heterogénea y, además, las condiciones bajo las cuales se encuentran varían desde la dispersión total hasta la floculación completa. A continuación se presentan algunos parámetros de diseño para sedimentadores:

• Tiempo de detención de 2 h

• Carga superficial de 40,7 m3/m2. día (para caudal promedio)

• Carga superficial de 89,6 m3/m2. día (para caudal pico)

• Carga sobre el vertedero de 186,3 m3/m.día.

(184) En general, los tanques de sedimentación primaria se diseñan con tiempos teóricos de detención que van de 1,5 a 2,5 horas, con base en el caudal promedio de agua residual. Los tanques que proveen tiempo de detención más cortos (0,5 a 1,0 h), con menor remoción de sólidos suspendidos, se usan con frecuencia como tratamiento preliminar antes de las unidades de tratamiento biológico. Cabe anotar que la sedimentación primaria se omite en muchos procesos de tratamiento biológico usados en sistemas pequeños. En climas fríos, el aumento de la viscosidad del agua por causa de las bajas temperaturas retarda la sedimentación de las partículas, reduciendo así el desempeño de los sedimentadores a temperaturas del agua residual inferiores a 20ºC. Por ejemplo, para tratar agua residual a 10ºC, el tiempo de detención es 1.38 veces el requerido para tener la misma eficiencia a 20ºC. En este sentido, en climas fríos se deben considerar factores de seguridad en el diseño de los clarificadores para asegurar un desempeño adecuado.

(185) Los tanques de sedimentación se diseñan normalmente con base en la tasa de carga superficial expresada en metros cúbicos por metro cuadrado de área superficial por día, m3/m2.día. La elección de una tasa adecuada de carga superficial depende del tipo de material en suspensión a sedimentar. Valores usuales de carga superficial para el caudal promedio son del orden de 40 a 60 m3/m2día, y para el caudal pico de 80 a 100 m3/m2día. El diseño de plantas municipales de tratamiento debe cumplir con los requerimientos de las agencias estatales de regulación, las cuales

Fundamentos de diseño

Tiempo de detención

Tasas de carga superficial



han adoptado valores de tasas de carga superficial que deben seguirse. Cuando el área del tanque ha sido fijada, el tiempo de detención de éste depende de la profundidad del agua. Las tasas de carga superficial recomendadas proporcionan tiempos de detención entre 2,0 y 2,5 h, con base en el caudal medio de diseño.

(186) El efecto que la tasa de carga superficial y el tiempo de detención ejercen sobre la eficiencia de remoción de sólidos suspendidos varía ampliamente dependiendo de las características del agua residual, fracción de sólidos sedimentables, concentración de sólidos y de otros factores. Es necesario enfatizar que las tasas de carga superficial deben ser lo suficientemente bajas como para asegurar su desempeño satisfactorio bajo condiciones de caudal pico, el cual puede ser hasta tres veces el caudal promedio en plantas.

(187) En términos generales, la carga sobre vertedero tiene una pequeña influencia sobre la eficiencia de tanques de sedimentación primaria, a menos que se presenten velocidades extremas en la salida del efluente, debido a limitaciones en la longitud del vertedero. Los efectos relacionados con la ubicación de los vertederos y con el diseño de los tanques de sedimentación son de mucha más importancia. El valor usual de carga sobre vertedero es de 186,3 m3/m2·día.

(188) Para evitar la resuspensión de partículas sedimentadas, las velocidades horizontales a lo largo del tanque deben mantenerse lo suficientemente bajas. A partir de los resultados de estudios realizados por algunos investigadores se desarrolló la siguiente ecuación para calcular la velocidad crítica horizontal.

2/1

H f

gd)1s(k8V

−=

donde: VH = velocidad horizontal a la cual se inicia el arrastre de

partículas k = constante que depende del material arrastrado s = gravedad específica de las partículas g = aceleración debida a la fuerza de gravedad d = diámetro de las partículas f = factor de fricción de Darcy-Weisbach

(189) Los valores usuales de k son 0,04 para arena unigranular y 0,06 para partículas más aglomeradas. El término (factor de fricción de Darcy-Weisbach) depende de las características de la superficie sobre la que tiene lugar el flujo y el número de Reynolds. Los valores usuales de f van desde 0,02 hasta 0,03. La ecuación anterior se puede usar tanto en unidades del sistema inglés como en unidades del SI, siempre y cuando se haga en forma consistente, ya que k y f son adimensionales.

Cargas sobre vertedero

Velocidad de arrastre



3.6 Tratamiento químico

(190) El tratamiento químico se suele considerar como un tratamiento intermedio, porque los resultados que se obtienen de él son mejores que los del tratamiento primario común, pero no tan buenos como los de un tratamiento secundario.

(191) El tratamiento químico es uno de los más antiguos métodos de tratamiento de aguas residuales. A pesar de esto, su uso se ha restringido a casos muy especiales, debido al progreso de los métodos de tratamiento secundario, a la supervisión que se requiere, al costo de los reactivos y a las cantidades excesivas de lodos de las que tiene que disponerse. Tiene aún aplicación en el tratamiento de residuos industriales que no son fácilmente atacables biológicamente y en donde las condiciones de las aguas receptoras exigen periódicamente un mayor grado de tratamiento que el tratamiento primario común, pero que no justifican un tratamiento secundario.

(192) Este tratamiento consiste en agregar uno o más reactivos a las aguas residuales para producir un flóculo. La sustancia química que se precipita, también se disocia o ioniza en las aguas residuales y neutraliza las cargas eléctricas que tienen las partículas coloidales, haciendo que se aglomeren y formen grumos fácilmente sedimentables. Los reactivos que más se emplean son el sulfato de aluminio o alumbre, el sulfato ferroso con cal, el sulfato férrico y el cloruro férrico con o sin cal.

(193) Una planta de tratamiento químico tiene usualmente las características siguientes:

1. Dispositivos preliminares, como son las rejas, los desarenadores, etc.

2. Alimentadores de reactivos. 3. Unidades mezcladoras. 4. Tanques de floculación. 5. Tanques de sedimentación, como los que ya se han

descrito. 6. Mayores recursos para el tratamiento y disposición de los

lodos.

(194) Hay una gran diversidad de unidades para la alimentación de reactivos, en cantidades controladas ya sea secos o en solución.

(195) Al agregar los reactivos a las aguas residuales, se deben mezclar completa y rápidamente para que las reacciones sean completas y uniformes. Esto se logra mediante una agitación violenta durante un corto período de tiempo, ya sea por métodos hidráulicos o

El flóculo es un compuesto químicamente insoluble, que absorbe la materia coloidal envolviendo a los sólidos suspendidos no sedimentables.

Alimentadores de reactivos

Unidades mezcladoras



mecánicos. La agitación se lleva a cabo en tanques especiales, en secciones de otros tanques, o en los sistemas de tubería.

(196) Después de que se ha mezclado el reactivo con las aguas residuales, se agita suavemente durante 15 a 30 minutos para inducir la coagulación de las partículas. Si se desea disminuir la DBO, debe aumentarse el tiempo de agitación hasta 45 minutos. Los sólidos suspendidos se juntan y adhieren formando grandes masas de flóculos que se depositan rápidamente en el tanque de sedimentación. Hay equipos para llevar a cabo esta operación de muy diversos tipos.

(197) El volumen de lodos que se obtiene por el tratamiento químico es mayor que con un tratamiento primario común, requiriéndose un aumento proporcional de los recursos para su manejo, y para costear su tratamiento y disposición.

(198) Con el tratamiento químico se logra una disminución de hasta 90 % de los sólidos suspendidos y hasta 70 % en la DBO. Se adapta bien a la operación intermitente y es valioso para el tratamiento de aguas residuales para aminorar la contaminación de las corrientes durante las épocas de escaso flujo, o para disminuir la contaminación de las playas y aguas recreativas. También vale para el tratamiento de aguas residuales que contengan altas concentraciones de desechos industriales que podrían inhibir la actividad biológica e interferir con los procesos de tratamiento secundario. Sus costos de operación son elevados debido al aumento de mano de obra, por los productos químicos y por la mayor cantidad de lodos que hay que tratar y disponer.

!

3. .El pretratamiento de Aguas Residuales es la parte del proceso que prepara el agua residual. Generalmente está compuesta de operaciones como Medición, Cribado o Desvaste, Homogenización de Caudales. El Tratamiento Primario decanta la mayor cantidad de sólidos en suspensión y comprende la Desarenación y Sedimentación.

?

6. ¿Cuántas y cuales son los métodos de medición de caudales? 7. ¿En qué consiste el cribado o desbaste? 8. ¿Qué son los tamices y cual es su utilidad? 9. ¿Por qué razón es la homogenización ventajosa para el tratamiento de aguas

residuales? 10. ¿A que se llama desarenación? 11. ¿En que consiste la sedimentación?

4. Describa los elementos de pretratamiento de aguas residuales que existen en las instalaciones de su EPSA.

5. Si es que no cuenta con instalaciones de pretratamiento, planifique unas, solo en bosquejo.

3. El buen mantenimiento de toda la instalación del proceso de pretratamiento es

imprescindible para un buen funcionamiento de la planta en general.

Floculadores

Lodos

Eficiencia”



4. TRATAMIENTO SECUNDARIO - PROCESOS BIOLÓGICOS UNITARIOS

4.1 Procesos aeróbios

4.1.1 Aspectos generales

(199) En los procesos biológicos aeróbios de tratamiento de aguas residuales, oxígeno molecular disuelto es utilizado por bacterias aeróbias en el consumo de materia orgánica.

(200) El metabolismo bacteriano incluye el consumo de substratos en solución o anabolismo y la generación de nuevas células o catabolismo. El proceso biológico aeróbio se caracteriza por la gran producción de biomasa, producto de la energía utilizada en la reproducción celular. Es por este motivo que el diseño de unidades de tratamiento biológico que empleen este proceso debe incluir una solución factible para el tratamiento y disposición de los lodos generados en el proceso.

(201) De la misma forma que en procesos anaeróbios, el proceso aeróbio se puede desarrollar por microorganismos que desarrollan el tratamiento de aguas residuales de dos maneras: La primera está constituida por microorganismos que permanecen en suspensión (biomasa en suspensión) dentro de las unidades de tratamiento como sucede en sistemas de lodos activados y la segunda consiste de organismos que por sus características se desarrollan adheridos a medios soporte inertes como aquellos empleados en filtros biológicos y discos biológicos (biomasa fija).

4.1.2 Filtro biológico (biomasa fija)

(202) Los filtros biológicos han sido utilizados para el tratamiento biológico del agua residual durante muchos años. Los filtros biológicos modernos están formados por un lecho de medio filtrante sobre el que se distribuye continuamente el agua residual. La Fig. 7 muestra una fotografía de un filtro biológico.

Los procesos aerobios son más estables que los anarobios.

Cap. 4. TRATAMIENTO SECUNDARIO - PROCESOS BIOLÓGICOS UNITARIOS


Fig. 7: Fotografía de un filtro biológico aeróbio7

(203) Los filtros biológicos se clasifican por la carga orgánica o hidráulica aplicada. Las categorías en las que se dividen son de carga baja o normal, carga media, de alta o muy alta arga, y de desbaste. A menudo, se emplean sistemas de filtros de dos etapas en los que se conectan en serie dos filtros biológicos.

(204) Un filtro de baja carga es un dispositivo relativamente sencillo y de gran fiabilidad, que produce una calidad estable del efluente con independencia de la naturaleza cambiante del afluente. Los filtros pueden ser circulares o rectangulares. Generalmente, se mantiene una carga hidráulica constante, no por recirculación, sino por medio de bombas control del nivel de succión o con sifones dosificadores. Los tanques dosificadores son de pequeño tamaño, generalmente con un tiempo de detención de tan sólo 2 minutos para el caudal doble del de proyecto, de tal modo que se minimice la intermitencia de la dosificación. Aún así, en plantas de pequeñas dimensiones, el escaso caudal nocturno puede dar lugar a dosificaciones intermitentes, hecho que puede hacer necesario recircular caudales para mantener la humedad del medio. Si el tiempo entre dosificaciones es superior a horas, se reduce la eficiencia del proceso debido a que el descenso humedad afecta a la película biológica.

(205) En la mayoría de los filtros de baja carga, sólo los niveles superiores del mismo (0,6 a 1,2 m) presentan un desarrollo elevado de película biológica. Como consecuencia de ello, en las

7 Fuente: ABES, Filtros biológicos aeróbios. ABES, 1992

Clasificación de los filtros

Filtros de baja carga



zonas inferiores pueden proliferar bacterias nitrificantes autótrofas que oxidan el nitrógeno amoniacal para transformarlo en nitritos y nitratos. Si la población nitrificante está suficientemente desarrollada, y si las condiciones climáticas y las características del agua residual son las adecuadas, los filtros de baja carga bien operados pueden producir efluente con un elevado nivel de eliminación de DBO y altamente nitrificado. Si se dispone de una línea piezométrica favorable, una ventaja de los filtros biológicos reside en el hecho de que el flujo se puede mantener por gravedad. Si el terreno es demasiado llano para ello, puede ser necesario bombas de agua. El desprendimiento de olores es un problema habitual en lo biológico, especialmente si el agua residual es séptica o si el clima es caluroso. Los filtros no se deben ubicar en lugares en los que el desprendimiento de olores pueda representar un inconveniente. A no ser que se adopten medidas de control adecuados, en los filtros pueden aparecer poblaciones de moscas (Psychoda).

(206) En los filtros de carga media y alta, la recirculación del efluente del filtro o del efluente final permite la utilización de cargas orgánicas más elevadas. Los filtros de carga media son similares a los filtros de baja carga, y pueden ser circulares o rectangulares. El flujo de caudal al filtro suele ser continuo, a pesar de que se considera aceptable el riego intermitente del medio filtrante.

(207) La recirculación del efluente del clarificador del filtro permite conseguir rendimientos de eliminación parecidos a los de los filtros de baja carga y de carga media. La recirculación a través del filtro del efluente del filtro da lugar al retorno de organismos viables y, a menudo, mejora la eficiencia del tratamiento. La recirculación también ayuda a prevenir el encharcamiento del filtro y a reducir los problemas de olores y de proliferación de moscas. Los filtros de alta carga suelen utilizar medios constituidos por piedras o materiales plásticos. Estos filtros suelen ser circulares, y funcionan con caudal continuo.

(208) Los filtros de muy alta carga trabajan a altas cargas hidráulicas y orgánicas. Las principales diferencias entre los filtros de muy alta carga y los filtros de alta carga radican en las mayores cargas hidráulicas y la mayor profundidad. El aumento de la profundidad se hace posible por el empleo de medios más ligeros, de plástico. La mayoría de estos filtros se constituyen en forma de torres.

(209) Los filtros de cribado son filtros de alta carga que se proyectan para trabajar con cargas orgánicas superiores a 1,6 kg/m3.día y cargas hidráulicas superiores a 187 m3/m2.día. En la mayoría de los casos, estos filtros se utilizan como

Filtros de media y alta carga

Filtros de muy alta carga

Filtros de Cribado



pretratamiento del agua residual antes del tratamiento secundario. El proyecto de la mayoría de los filtros de contacto contempla el uso de medios de plástico.

(210) En el tratamiento de aguas residuales muy concentradas se suele utilizar un sistema de dos filtros en serie con un decantador intermedio para la eliminación de los sólidos generados en el primer filtro. El filtro de la primera etapa y el clarificador reducen la DBO carbonosa, y en la segunda etapa se produce la nitrificación.

(211) Los factores que hay que tener en cuenta en el proyecto de las instalaciones físicas asociadas a los filtros biológicos incluyen:

1. dosificación del caudal; 2. tipo y características de alimentación del sistema de distribución; 3. tipo y características físicas del medio filtrante a utilizar; 4. configuración del sistema de drenaje inferior; 5. provisión de sistemas de ventilación adecuados, naturales o

forzados, y 6. proyecto de los tanques de sedimentación necesarios.

(212) Para optimizar el rendimiento de los filtros biológicos, se debería asegurar de forma continua y uniforme (1) el crecimiento de la biomasa, y (2) el desprendimiento del exceso de biomasa en función de la carga orgánica. Para conseguir un crecimiento y desprendimiento uniformes, se ha comprobado que se necesitan caudales de alimentación del filtro superiores a los valores normalmente empleados. El caudal necesario, en cm/paso, también se puede aproximar multiplicando la carga orgánica aplicada expresada en kg DBO5/103 m3 por el factor 19,0. El caudal instantáneo dosificado es función de la velocidad de rotación del distribuidor o de la duración de las fases de funcionamiento y parada de un dosificador fijo. La velocidad de rotación de un distribuidor giratorio se puede determinar utilizando la siguiente relación:

DR.A)Qt(66,1n =

donde:

n = velocidad de rotación del distribuidor, r.p.m. Qt = carga hidráulica total aplicada, m3/m2. h = Q + Qr Q = carga hidráulica del agua residual afluente, m3/m2. h Qr = carga hidráulica del caudal recirculado, m3/m2. h A = número de brazos del distribuidor DR = caudal de dosificación, cm/paso del brazo distribuidor. (213) Para conseguir las dosificaciones recomendadas, la velocidad del distribuidor giratorio se puede controlar:

Filtros de dos etapas

Proyecto de las instalaciones físicas

Dosificación del caudal



1. invirtiendo la posición de algunos de los orificios existentes pasándolos a la parte frontal del brazo del distribuidor;

2. añadiendo deflectores para invertir el sentido de descarga de los orificios existentes o

3. conectando el distribuidor a un motor eléctrico de velocidad variable. A velocidad mínima, en filtros con cargas inferiores a 400 kg/103 m3 se debería asegurar una dosificación mínima de 10 cm/paso.

(214) El distribuidor está formado por dos o más brazos montados sobre un pivote central, que giran en un plano horizontal. Los brazos son huecos y cuentan con una serie de boquillas por las cuales se distribuye el agua residual sobre el medio filtrante. El movimiento del distribuidor puede estar gobernado por la reacción dinámica de la descarga del agua residual en su salida por las boquillas, o por un motor eléctrico. La velocidad de rotación, que varía en función de la carga orgánica y del caudal, se puede determinar con la ecuación anterior. Entre la parte inferior del distribuidor y la superficie del medio filtrante debe existir un espacio libre de entre 150 y 225 mm. Este espacio libre permite la distribución del agua residual que sale por las boquillas de forma que el medio quede uniformemente cubierto, y evita que las acumulaciones de hielo que se puedan producir en los períodos fríos interfieran con el movimiento del distribuidor.

(215) Los distribuidores se fabrican para filtros biológicos con diámetros de hasta 60 m. Los brazos del distribuidor pueden ser de sección transversal constante para unidades pequeñas, o de sección decreciente para mantener una velocidad mínima de transporte. El espaciamiento de las boquillas es irregular para asegurar un mayor caudal por unidad de longitud en la periferia que en la zona central. Para obtener una distribución uniforme sobre toda la superficie del filtro, el caudal por unidad de longitud debe ser proporcional a la distancia al centro del filtro. La pérdida de carga a través del distribuidor suele ser del orden de 0,6 a 1,5 m. Las características más importantes que hay que tener en cuenta al elegir un determinado distribuidor son la robustez de la estructura, la facilidad de limpieza, la capacidad de manejar grandes variaciones de caudal manteniendo una adecuada velocidad de giro, y la resistencia a la corrosión de los materiales y recubrimientos.

(216) Los sistemas de distribución de boquilla fija consisten en una serie de boquillas rociadoras situadas en los vértices de un conjunto de triángulos equiláteros que cubren el lecho del filtro. Un sistema de tuberías distribuye el agua residual uniformemente a todas las boquillas. Se utilizan unas boquillas especiales que consiguen un rociado plano vaciándose de forma

Sistema de distribución

Debido a su confiabilidad y facilidad de mantenimiento es un elemento estándar en los procesos de filtros biológicos.



sistemática la presión para que el agua rociada caiga primero a mayor distancia de la boquilla para luego, conforme se produce un descenso gradual de la carga, caiga a una distancia cada vez menor. De esta manera, se consigue aplicar una dosis uniforme a toda la superficie del filtro. A lo largo de las paredes laterales del filtro también se utilizan boquillas de medio rociado. Las boquillas se alimentan por medio de unos tanques de dosificación gemelos que tienen el fondo de manera que proporcionan mayor volumen a mayor carga (requerida por la mayor superficie de rociado). Los tanques están dispuestos de manera que se llenan y descargan de forma alternada, y la descarga a las boquillas se realiza a través de sifones automáticos. La carga necesaria, medida desde la superficie del filtro hasta el nivel máximo del agua en el tanque de dosificación, suele oscilar entre 2,4 y 3 m.

(217) El medio filtrante ideal es un material que tenga una gran área superficial por unidad de volumen, que sea económico, y que no se obstruya fácilmente. Hasta mediados de los años sesenta, el material más empleado era granito de alta calidad o escoria triturada. Debido a su costo y a problemas como la escasa superficie de poros y la facilidad de obstrucción por los materiales rocosos se han venido sustituyendo por otros medios filtrantes de plástico, madera de secuoya, o madera prensada.

(218) En determinados casos, el uso de materiales rocosos puede ser más económico, siempre en función de la disponibilidad de materiales tales como gravas de río o áridos machacado, que son los más indicados para el uso en filtros. Los áridos deben estar bien clasificados, de manera que el 95% tenga un tamaño entre 75 y 100 mm. Exigiendo un determinado nivel de uniformidad de tamaños se asegura la presencia de suficientes poros para flujo del agua residual y para la circulación de aire. Otras características de los medios filtrantes que revisten importancia son la resistencia y la durabilidad. La durabilidad se puede determinar con el ensayo de sulfato de sodio, que se utiliza para probar la consistencia del hormigón. Debido al peso del medio filtrante, la profundidad de los filtros de medio rocoso se suele limitar entre 1,5 y 3 m.

(219) Los medios de plástico moldeado tienen apariencia de colmena. En su construcción, se entrelazan láminas de cloruro de polivinilo (PVC) lisas o corrugadas para formar módulos rectangulares. Estas láminas suelen tener una superficie corrugada para favorecer el crecimiento de la película biológica y para aumentar el tiempo de detención. Cada nivel de módulos se dispone ortogonalmente al nivel anterior para mejorar la distribución del agua residual. Los dos principales tipos de medios de láminas de plástico corrugado son los verticales y los de flujo transversal. Ambos tipos de medio resultan eficientes

Medio Filtrante



en la eliminación de la DBO y de los SS para un amplio intervalo de cargas. Con el uso de medios de madera o de plástico, se han construido filtros de hasta 12 m de profundidad. La capacidad de trabajar a altas cargas y la dificultad de obturación que ofrecen estos tipos de medios los hacen especialmente indicados para su uso en filtros de alta carga.

(220) El sistema de recogida del agua residual, en los filtros biológicos, consiste en unos dispositivos de drenaje inferior para la recogida del agua residual filtrada y de los sólidos desprendidos del medio filtrante, y su conducción al tanque de sedimentación final. En el caso de medios filtrantes rocosos, el sistema de drenaje inferior suele consistir en arcilla vitrificada o parrillas de fibra de vidrio que descansan sobre un falso fondo sobre la solera del filtro. La solera y el sistema de drenaje inferior deben ser suficientemente resistentes para soportar el peso de la película biológica, y del agua residual. La solera y el sistema de drenaje están dotados de una cierta pendiente (entre el 1 y el 5 %) para llevar el agua recogida a canales de drenaje perimetrales o situados en el centro. Los canales de extracción del efluente se diseñan de modo que la velocidad mínima del flujo sea de 0,6 m/s para el caudal medio diario. Los sistemas de drenaje inferiores pueden estar abiertos en ambos extremos para facilitar las labores de inspección y limpieza en caso de que estén obstruidos. También sirven para ventilar el filtro, proporcionando el aire que precisan los microorganismos de la película biológica, de modo que deberían estar comunicados -al menos- con un canal perimetral para la ventilación de la zona del muro y con el canal de recogida central.

(221) En el caso de medios de plástico, el sistema de drenaje inferior y de soporte consiste en un sistema de apoyos y viguetas o una parrilla. El sistema de vigas y apoyos suele emplear vigas prefabricadas de hormigón que descansan sobre unos soportes. El medio se dispone encima de las vigas que tienen canales en su parte superior para asegurar el libre flujo de aire. Todos los sistemas de drenaje inferior se deben diseñar de modo que permitan la posterior incorporación de un sistema de ventilación forzada caso de que se produzcan variaciones en las condiciones de funcionamiento del filtro.

(222) Para el correcto funcionamiento de un filtro biológico es de especial importancia la existencia de un flujo de aire a través del mismo. Los principales factores que intervienen en el flujo de aire en un filtro abierto en su parte superior son la ventilación natural y la acción del viento. En el caso de la ventilación natural, el agente que genera el flujo de aire es el gradiente de temperatura existente entre el aire contenido y el aire atrapado en los poros del filtro. Si el agua residual tiene una temperatura inferior a la del aire ambiente, el aire de los poros será frío y el flujo de aire se producirá en sentido descendente. Si el aire ambiente tiene menor

Sistemas de drenaje inferior

Ventilación



temperatura que el agua residual, el flujo de aire será ascendente. La primera situación es menos favorable desde el punto de vista de la transferencia de masas, ya que la presión parcial del oxígeno (y por lo tanto la velocidad de transferencia del oxígeno) es menor en la zona de mayor demanda de oxígeno. En muchas regiones del país, especialmente en verano, hay épocas en las que apenas se produce circulación de aire alguna a través del filtro biológico, ya que los gradientes de temperatura son inapreciables.

(223) La ventilación, que es la altura de presión resultante de la diferencia de temperaturas, se puede determinar mediante la siguiente expresión:

ZTh1

Te13,53Daire

−=

donde:

Daire = ventilación natural del aire, mm de agua Te = temperatura menor, ºK Th = temperatura mayor, ºK Z = altura del filtro

Una estimación más conservadora de la temperatura media del aire de los poros se obtiene empleando la temperatura media logarítmica, Tm:

)1T/2Tln(1T2TTm −

=

donde: T1 = temperatura mayor, ºK. T2 = temperatura menor, ºK.

(224) El caudal volumétrico de aire se puede estimar igualando la fuerza actuante a la suma de pérdidas de carga producidas en la circulación del aire a través del filtro y del sistema de drenaje inferior.

(225) Se ha podido comprobar que la ventilación natural resulta adecuada para los filtros biológicos siempre y cuando se adopten las siguientes precauciones:

• Los sistemas de drenaje y los canales de recogida del efluente se deben diseñar de modo que nunca funcionen a más de la mitad de su capacidad, de modo que siempre quede un espacio libre para la circulación de aire.

• En ambos extremos del canal central de recogida se instalarán cámaras de registro con tapa de rejilla abierta para asegurar la ventilación.

• Los filtros de gran diámetro deberán estar provistos de canales colectores secundarios con orificios o chimeneas de ventilación situados cerca de la periferia.



• La superficie de la zona abierta de las ranuras de la parte superior de los bloques de los drenajes inferiores no debe ser inferior al 15 por 100 de la superficie del filtro.

• Por cada 23 m2 de superficie del filtro deberá existir una superficie de 0,10 m2 de rejilla abierta en las cámaras y chimeneas de ventilación.

(226) En el caso de filtros extremadamente cargados o extremadamente profundos, la ventilación forzada puede presentar algunas ventajas siempre y cuando el diseño, instalación y uso del sistema se realicen correctamente. En estos se debe disponer de un caudal mínimo de aire, en cualquier dirección, de 18 m2/m3h.

(227) La función de los tanques de sedimentación que siguen a los filtros biológicos es la producción de un efluente clarificado. La diferencia respecto a los tanques de sedimentación de los procesos de lodos activados es la ausencia de recirculación de fangos, que es un aspecto especial en aquél proceso. Todo el fango extraído en los tanques de sedimentación de filtros biológicos se conduce a las instalaciones de tratamiento del lodo. El diseño de estos tanques es similar al de los tanques de sedimentación primaria, con la excepción de que la carga de superficie se basa en el caudal de la planta más el caudal de recirculación y menos el flujo de sólidos hacia el fondo del tanque (a menudo considerado despreciable).

(228) No existe una ecuación universal para el diseño de filtros biológicos. Sin embargo, se ha comprobado que la siguiente ecuación, resulta apropiada para describir los rendimientos de eliminación observados en filtros biológicos rellenos de materiales de plástico:

[ ]n20 )Qv(Dkexp

SiSe −−=

donde:

Se = DBO5 total del efluente del filtro decantado, mg/l Si = DBO5 total del agua residual afluente al filtro, mg/l K20 = constante de tratabilidad correspondiente a una

determinada profundidad del medio filtrante (D) a 20ºC D = profundidad del filtro, m Qv = caudal volumétrico aplicado por unidad de superficie del

filtro (Qv = Q/A), m3/m2.h Q = caudal total aplicado al filtro sin tener en cuenta la

recirculación, m3/h A = área o superficie del filtro, m2 n = constante empírica generalmente igual a 0,5

En epocas cuando baje la temperatura es necesario restringir el flujo de aire, para evitar su congelación.

Tanques de sedimentación”

Diseño de procesos de filtros biológicos



(229) En las ocasiones en las que se pretenda emplear el valor de una constante de tratabilidad medida para un filtro de una determinada profundidad para el diseño de un filtro de diferente profundidad, la corrección del valor de la constante para adaptarlo a la nueva profundidad se puede llevar a cabo mediante la siguiente expresión:

x

12 2D1Dkk

=

donde:

k2 = constante de tratabilidad para un filtro de profundidad D2 k1 = constante de tratabilidad para un filtro de profundidad D1 D1 = profundidad del primer filtro. D2 = profundidad del segundo filtro. X = 0,5 para filtros verticales y de medio rocoso. X = 0,3 para filtros de plástico de flujo transversal.

4.1.3 Lodos activados (biomasa en suspensión)

(230) En las unidades de lodos activados, los crecimientos de zoogleas microbianas, matrices o flóculos producidos dentro de las aguas residuales sedimentadas y retornados sistemáticamente a ellas se mantienen aeróbicos y en circulación y suspensión por agitación mecánica o neumática. Las unidades estructurales necesarias para este contacto suspendido son:

1. tanques y canales de terminación con tanques de sedimentación anexos, a través de los que pasa todo el flujo y

2. canales y fosas que cierran o retornan sobre sí mismos y que pueden descargar sus afluentes a través de unidades sedimentadoras separadas.

Los flóculos abundan en bacterias, hongos, y protozoarios. Por esta razón los originadores del proceso, Ardern y Lockett, los denominaron flóculos de lodos activados. Los requerimientos de oxígeno de los flóculos se suplen por absorción del aire, la que se origina en la atmósfera superior o en el aire comprimido inyectado a las aguas residuales que fluyen. La renovación de la superficie de agua por agitación de las aguas residuales, con o sin formación de gotas pequeñas, promueve la absorción de aire de la atmósfera. Se introducen burbujas de aire a las aguas que fluyen, en forma de aire comprimido desde difusores de aire, o como aire aspirado a las aguas, mediante dispositivos hidráulicos o mecánicos. Los flóculos frescos generados espontáneamente, es decir, sin el retorno de flóculos previamente formados, durante el paso de las aguas residuales a través de las unidades de aireación, no son suficientemente grandes en volumen o en área



para que exista una transferencia considerable de las impurezas del líquido a la fase sólida. Para alcanzar las concentraciones necesarias de flóculos y las intensidades de exposición, se bombean en retroceso flóculos formados en el curso de muchos días hacia el afluente o a las aguas que fluyen en forma de lodos retornados, con o sin sedimentación, espesado o con reaireación. Después de que se ha alcanzado un estado estable, una parte de los lodos se debe desechar como exceso de lodos en vez de recircularse como lodos retornados.

(231) Las cargas asociadas con remociones globales de 85 a 95% de sólidos en suspensión, DBO y DQO son, respectivamente, 108, 96 y 4.54 kg de DBO por 454 kg de sólidos en suspensión en la unidad de aireación, por hora de aireación. Estas cargas son casi las mismas para los filtros rociadores y los aireadores de contacto. El contacto suspendido es un proceso menos tosco que el contacto por goteo, pero posee la ventaja de la flexibilidad y adaptabilidad.

(232) Los cambios que han tenido lugar en el diseño y operación de las plantas de lodos activados desde que se construyeron los primeros tanques de aireación a flujo continuo en Manchester, Inglaterra, en 1917, testifican la inherente flexibilidad del proceso. Al mismo tiempo sugieren que los diseñadores y operadores confían en mejorar las plantas futuras o las plantas actuales de una manera mejor que a través de modificaciones en los sistemas de tuberías, por ejemplo. Es importante el hecho de que los experimentos en laboratorio respondan a preguntas vitales respecto a la administración del proceso de lodos activados, y estas respuestas han probado estar en consonancia con los avances alcanzados en microbiología y bioquímica.

(233) Debido a que este sistema se ha preservado con pocos cambios en las plantas de tratamiento tanto nuevas como antiguas, se le denomina generalmente diseño convencional. En cierto sentido, ésta es una distinción sin una diferencia. Sin embargo, los diseños y operaciones modificados se pueden clasificar en forma útil de acuerdo con el proceso nutricional que se promueve, con su hidráulica y con los métodos de obtención, o de acuerdo con las construcciones y accesorios en que se realiza el proceso.

(234) A estos ejemplos se pueden agregar todos los casos, excepto los de estabilización por contacto y aireación extendida, respectivamente:

1. la reaireación de los lodos en el curso de su retorno al proceso como un medio de reacondicionarlos con, o sin la adición de nutrientes, y



2. la estabilización aeróbica de los lodos que se van a desechar mediante su aireación a un grado superior al requerido para alcanzar el grado deseado de pureza en el efluente.

(235) Las plantas de esta clase se diseñan generalmente para efectuar una remoción próxima al 90 % de DBO de las aguas residuales afluentes o del efluente del tanque primario que llega a las unidades secundarias de tratamiento biológico. Los valores comunes de diseño para plantas sin unidades de reaireación son:

1. una carga del DBO de 22,7 kg o menos por 45,4 kg de sólidos suspendidos en el licor mezclado (SSLM);

2. requerimientos de aire de 14.100 a 19.800 litros por 0,454 kg de DBO removida cuando la carga de DBO no excede de 22,7 kg por 45.4 kg de SSLM;

3. el retorno de lodos activados tiene un volumen suficiente para mantener una concentración de SSLM de 2.000 a 2.500 mg por litro; y una concentración de lodos retornados no mayor de 100 a 120 en relación con el índice de volumen de lodos.

Estas relaciones interdependientes implican generalmente la provisión de 4 a 8 hrs. de aireación con 25% de retorno de lodos, un suministro de aire de 14,16 a 56,64 litros por cada 3,785 litros de aguas residuales, y un desecho de lodos de 13.925 a 37.850 litros/3,785 ml de aguas residuales.

(236) La importancia de la reaireación radica en los siguientes aspectos:

1. cuando se retornan lodos bien aireados, espesados y activados a las unidades de aireación;

2. para reducir el tamaño de las unidades de aireación combinadas;

3. para aumentar la flexibilidad de la planta manteniendo en reserva lodos que de otra manera se desecharían, y

4. para mejorar el licor de los digestores que se retorna a la planta para su tratamiento.

(237) Las unidades de aireación se construyen bajo la forma de canales largos de aireación con intenso mezclado transversal y algún mezclado longitudinal, o como tanques circulares o cuadrados con un mezclado esencialmente completo. Los tanques largos se han empleado primordialmente para el tratamiento de volúmenes grandes de aguas residuales; los tanques circulares y cuadrados principalmente en plantas pequeñas de tratamiento y para explotar dispositivos mecánicos de aireación. Indudablemente, el desplazamiento longitudinal idealizado del licor mezclado en los tanques largos se tomó de la diferenciación zonal de la purificación que tiene lugar en las



aguas receptoras y en los filtros biológicos. Para este fin, el mezclado longitudinal se redujo intencionalmente, durante un tiempo, mediante la construcción de mamparas transversales con grandes bocas en el fondo.

(238) Las velocidades de transferencia de los organismos a los lodos, de alimento a los microorganismos, y de DBO a los lodos, así como los requerimientos de oxígeno del proceso, la remoción de DBO (probada sobre muestras sedimentadas), y el desarrollo de los flóculos, es elevada al principio. Disminuyen conforme los volúmenes particulares de licor mezclado se mueven a través de la unidad de aireación. Cinéticamente, el progreso global es de primer orden o de primer orden retardado. Al final, el proceso se convierte en endógeno. Se forman flóculos de zoogleas, sedimentables, conforme se agotan los nutrientes disponibles y la endogenía estabiliza los lodos durante la aireación prolongada o durante la reaireación.

(239) La mayoría de las modificaciones del proceso convencional tienden a mejorarlo, no tanto con relación a los volúmenes removidos, sino respecto a capacidades más reducidas de los tanques, requerimientos disminuidos de aire y potencia, concentraciones aumentadas de los lodos retornados y desechados, y mayor estabilidad del proceso. A continuación se dan ejemplos de estas modificaciones.

(240) Mediante la introducción de las aguas residuales en forma uniforme o en una serie de incrementos a los canales de aireación que de otra forma serían convencionales, se distribuye la carga orgánica sobre el rango de operación de la unidad y se suprimen los efectos de las fluctuaciones en la calidad del afluente y de los lodos. Los nutrientes sostienen la población de flóculos más uniformemente, las demandas y requerimientos de oxígeno decrecen a una gama más estrecha y se logra una aproximación a la operación en estado estable, así como a las condiciones isotrópicas o al mezclado completo.

(241) Este proceso introduce una igualdad operacional en los canales largos de aireación mediante una elaboración adicional del proceso de distribución de las cargas. Las curvas de comportamiento se aproximan a líneas rectas horizontales, pero se unen en el diagrama para indicar lo que está sucediendo en la unidad.

(242) El flujo se hace pasar a través de un par de tanques de aireación y sedimentación en serie. Los lodos se retornan o se desechan en cada etapa, o el exceso de lodos de una etapa se recircula a la otra. En esta forma, se puede aprovechar con la mejor ventaja, la calidad de ambos lodos. El proceso ofrece la opción física de la estabilización por contacto.

Distribución de la carga de aireación en etapas

Isotrofismo o igualación de los nutrientes mediante mezclado completo

Tratamiento de dos etapas



(243) Este proceso reconoce la importancia de la transferencia y potencial operacional de los primeros 20 a 40 min. de aireación. En concordancia, separa los lodos sedimentables de las aguas residuales al final de este período y continúa la asimilación de los compuestos orgánicos solubles en una segunda unidad de aireación, a la que se puede agregar el sobrenadante de los digestores como nutriente. Los lodos de esa sola unidad se retornan generalmente a las aguas residuales entrantes.

(244) La base de este proceso consiste en un tratamiento parcial o en un grado intermedio de tratamiento. La aireación en período corto se combina ya sea con un licor mezclado diluido a una concentración de 650 mg/l, por ejemplo; o bien, con un licor mezclado de muy alta concentración. En el primer caso, la relación de alimento a microorganismos es alta; en el segundo, relativamente baja. Sin embargo, las velocidades de asimilación del alimento pueden ser esencialmente las mismas.

(245) Ya se ha sugerido que el principal servicio de la aireación extendida consiste en la estabilización de los lodos que se van a desechar. Por consiguiente, se presenta una disminución de la DBO en los lodos, así como en las aguas residuales sujetas a tratamiento. La disminución en la DBO de los lodos se obtiene por endogenía.

(246) A diferencia de los filtros biológicos convencionales, pero en forma similar a los filtros rociadores que contienen medio plástico de contacto, las unidades de aireación de lodos activados pueden aceptar con bastante impunidad los sólidos en suspensión así como los disueltos. Por consiguiente, algunas plantas de lodos activados han limitado el tratamiento primario o preparatorio a la remoción de arenas seguida de un tamizado, otros a una sedimentación breve. Una razón que se ha dado para eliminar la sedimentación primaria normal, consiste en producir la mayor cantidad posible de lodos comerciales. Sin embargo, de acuerdo con el principio general de que las operaciones unitarias se llevarán a cabo en mejor forma cuando el diseño acentúe sus capacidades únicas, la gran habilidad de los lodos activados para remover las materias orgánicas de solución ha persuadido a los ingenieros a relevar las unidades de aireación de la carga sedimentable tanto como sea posible. Similar en concepto pero opuesto en orientación, es el paso de aguas residuales industriales a través de filtros primarios, es decir, de filtros biológicos de alta tasa, antes que las unidades de lodos activados. El propósito, en este caso, consiste en dejar que el tosco filtro biológico proteja a los sensitivos lodos activados contra las cargas bruscas de residuos difíciles y posiblemente tóxicos.

(247) Dentro de las unidades de aireación de los lodos activados y de separación de los lodos, el esfuerzo dentro del diseño del proceso se aplica a:

Estabilización por contacto

Operación a alta velocidad

Aireación extendida

Diseño de proceso de lodos activados”



1. la transferencia de la materia orgánica a las células bacterianas dispersas, así como a los lodos activos;

2. la aglomeración de las células, los flóculos biológicos y los desechos en forma de sólidos sedimentables;

3. el acondicionamiento de los flóculos para retornar al proceso como lodos activados, ya sea en el curso de la aireación o por reaireación separada de los lodos retornados; en algunas ocasiones, mediante la adición del licor de los lodos de los digestores como una fuente de nutrientes, incluyendo los fosfatos y el nitrógeno, y

4. la estabilización aeróbica opcional del exceso de sólidos durante la aireación extendida, una opción que generalmente se ejecuta a través del agrandamiento de las unidades principales de aireación o mediante la construcción de unidades separadas para este propósito específico. Con este fin, se pueden también destinar las unidades disponibles de reaireación. En esta forma, por ejemplo, se puede evadir un tratamiento adicional de los lodos de desecho.

(248) Los lodos activados intervienen sólo en forma indirecta, de acuerdo con el volumen de lodos agregados a las aguas residuales entrantes, con el tamaño del tanque requerido para proporcionar el tiempo especificado de contacto en la unidad de tratamiento, los medios y cantidad de aireación suministrada para mantener aeróbicos a los lodos, la movilidad impartida a los lodos además de la requerida para impedir únicamente su sedimentación, la separación de los lodos del licor mezclado en los tanques secundarios de sedimentación, y el retorno de los lodos al sistema de tratamiento y su posible aireación adicional, ya sea antes del retorno, o antes de su remoción.

(249) En la práctica, la cantidad de lodos retornados que activa el proceso se identifica en tres formas para fines de diseño y operación:

1. como el volumen relativo de lodos activados retornados al afluente;

2. como el volumen de sólidos en suspensión que se sedimentan del licor mezclado, y

3. como la concentración en peso seco, de los sólidos que se sedimentan del licor mezclado. Se identifica también, la relación de (3) a (2), como el índice del volumen de sólidos.

(250) El porcentaje de la concentración en volumen de lodos activados Ps, retornados al afluente, varia en la práctica de 10 a 30 %, con un promedio del 20 % del afluente. Se utiliza esta cifra para determinar las capacidades de las bombas y de las tuberías que transportan los lodos retornados. Esta no es una medida confiable de la cantidad de material de contacto o de la superficie

Flóculos de los lodos activados



de adsorción en las unidades de aireación, porque la concentración de los sólidos activos en los lodos activados (y con ella, de su área superficial relativa), varía ampliamente en plantas diferentes y también, en forma periódica, dentro de la misma planta. Una concentración de 0,2 % en peso de sólidos secos, en los lodos, es insuficiente y la de 2 % muy satisfactoria.

(251) La concentración en volumen de la materia suspendida, Pv, en el licor mezclado de la unidad de aireación, varía generalmente entre 10 y 25 %. Esta relación se encuentra, por lo general, a través de la medición del volumen de lodos que se sedimenta de 1,01 de licor mezclado en 30 min. El procedimiento no es analíticamente exacto debido a que las propiedades de sedimentación y compactación de la materia suspendida varían a lo largo de gamas amplias. Sin embargo, la prueba se efectúa con facilidad y es útil en el control del proceso. El volumen de materia sedimentable es inherentemente del mismo orden de magnitud que el porcentaje de lodos retornados, porque las aguas residuales afluentes contienen sólo una pequeña cantidad de materia sedimentable: < 0.05 % de los sólidos sedimentables en las aguas residuales antes de la sedimentación primaria.

(252) La concentración en peso seco de los sólidos en suspensión o de sólidos volátiles suspendidos en el licor mezclado se puede determinar con gran precisión analítica. En la práctica, la concentración de sólidos en suspensión, en peso Pw, varía entre 0,06 y 0,4% (600 a 4.000 mg/l) y promedia 0,25 %, siendo la porción volátil aproximadamente de tres cuartas partes del total. Debido a que actualmente, no existe en disponibilidad un medio mejor, esta determinación se utiliza en las relaciones de comportamiento que se estudian en este capítulo, aun cuando consiste únicamente en una medida indirecta del área de la superficie de contacto suministrada.

(253) El índice del volumen de lodos, Iv, o relación de concentración en volumen a concentración en peso seco de los sólidos en suspensión, Pv/Pw, es específicamente el volumen en mililitros ocupado por 1 g de lodos, en peso seco, después de 30 min. de sedimentación. Los cálculos se basan generalmente en la relación que existe en el licor mezclado de los mililitros de lodos que se sedimentan x 103, a los miligramos de sólidos en suspensión por litro. El índice del volumen de lodos de los lodos activos con buenas características de sedimentación, se encuentra entre 50 y 100. En cambio, los lodos hinchados tienen un índice de 200, o mayor.

(254) El índice del volumen de lodos es útil en el control del proceso de tratamiento. La cantidad de lodos recirculados capaces de mantener un porcentaje determinado de sólidos, Pw, en el licor



mezclado se establece por la relación de recirculación, R/I, y el índice del volumen de lodos en la siguiente forma:

−

=

)1Iv.Pw(100

1IR

(255) Aquí, R es el flujo recirculado e I es el afluente, y se supone que la concentración de sólidos de los lodos bombeados desde los sedimentadores secundarios es el mismo que el que se obtiene mediante la prueba del índice de volumen de lodos. Debido a que las condiciones de sedimentación varían ampliamente, pueden haber desviaciones considerables a partir de esta relación.

(256) Un valor generalmente aceptado de la carga permisible de los lodos activados es de 50 kg de DBO por 6.100 kg de sólidos en suspensión en el sistema de aireación. En tanto que no se exceda esta intensidad de carga, se puede esperar una reducción de 90 % en la DBO del afluente. Las cargas más altas darán por resultado remociones relativas más bajas.

(257) En las plantas de aire difundido, el oxígeno necesario se suministra por aire que se dispersa dentro de las aguas residuales (acción de las burbujas) y por la atmósfera en contacto con la superficie de las aguas (aireación superficial). En las plantas de aireación mecánica, ésta proviene sólo de la atmósfera. Los agentes comunes de transferencia son:

1. pequeñas gotas formadas por dispositivos rotativos en forma de cepillo o de turbina que se sumergen en el licor mezclado o lo impulsan a través de tubos de ascenso y asperjan las gotas sobre la superficie del tanque (acción de las gotas),

2. burbujas de aire generadas mediante dispositivos en forma de turbina que impulsan aire y licor mezclado a través de tubos conductores en descenso.

La transferencia de oxígeno hacia las gotas pequeñas es más rápida que el transporte de oxígeno desde las burbujas de aire, debido a que la película interfacial es aproximadamente de una tercera parte del espesor. Sin embargo, el tiempo de exposición de las gotas es generalmente muy corto.

(258) La eficiencia de la transferencia de oxigeno de la aireación con burbujas se encuentra por lo general, entre 5 y 15 %. Debido a que un litro de aire libre contiene alrededor de 273 mg de oxigeno, se pueden absorber del tanque de 14 a 41 mg de oxigeno por cada litro de aire difundido al interior del tanque.

(259) Una demanda horaria máxima de 50 a 80 mg/l por 1,000 mg/l de sólidos volátiles suspendidos, ejercida cerca del principio, se aproxima a la velocidad básica promedio de retorno de lodos

Requerimientos de aire de los lodos activados



próxima a 20 mg/l por 1.000 mg/l de sólidos suspendidos volátiles en el lapso de 4 a 6 horas. La aireación de los lodos activados reduce, por sí misma su velocidad básica horaria de 25 a 35 mg/l por 1.000 mg/l de sólidos volátiles suspendidos en cerca de 25 a 50 % durante 4 a 6 horas. Por consiguiente, un litro de licor mezclado que contenga 0,25 % (2.500 mg/l) de sólidos suspendidos, deberá suministrarse, durante 5 hrs de aireación (cerca dé 6 hrs de detención, con 5 x 2,5 {16 + 1/3[(40 - 16) a (64 - 16) ]}/[273 x (0,05 a 0,15)] = 7,3 a 29,31 litros de aire. Si se supone que la mitad de ésta cantidad, o de 3,7 a 14,7 litros, se deriva de la atmósfera por aireación superficial, se pueden estimar los requerimientos de aire difundido como de 14,16 a 56,64 1/3,785 litros de aguas residuales. Los requerimientos reales varían de 14,16 a 42,42 1/3,785 litros de aguas residuales de concentración promedio hasta valores mucho más altos para residuos industriales fuertes. Los valores observados de 11,300 a 14,160 litros de aire por 100 mg/l de DBO del afluente corresponden a 14.100 a 193.800 l/0,454 kg) de DBO removida. Se requieren generalmente suministros elevados de aire y períodos largos de aireación para aguas residuales concentradas y producción de afluentes fuertemente nitrificados. Los suministros reducidos de aire y los períodos cortos de aireación son adecuados para aguas residuales débiles; y la producción de afluentes no nitrificados que contengan la cantidad mínima de oxígeno disuelto necesaria generalmente en las unidades de aireación (aproximada a 1 mg/l). Debido a que los requerimientos de oxígeno del proceso convencional disminuyen progresivamente conforme al tiempo, el suministro de aire se les proporciona generalmente cuando se unen las aguas residuales y los lodos retornados al afluente de las unidades de aireación. La aireación graduada se obtiene proporcionando en la parte anterior del tanque una cantidad mayor que el número promedio de difusores por unidad de área del tanque o difusores de mayor permeabilidad. Los requerimientos de aire son más uniformes en las unidades convencionales no dotadas de mamparas, en las unidades de aireación escalonada o de carga distribuida, y en, las unidades isotróficas.

(260) Influyen en los requerimientos globales de las plantas de aire difundido:

1. el aire suministrado a los canales de lodos recirculados para mantenerlos en buena condición así como en suspensión, y

2. el aire introducido a los canales de las aguas residuales afluentes y a los canales de mezcla.

(261) Generalmente se consideran por separado los requerimientos de la reaireación. La Fig. 8 muestra un tanque de aireación.



Fig. 8: Tanque de aireación de un sistema de lodos activados8

4.1.4 Lagunas aireadas (biomasa en suspensión)

(262) Las lagunas aireadas de mezcla completa son esencialmente aeróbias. Los aireadores sirven no solo para garantizar la oxigenación del medio, más bien para mantener los sólidos en suspensión (biomasa) dispersos en el medio líquido. El tiempo de detención típico en una laguna aireada de mezcla completa es del orden de 2 a 4 días. La Fig. 9 muestra en esquema de un proceso de tratamiento que incluye una laguna aireada.

Fig. 9: Esquema de sistema de tratamiento de aguas residuales empleando laguna aireada9

8 Fuente: Elaboración propia 9 Fuente: Elaboración propia



(263) La calidad del efluente de una laguna aireada de mezcla completa no es adecuada para lanzamiento directo, por el hecho de contener elevada concentración de sólidos en suspensión. Por esta razón, estas lagunas son normalmente seguidas por otras lagunas, donde la sedimentación y estabilización de estos sólidos pueda ocurrir. Tales lagunas son denominadas lagunas de decantación.

(264) Los tiempos de detención en las lagunas de decantación son bajos, del orden de 2 días. Este tiempo es suficiente para una eficiente remoción de los sólidos en suspensión producidos en la laguna aireada, mas contribuye muy poco en la remoción bioquímica adicional de DBO, en virtud de la baja concentración de biomasa mantenida en dispersión en el medio líquido (la biomasa tiende a sedimentar). Además, la capacidad de acumulación de lodo es relativamente reducida, implicando en la necesidad de una remoción cada 1 a 5 años (hay sistemas con remoción continua de lodo, a través de bombas acopladas a balsas). No hay aún una satisfactoria experiencia nacional con relación a la determinación a la tasa de acumulación de lodo, ni con relación de la remoción y destino del lodo de la laguna de decantación.

(265) El área requerida por este sistema de lagunas es la menor entre los sistemas de lagunas.

(266) Los requisitos de energía son similares a los demás sistemas de lagunas aireadas.

(267) En la laguna aireada, el nivel de energía introducido por la aeración crea una turbulencia tal que, además de garantizar la oxigenación, permite que todos los sólidos sean mantenidos dispersos en el medio líquido. La denominación mezcla completa es, por tanto, consecuente del alto grado de energía por unidad de volumen, responsable por la total mezcla de los constituyentes en toda la laguna.

(268) Entre los sólidos mantenidos en suspensión y en mezcla completa se incluyen, además de la materia orgánica del agua residual cruda, también las bacterias (biomasa). Hay una mayor concentración de bacterias en el medio líquido, además de un mayor contacto materia orgánica-bacterias. Con esto, la eficiencia del sistema aumenta permitiendo que el volumen de la laguna aireada sea bastante reducido.

(269) La laguna aireada actúa de forma similar a los tanques de aireación del sistema de lodos activados. La principal diferencia es la inexistencia de recirculación de sólidos, característica esencial del sistema de lodos activados. Debido a la inexistencia de recirculación, la concentración de la biomasa alcanza apenas un determinado valor, dictado por la disponibilidad de substrato (carga de DBO) afluente. La

Descripción del Proceso



concentración de sólidos en suspensión biológicos en la laguna aireada es del orden de 20 a 30 veces menores que en el reactor de los sistemas de lodos activados, lo que justifica la elevadísima eficiencia de este último.

(270) A pesar de la buena eficiencia de las lagunas aireadas en la remoción de la materia orgánica originalmente presente en las aguas residuales, la calidad de su efluente no es satisfactoria para lanzamiento directo en el cuerpo receptor. La biomasa permanece en suspensión en todo el volumen de la laguna, saliendo con el efluente de la laguna aireada. Esta biomasa es también materia orgánica, aunque de una naturaleza diferente de la DBO del agua residual cruda. Esta nueva materia orgánica, en caso de que sea lanzada en el cuerpo receptor, ejerce también una demanda de oxígeno, causando el deterioro de la calidad de las aguas.

(271) Hay necesidad, por tanto, de una unidad aguas abajo, en la cual los sólidos en suspensión (predominantemente la biomasa) puedan sedimentar. En el presente caso, esta unidad es representada por una laguna de decantación. El efluente de la laguna de decantación sale con menor contenido de sólidos, pudiendo ser lanzado directamente en el cuerpo receptor.

(272) El principal criterio de proyecto es el tiempo de detención. El diseño sigue diversos principios del tratamiento biológico.

(273) En las lagunas aireadas de mezcla completa, se tiene la siguiente relación entre el tiempo de detención del líquido y de la biomasa:

• Tiempo de detención hidráulica = tiempo de retención celular

(274) El tiempo de detención hidráulica (t) es el tiempo medio de permanencia de las moléculas del líquido en el reactor. El tiempo de detención celular, es el tiempo medio de permanencia de las células bacterianas en el reactor.

(275) En el caso de la laguna aireada de mezcla completa, debido a la inexistencia de recirculación del lodo o cualquier forma de retención de los sólidos, las moléculas del líquido y las células bacterianas permanecen el mismo tiempo en el reactor (t = θc). Este importante aspecto tiene implicaciones hidráulicas y de proceso. En los lodos activados, el tiempo de detención celular es el principal parámetro de proyecto. En el caso de las lagunas aireadas de mezcla completa, el tiempo de detención hidráulico se constituye en el principal parámetro.

(276) En las lagunas aireadas de mezcla completa, el tiempo de detención varia en la faja de 2 a 4 días.

Criterios de proyecto de las lagunas aireadas



(277) En caso de que se adopte más de una laguna en serie, el tiempo de detención en cada una podrá ser próximo a 2 días. La ventaja de tener tiempos de detención en torno de 2 días es la reducción en el crecimiento de algas, las cuales no tendrían tiempo de desarrollarse en cada laguna, debido a que la tasa de salida del efluente es superior a su tasa de crecimiento y reproducción.

(278) La profundidad de la laguna debe ser seleccionada de forma a satisfacer los requisitos del sistema de aeración, en términos de mezcla y de oxigenación. Usualmente, se adoptan valores de la profundidad H en la faja de 2,5 a 4,5 m

(279) Para la estimativa de la concentración de DBO efluente de la laguna aireada pueden ser adoptados modelos similares a los empleados para el proceso de lodos activados. Se presenta, en este texto, una versión simplificada, basada en las reacciones de primer orden. En estas condiciones, la estimativa de la concentración efluente sigue un procedimiento similar al utilizado para las lagunas aireadas facultativas.

(280) La influencia del régimen hidráulico de la laguna puede ser también llevada en consideración. Sin embargo, usualmente se ha adoptado el modelo de mezcla completa, que ofrece una buena aproximación para el reactor con la laguna aireada.

(281) También en este caso el efluente de las lagunas aireadas es constituido de materia orgánica disuelta (DBO soluble) y materia orgánica en suspensión (DBO particulada):

DBOpartDBOsolDBOtot +=

(282) La estimativa de la DBO soluble efluente de la laguna aireada puede ser hecha utilizando las mismas fórmulas presentadas para las lagunas facultativas y aireadas facultativas, las cuales son función del régimen hidráulico del reactor. De acuerdo a lo anterior, puede ser asumido el modelo de mezcla completa.

(283) El valor del coeficiente de remoción K es, en el caso de las lagunas aireadas de mezcla completa, más elevado aún, que en los demás sistemas de lagunas. Eso se debe a la mayor concentración de bacterias en la laguna.

Valores típicos de K se sitúan en la faja de 1,0 a 1,5 d-1.

(284) En este valor de K está incluida la influencia de la concentración de los sólidos en suspensión volátiles SV o Xv, representativos de la biomasa. El coeficiente K puede ser desmembrado en dos fracciones, de forma que:

K'.XvK =

donde:

Profundidad

Estimativa de la concentración de DBO efluente de la laguna aireada

DBO soluble efluente



K' = coeficiente de remoción de la DBO (mg/l)-1(d)-1. EL valor de K' está en la faja de 0,01 la 0,03 (mg/l)-1(d)-1

Xv = concentración de sólidos en suspensión volátiles (mg/l)

(285) Cuanto mayor la concentración de biomasa (Xv), mayor el coeficiente K (K' es constante) y mayor la eficiencia en la remoción de la DBO.

(286) Asumiendo el régimen de mezcla completa, la concentración de DBO efluente de la laguna aireada es dada por:

t.Xv'.K1SoS

+=

(287) Como en los demás sistemas, So representa la DBO total (soluble + particulada) afluente, y S representa la DBO soluble efluente.

(288) Es interesante notar que, dentro de determinados límites, S es independiente de la concentración afluente So. En el caso de que So aumente, la concentración de la biomasa (Xv) aumenta proporcionalmente, en consecuencia de la mayor disponibilidad de alimento. En el caso de que So disminuya, Xv disminuye, y S permanece constante. Este comentario es para el estado estacionario, con situaciones medias (de proyecto), pues rápidas variaciones de So (típicas en la operación) no son inmediatamente acompañadas por el aumento de Xv.

(289) Los valores de K y K' son para una temperatura del líquido de 20ºC. Para otras temperaturas, se puede utilizar la Ecuación de Arrenius, con el coeficiente EI igual la 1,035.

(290) La concentración de la biomasa (Xv) es resultante del crecimiento bruto (factor positivo en el balance) y del decaimiento bacteriano (factor negativo en el balance). La fórmula para el cálculo de Xv es:

t.Kd1)SSo.(Y

Xv+

−=

donde:

Y = coeficiente de producción celular (mgXv/mgDBO5). Retrata la cantidad de biomasa (mg Xv) que es producida por unidad de substrato utilizado (mg DBO5).

Kd = coeficiente de decaimiento bacteriano (d-1). Retrata la tasa de mortandad de la biomasa durante el metabolismo endógeno.

Valores típicos de estos coeficientes son presentados en la Tabla 1:



Coeficiente Unidad Faja Valor típico

Y

Kd

mgSV/mgDBO5

d-1

0,4 a 0,8

0,03 a 0,08

0,6

0,06

Tabla 1: Valores de los coeficientes cinéticos y estequiométricos10

(291) Para calcular la DBO particulada del efluente de la laguna aireada de mezcla completa, es necesario que se estime la concentración de sólidos en suspensión en el efluente de la laguna, ya que esta DBO es causada por los sólidos suspendidos.

(292) La concentración de sólidos en suspensión volátiles en el efluente de la laguna aireada es dada por la anterior fórmula.

(293) La DBO particulada puede ser estimada a través de la siguiente relación con los sólidos en suspensión volátiles:

Xv/mgDBOmg0,8a0,4DBOpart 5=

En las lagunas aireadas la relación entre los sólidos en suspensión volátiles (SV o Xv) y los sólidos en suspensión totales (S o X) son del orden de 0,7 a 0,8.

(294) Así, la DBO particulada puede ser estimada también en función de los sólidos en suspensión totales, agregándose a las dos últimas relaciones:

S/mgDBOmg0,6a0,3DBOpart 5=

(295) La cantidad de oxígeno a ser suministrada por los aireadores para la estabilización aeróbia de la materia orgánica es usualmente igual a la DBO total última removida. Frecuentemente se adopta la relación DBOu/DB05 igual a 1,46 o, en valores redondos, 1,5.

(296) Se puede descontar el consumo de oxígeno ejercido por los sólidos en suspensión volátiles que salen del sistema con el efluente, de forma similar a lo que es hecho en los cálculos de un sistema de lodos activados. Sin embargo, por simplificación en el presente texto, se puede considerar los siguientes criterios:

(297) En términos prácticos, el requisito de oxígeno puede ser adoptado como variando de 1,1 a 1,4 veces la carga de DBO5 removida:

1000)SSo.(Q.aRO −

=

10 (Metcalf & Eddy, 1991)

DBO particulada efluente

Requisitos de oxígeno en la laguna aireada



donde:

a = coeficiente de consumo de oxígeno. Varía de 1,1 a 1,4 kgO2/kgDBO5 removida.

RO = requisito de oxígeno (kgO2/d) Q = caudal afluente (m3/d) So = concentración de DBO5 total (soluble + particulada)

afluente (g/m3) S = concentración de DB05 soluble efluente (g/m3) 1000 = conversión de g a kg (g/kg)

(298) En las lagunas aireadas de mezcla completa, en varias situaciones, los requisitos energéticos son más para suplir las necesidades de mezcla que de oxigenación. En estas condiciones, el cálculo de los requisitos de oxígeno puede ser superfluo, teniendo importancia el concepto de la densidad de potencia.

(299) Los requisitos energéticos son calculados de forma a satisfacer también las necesidades de mezcla. Caso se desee verificar los requisitos energéticos para la oxigenación, se puede adoptar la metodología descrita anteriormente.

(300) Los requisitos para mezcla son evaluados según el concepto de la densidad de potencia. La densidad de potencia representa la energía introducida por los aireadores por unidad de volumen del reactor, siendo obtenida por medio de la fórmula:

VPot=ϕ

donde:

ϕ = densidad de potencia (W/m3) Pot = potencia instalada (W) V = volumen del reactor (m3)

(301) Para asegurar una dispersión completa de los sólidos en suspensión en la laguna, se debe tener una densidad de potencia con las siguientes características:

3m/W0,3≥ϕ

(302) Para el diseño de la laguna de decantación deben ser previstos volúmenes destinados (a) a la clarificación (decantación) y (b) al almacenamiento y digestión del lodo:

• Volumen destinado a la clarificación:

• Tiempo de detención: t ≥ 1 d • Profundidad: H ≥1,5m

Requisitos energéticos en la laguna aireada

Diseño de laguna de decantación



• Volumen total de la laguna:

• Tiempo de detención (final de plano): t < 2,0 d (para evitar el crecimiento de algas)

• Profundidad: H ≥ 3,0 m (para permitir una capa aeróbia encima del lodo)

(303) La acumulación del lodo puede ser calculado asumiendo los siguientes datos:

• Relación SV/S en los sólidos afluentes a la laguna de decantación: 0,75 (75% de los S son volátiles)

• Tasa de reducción de los sólidos volátiles: KLv = 0,5 año-1 (50% de remoción por año)

(304) La ecuación a seguir permite estimar el volumen acumulado de lodo después de un período de tiempo, en función de la tasa de degradación de los sólidos volátiles y de la acumulación de los sólidos fijos, y suponiendo una densidad del lodo próxima a 1,0:

( )

+−

=

−

100ossec.sol.1000

Mof.te1.KMov

Vt

t.KLV

LV

donde:

Vt = volumen de lodo acumulado después de un período de t años (m3)

Mov = masa de sólidos en suspensión volátiles retenidos en la laguna por unidad de tiempo (kg SV/año)

Mof = masa de sólidos en suspensión fijos retenidos en la laguna por unidad de tiempo (kg Sf/año)

KLv = coeficiente de degradación de los sólidos en suspensión volátiles en condiciones anaeróbias (año-1). Kv varia de 0,4 a 0,6 año-1, con un valor medio de 0,5 año-1

t = período de años (año) sól. secos = porcentaje de sólidos secos en el lodo = 100 -

porcentaje de humedad en el lodo.

4.1.5 Reactor de lecho fluidificado aeróbio (biomasa fija)

(305) El reactor aeróbio de lecho fluidificado está constituido por una cámara llena de material inerte, comúnmente arena cuarzosa, en el cual se adhieren los microorganismos formando una película biológica.



(306) La diferencia principal entre estos reactores y otros que también emplean biomasa adherida para el tratamiento de aguas residuales radica en que las biopartículas se encuentran en suspensión en una corriente de agua que fluye en sentido ascendente.

(307) El gran contacto entre los microorganismos que conforman la biopelícula con el substrato presente en el agua residual dentro del reactor, se constituye en una de sus principales ventajas con relación a otros reactores que tienen la misma función.

(308) Entre los procesos biológicos que se desarrollan en este tipo de reactor se puede citar a la remoción de materia orgánica, nitrificación y otros, por este motivo es utilizado en el pretratamiento de aguas destinadas al abastecimiento público así como el tratamiento secundario y terciario de aguas residuales.

(309) Aparentemente la disposición de oxígeno molecular disuelto en el medio acuoso es el único limitante para disminuir el tiempo de detención hidráulico a menos de 0,5 h en estos reactores.

(310) Cuando es empleado para realizar la nitrificación de aguas que contienen NH3 o NH4

+ microorganismos aeróbios de la especie nitrosomonas son encargados de transformar el NH3 a NO2

- y microorganismos de la especie nitrobacter son encargados de transformar NO2

- en NO3-. Estas bacterias,

junto con otras que degradan la materia orgánica, se encuentran adheridas en el medio soporte inmersas en una matriz gelatinosa de color ceniza denominada polímero extracelular.

(311) Los polímeros extracelulares presentes en reactores que emplean biomasa adherida en medio soporte han sido reportados con frecuencia como los responsables por la remoción de metales pesados y color por adsorción. La Fig. 10 muestra un reactor de lecho fluidificado.



Fig. 10: Esquema de un reactor de lecho fluidificado en escala piloto11

4.2 Procesos anaeróbios

4.2.1 Aspectos generales

(312) En el proceso anaeróbio de tratamiento de aguas residuales se pueden notar en general dos grandes etapas que son la generación de ácidos volátiles como acético, butírico, propiónico y fórmico, y a partir de estos, la generación de CH4, CO2 y otros gases. Entre estas etapas se identifican:

11 Fuente: Cuba, F. Tesis de maestría. Universidad de Sao Paulo, 1990.



• Hidrólisis: Proceso en el que el material orgánico particulado es convertido en compuestos orgánicos disueltos de menor peso molecular con la participación de exo-enzimas excretadas por las bacterias fermentativas.

• Acidogénesis: Los compuestos disueltos generados en la hidrólisis son absorbidos en las células de las bacterias fermentativas y, después de la acidogénesis, excretado como substancias orgánicas simples como ácidos grasos volátiles, alcoholes, ácido láctico y compuestos minerales.

• Acetogénesis: Es la conversión de los productos de la acidogénesis en substratos para la producción de CH4, acetato, hidrógeno y CO2.

• Metanogénesis: Es la generación de metano a partir de acetato principalmente, pero también a partir de hidrógeno. La metanogénesis se constituye en la etapa más delicada del proceso, siendo las bacterias metanogénicas las más susceptibles a alteraciones de pH, temperatura, carga orgánica, carga volumétrica, etc. Cuando ocurre una carga orgánica muy elevada en forma repentina, las bacterias metanogénicas se ven seriamente afectadas y su disminución ocasiona que los ácidos formados no puedan ser convertidos secuencialmente en metano, el pH disminuye y si no se toman medidas oportunas se produce el colapso del sistema. La Fig. 11 muestra una microfotografía de un grano de arena recubierto con biopelícula anaeróbia.

Fig. 11: Microfotografía de un grano de arena cubierto por biopelícula anaeróbia12

12 Fuente: Cuba Terán, F. Tesis de Doctorado Universidade de Sao Paulo, 1995



4.2.2 Reactor anaeróbio de manto de lodo - UASB (biomasa en suspensión)

(313) Los reactores anaeróbios de manta de lodo y flujo ascendente fueron desarrollados durante la década del 70 por investigadores holandeses. Desde ese tiempo muchas investigaciones han sido desarrolladas para optimizar los parámetros de diseño de esos reactores. De esa manera, en la actualidad existen numerosas instalaciones operando a escala real en regiones de clima tropical de diversos países. La Fig. 12 muestra la fotografía de un reactor anaeróbio de manto de lodo de una industria de refrescos.

Fig. 12: Fotografía de un reactor anaeróbio de manto de lodo13

(314) La concepción del reactor anaeróbio de manto de lodo se basa en la comprobación de que la biopelícula anaeróbia puede desarrollarse incluso en la ausencia de material soporte formando gránulos de bacterias con peso específico superior a la del agua. Estos gránulos forman una manta localizada en la parte inferior del reactor donde se realiza la mayor parte del tratamiento. Se debe notar que existen bacterias en suspensión además de las adheridas a los gránulos que también son responsables por una parte (la menor) de la remoción de materia orgánica.

(315) El agua residual entra por la parte inferior del tanque desde donde, mediante un sistema de tuberías perforadas, es distribuida en forma uniforme en toda la sección transversal del mismo. Al seguir, en su camino ascendente, pasa por la zona

13 Fuente: Propiedad del autor

Funcionamiento”



de digestión y el efluente es recogido de la parte superior del reactor por medio de canaletas transversales provistas de vertedores.

(316) Los gases producidos durante el proceso de digestión anaeróbia son separados de la fase líquida mediante el empleo de campanas localizadas en la parte superior. Desde estas campanas, el gas es transportado a dispositivos especiales que realizan la quema del mismo. Flóculos de lodo eventualmente podrán subir a la superficie adheridos a las burbujas de biogás, pero después del desprendimiento del gas sedimentarán nuevamente hacia la zona de digestión para hacer parte de la manta de lodo. La Fig. 13 muestra el sistema de recolección de gases producidos en un sistema anaeróbio de manto de lodo.

Fig. 13: Fotografía del sistema de recolección de gas14

(317) A partir de datos reportados por diferentes investigadores y relacionando la remoción de DQO en función al tiempo de detención en un diagrama log - log de unidades en escala piloto y escala de laboratorio, se obtiene la siguiente expresión:

68,0)Td(68,01E −−=


Diseño



En que:

E: eficiencia de remoción de DQO; Td: tiempo de detención hidráulico, h.

(318) El primer parámetro que debe ser fijado para el diseño de un reactor UASB es el tiempo de detención del líquido en el reactor. En caso de regiones tropicales y subtropicales, pude emplearse un Td de 6 a 8 horas, mientras que para temperaturas de 10 a 18°C es aconsejable adoptar un valor de 12 a 14 h, con la finalidad de obtener eficiencia adecuada en la remoción de material orgánico. La Fig. 14 muestra un sistema de tratamiento que incluye a un reactor anaeróbio de manto de lodo.

(319) Una vez establecido el tiempo de detención, el volumen se calcula usando la siguiente expresión:

TdQa.Vr =

En que:

Vr: volumen del reactor; Qa: caudal promedio del afluente; Td: tiempo de detención del líquido en el tanque.

(320) La altura óptima del tanque varía entre 4 a 6 m.

Fig. 14: Esquema de un sistema de tratamiento con reactor anaeróbio de manto de lodo15

15 Fuente: Elaboración propia



4.2.3 Lagunas anaeróbias (biomasa en suspensión)

(321) Las lagunas anaeróbias se constituyen en una forma alternativa de tratamiento, donde la existencia de condiciones estrictamente anaeróbias es esencial. Esta condición es alcanzada por medio del lanzamiento de una gran cantidad de DBO por unidad de volumen de la laguna haciendo que la tasa de consumo de oxígeno sea varias veces superior a la tasa de producción. En el balance de oxígeno, la producción por la fotosíntesis y por la reaireación atmosférica es, en este caso, despreciables. La Fig. 15 muestra la microfotografía de una bacteria anaeróbia.

Fig. 15: Microfotografía de una bacteria metanogénica Methanotrix SP16

(322) Las lagunas anaeróbias han sido utilizadas para el tratamiento de aguas residuales de origen doméstico e industrial predominantemente orgánicas, con altas concentraciones de DBO, como de frigoríficos, plantas industrializadoras de leche, bebidas, etc.

(323) La estabilización en condiciones anaeróbias es lenta por el hecho de que las bacterias anaeróbias se reproducen en una tasa lenta debido a que las reacciones anaeróbias generan menos energía que las aeróbias en la estabilización de materia orgánica. La temperatura del medio tiene una gran influencia en la tasa de reproducción y estabilización, lo que ocasiona que los lugares de clima favorable sean propicios para la implantación de este tipo de lagunas.

16 Fuente: Cuba Terán, F. Tesis de Doctorado Universidad de Sao Paulo, 1995



(324) Las lagunas anaeróbias son comúnmente profundas, con profundidad variando entre 4 a 5 m. La profundidad es importante para reducir la posibilidad de la penetración del oxígeno desde la superficie. Consecuentemente a este hecho, el área requerida es menor.

(325) La eficiencia de remoción de DBO de las lagunas anaeróbias es del orden de 50 a 60 %. La DBO efluente es aún elevada, lo que implica en la necesidad de una unidad posterior de tratamiento. Las unidades más indicadas para esta función son las lagunas facultativas.

(326) La remoción de DBO en la laguna anaeróbia proporciona una sustancial economía de área ocasionando que el requisito de área total (laguna anaeróbia + facultativa) sea en torno de 2/3 el requisito de una laguna facultativa única.

(327) En caso de que el sistema esté bien equilibrado no debe ocurrir la generación de mal olor, sin embargo pueden ocurrir eventuales problemas de operacionales que ocasionan la generación de gas sulfhídrico. Por esta razón, normalmente se localizan en lugares apartados de residencias.

(328) La actividad anaeróbia afecta a la naturaleza de los sólidos, de forma que en la laguna facultativa presentan menor tendencia a la fermentación y a la flotación, además de que se descomponen más fácilmente.

(329) Los principales parámetros de diseño para lagunas anaeróbias son:

• Tiempo de detención hidráulico

• Tasa de aplicación volumétrica

(330) El criterio del tiempo de detención se basa en el tiempo necesario para la reproducción de las bacterias anaeróbias. El criterio de la tasa de aplicación volumétrica es establecido en función de la necesidad de un determinado volumen de la laguna anaeróbia para la estabilización de la carga de DBO aplicada.

(331) El tiempo de detención hidráulico en lagunas anaeróbias normalmente se sitúa en el intervalo de 3 a 6 días.

(332) Si se aplican tiempos inferiores a 3 días puede ocurrir que las bacterias anaeróbias que salen en el efluente de la laguna lo hagan tan rápidamente que no hayan tenido tiempo de reproducirse, además de reducir la eficiencia de la laguna este hecho trae como consecuencia que las bacterias acidogénicas prevalecen en el sistema ocasionando la acumulación de ácidos volátiles y la consecuente disminución del pH.

(333) Una nueva modificación de las lagunas anaeróbias consiste en el hecho de distribuir uniformemente el afluente en el fondo de la laguna por medio de varias entradas de forma similar a un reactor

Criterios de diseño

Tiempo de detención hidraúlico



anaeróbio de manto de lodo. Esta configuración permite la disminución del tiempo de detención a 2 d sin comprometer la eficiencia de remoción de DBO.

(334) Si el agua residual es mantenida por un tiempo superior a 6 d en la laguna, la misma se comportará como laguna facultativa lo cual no es aconsejable debido a que la presencia de oxígeno es fatal para las bacterias anaeróbias.

(335) La Tasa de aplicación volumétrica Lv que deberá ser adoptada varía en función de la temperatura. De esta forma los lugares más calientes permiten la aplicación de una mayor tasa (menor volumen).

(336) Es importante tomar en cuenta la tasa de aplicación volumétrica ya que en algunas aguas residuales de origen industrial puede haber una variación muy grande entre el caudal y la concentración de DBO, ocasionando que la simple aplicación del tiempo de detención sea insuficiente.

(337) Las tasas adoptadas generalmente varían entre 0,1 y 0,3 kgDBO5/m3.día, las mismas que permiten el cálculo del volumen requerido en función de la carga de DBO afluente.

(338) El volumen final adoptado para la laguna deberá satisfacer las condiciones de tiempo de detención hidráulica y tasa de aplicación volumétrica.

(339) La profundidad de las lagunas anaeróbias es alta para mantener predominantemente condiciones anaeróbias en el líquido evitando que la laguna se comporte como facultativa. Los valores adoptados comúnmente se sitúan en el intervalo de 4 a 5 m.

(340) En caso de que no exista desarenador en la planta es aconsejable dejar un espacio con mayor profundidad (0,5 m) en la entrada del efluente de la laguna.

(341) La eficiencia de remoción de DBO en lagunas anaeróbias se basa en criterios empíricos, de esta forma para temperatura del agua residual menor a 20°C se puede esperar una remoción menor a 50 % y para temperaturas mayores a 20°C la remoción esperada es del orden de 60 %. Después de estimar la eficiencia se puede calcular la concentración en el efluente de la laguna por medio de la siguiente fórmula:

( ).100/SoSSoE −=

Donde:

E: eficiencia de remoción, dimensional So: concentración en el afluente, mg/l S: concentración en el efluente, mg/l

Tasa de aplicación volumétrica

Profundidad

Concentración de DBO en el efluente de la laguna



4.2.4 Reactor anaeróbio de lecho fluidificado (biomasa fija)

(342) Los reactores de lecho fluidificado se constituyen en una de las más recientes y promisorias alternativas para el tratamiento de aguas residuales. Emplean un lecho de material granular como arena, carbón y carbón activado, cuyos granos, envueltos por una película biológica o "biopelícula", son fluidificados por el líquido que fluye en sentido ascensional a través de ese lecho. Estos sistemas están en uso o bajo investigación para muchos tipos de tratamientos biológicos que incluyen la remoción aeróbica y anaeróbica de materia orgánica, nitrificación y desnitrificación. Una de las principales ventajas con relación a otros sistemas de cultivo fijo es proveniente del hecho de que no se colmatan, y los gases y líquidos pasan a través del lecho con gran facilidad. Consecuentemente, pueden ser utilizadas partículas soporte mucho menores que en otros tipos de reactor de biopelícula fija, suministrando mayor área de biopelícula por unidad de volumen de reactor, resultando así en tasas de cargamento orgánico más elevadas. La Fig. 16 muestra la fotografía de un reactor anaeróbio de lecho fluidificado en escala piloto.

Fig. 16: Fotografía de un reactor de lecho fluidificado a escala piloto17


Los reactores de lecho fluidificado son una de las más recientes y promisorias alternativas para el tratamiento de aguas residuales.



(343) Como ocurre en todos los procesos de tratamiento que utilizan biomasa fija, los reactores de lecho fluidificado presentan como aspecto positivo la posibilidad de disponer de gran cantidad de biomasa activa, adherida a las partículas inertes que sirven de soporte.

(344) En los reactores de lecho fluidificado, el medio soporte está suspendido en el fluido ascendente y consiste generalmente de partículas aproximadamente esféricas, de pequeño tamaño, que favorecen la fluidificación y permiten una gran superficie específica para la fijación de los microorganismos.

(345) Los reactores de lecho fluidificado presentan una serie de aspectos positivos que abren amplias perspectivas para su uso futuro en gran escala, después de mayor evolución del conocimiento acerca de criterios de proyecto y operacionales.

(346) Entre los puntos positivos serán destacados aquellos considerados por Atkinson y colaboradores (citados por Cuba 1990), o sea:

a) Aparentemente no hay limitación física en relación al rendimiento del proceso biológico. Los problemas relacionados con la pérdida de biomasa por arrastre, por ejemplo, parecen ser minimizados;

b) El sistema permite la retención de elevada concentración de biomasa sin la utilización de unidades especiales para sedimentación;

c) La eficiencia global del proceso puede ser controlada a través de análisis físico-químicos y conocimiento de las características de difusión de la biopelícula.

(347) Este tipo de reactor es empleado hace mucho tiempo en procesos biológicos industriales y en ciertos tipos de cámaras de combustión, aunque el tratamiento de aguas residuales aún constituye alternativa reciente y promisoria que probablemente, tenga recibido estímulo a partir del trabajo de JERIS (citado por Cuba 1990). La Fig. 17 muestra la elevación de un reactor anaeróbio de lecho fluidificado en escala real.



Fig. 17: Elevación de un reactor anaeróbio de lecho fluidificado18

(348) Muchas operaciones incluyen la interacción entre sólidos y fluidos, y la eficacia del contacto entre las fases es comúnmente preponderante en el resultado final del proceso. Entre estas operaciones se destaca la fluidificación como una de las mejores y más modernas técnicas a disposición de los diseñadores, en áreas que abarcan desde el tratamiento de residuos líquidos hasta la ingeniería química.

(349) El contacto entre sólidos y fluidos puede ser realizado por tres tipos de operaciones o técnicas denominadas:

a) lecho fijo;

b) lecho móvil; y

c) lecho fluidificado.

(350) El lecho fluidificado es una propuesta moderna que representa una de las mayores conquistas de la ingeniería química en el campo de las operaciones unitarias. La técnica de lecho fluidificado incluye la suspensión del sólido finamente dividido en una corriente ascendente de fluido a una velocidad suficientemente elevada para causar la flotación y movimiento vigoroso de las partículas. El sistema fluidificado es una suspensión que posee la mayoría de las características normalmente presentadas por los fluidos verdaderos, pudiendo pasar a través de tuberías y válvulas, y hasta de un recipiente

18 Fuente: Cuba, T. F. J. Tesis de Doctorado. Universidade de Sao Paulo, 1995.

Fluidificación



para otro por diferencia de presión hidrostática. Las características de transferencia de calor y de masa son mucho mejores en este tipo de operación, lo que permite muchas veces eliminar la multiplicidad de etapas para conseguir un resultado dado, reduciendo así el costo de la inversión.

(351) Además de la actividad biológica, los aspectos relacionados con la fluidificación también tienen importancia muy grande en lo que concierne al tipo de reactor, pues el consumo de energía para su operación está directamente relacionado con su altura, tipo de material soporte, y la velocidad de flujo para provocar la fluidificación.

(352) La fluidificación de medios granulares es realizada en reactores de lecho fluidificado utilizando agua en sentido ascensional para promover la fluidificación y promover suspensión adecuada del medio granular. En función de la velocidad del líquido que fluye en sentido ascensional, los granos del medio granular pueden permanecer en una de la tres condiciones mostradas en la Fig. 18. En el caso a, la velocidad ascensional es baja y la porosidad permanece inalterada. En el caso b, con el aumento de la velocidad, los granos tienden a orientarse, aunque la fuerza resultante del flujo de líquido es aún inferior al peso de los granos y no ocurre fluidificación. En el caso c, aumentando más la velocidad ascensional, las fuerzas debidas al rozamiento entre el agua y los granos superan al peso de estos, que quedan suspendidos en el medio granular fluidificado.

(353) La pérdida de carga a través de un lecho fijo es función lineal de la velocidad ascensional, cuando el flujo es laminar. Para partículas mayores esa linealidad puede no ocurrir, tornándose en una función exponencial para tasas más elevadas, cuando se entra en el régimen de transición, Re>6.

Fig. 18: Variación de la posición de los granos en función de la velocidad

ascensional del líquido19

19 Fuente: Di Bernardo, L. Métodos e Técnicas de Tratamento de Agua, 1993.

Pérdida de Carga en Medios Granulares

Fluidización de Medios Granulares



(354) Cuando la velocidad ascensional del líquido aumenta, la fuerza resultante de las tensiones de esfuerzo cortante aumenta, hasta que se torna igual a la fuerza gravitacional, a partir de entonces las partículas tenderán a mantenerse suspendidas en el medio fluido. Cualquier elevación de la velocidad ascensional provocará aumento de la expansión del lecho, manteniendo efectivamente la pérdida de carga, que es igual al peso flotante del medio, equivalente al peso menos el empuje. La pérdida de presión en lechos fluidificados puede entonces ser calculada por la siguiente ecuación (Mc Harnes, citado por Cuba, 1990):

( ) ( )ε−ρ−ρ=ρ∆=∆ 1.g.Ls.lg.L.hp

donde:

∆p: pérdida de presión axial, FL-2;

∆h: pérdida de carga, L;

ρL: masa específica del líquido, ML-3;

g: aceleración de la gravedad, LT-2;

l: espesor del lecho de arena, L;

ρs: masa específica de la partícula, ML-3; y

ε: relación entre el volumen de la fase líquida y el volumen total del lecho fluidificado, adimensional.

(355) Conforme se presenta en la Fig. 19, existe una velocidad mínima de fluidificación, Vmf asociada al punto B de la Fig. en la cual la fluidificación es incipiente. Se puede notar la variación teórica de la pérdida de carga en función de la velocidad ascensional, en la cual la pendiente de la curva correspondiente a la fase inicial (en que no hay expansión) depende del grado de compactación del medio granular. Las líneas llenas representan casos reales, mientras que la segmentada, representa una situación ideal. En la región del punto B, hay curvas de los medios granulares reales que, debido a la compactación están situadas abajo de este punto, aunque puede ocurrir la situación en que tal punto de la curva se sitúe arriba, debido a la no uniformidad de los granos, esfericidad o formación de caminos preferenciales en el flujo ascensional. A partir del punto C, la pérdida de carga permanece prácticamente constante, independientemente del aumento de la velocidad ascensional, ya que el medio granular se encuentra completamente fluidificado .20

20 Fuente: (DI BERNARDO 1993).



Fig. 19: Representación de la pérdida de carga en medio granular en función de la

velocidad ascencional21

(356) La correlación empírica que usualmente describe la expansión de medios particulados fue desarrollada por Richardson y Zaki, para partículas esféricas, siendo aplicable a los varios tipos de flujo (laminar, transición y turbulento). Esos investigadores observaron que el logaritmo de la velocidad ascensional es una función lineal del logaritmo de ε en sistemas fluidificados de partículas uniformes, o sea (HAMADA, 1992):

n

ViVo ε=

donde:

Vo: velocidad ascensional del líquido, LT-1;

Vi: velocidad de sedimentación de la partícula en líquido estacionario, LT-1;

n: factor relacionado con el número de Reynolds y forma de la partícula, descrito de la siguiente forma:

500oRe200oRe45,4n

200oRe1oRe)Dcdn1845,4(n

1,0

1,0

<<=

<<−=

−

−

donde:

dn: diámetro de la partícula constituyente del lecho, L;

Dc: diámetro de la columna donde el ensayo es realizado;

Reo: número de Reynolds basado en Vo y diámetro de la partícula;

uVsdvoRe ρ

=

donde: 21 Fuente: Charley citado por BARROS (1989).

Expansión de Medios Granulares”



u: viscosidad cinemática del fluido, ML-3T-1

dv: diámetro de una esfera con el mismo volumen de la partícula, L

Vs: velocidad terminal de sedimentación de la partícula, LT-1

ρ: masa específica del fluido, ML-3

(357) La velocidad mínima de fluidificación, correspondiente a la fluidificación incipiente de medios granulares uniformes como aquellos preparados entre dos tamices consecutivos de la serie granulométrica, también puede ser expresada por la ecuación propuesta por Wen y Yu, citado por HAMADA (1992). Los investigadores desarrollaron una ecuación que permite una buena aproximación para la velocidad mínima de fluidificación para medios filtrantes, eliminando la necesidad de caracterización del lecho con relación a su porosidad y a la esfericidad de las partículas constituyentes del mismo. La evaluación de la velocidad mínima de fluidificación es efectuada considerando un flujo ascensional unidimensional y fluido incompresible. Siendo así, la siguiente ecuación puede ser utilizada:

7,33]Ga0408,0)7,33[(Rmf 5,02 −+=

donde:

Rmf: número de Reynolds relativo a la velocidad mínima de fluidificación, adimensional;

Ga: número de Galileo, adimensional.

(358) El número de Galileo puede ser obtenido por la ecuación:

gu

)m(dvGa 2

3 ρ−ρρ=

donde:

Ga: número de Galileo, adimensional;

dv: diámetro de una esfera que posee el mismo volumen de la partícula, L;

µ: viscosidad absoluta del fluido, ML-1T-1;

ρ: masa específica del fluido, ML-3;

ρm: masa específica del material constituyente del medio soporte, ML-3;

g: aceleración debida a la gravedad, LT-2

(359) Empleando la definición del número de Reynolds se puede obtener la velocidad mínima de fluidificación de la siguiente manera:



µρ

=VmfdvRmf

donde:

Rmf: número de Reynolds relativo a la velocidad mínima de fluidificación, adimensional

dv: diámetro de una esfera que posee el mismo volumen de la partícula, L;

ρ: masa específica del fluido, ML-3;

µ: viscosidad cinemática del fluido, ML-3T-1;

Vmf: velocidad mínima de fluidificación, LT-1.

(360) Cuando se tienen medios granulares no uniformes, Vaid y Gupta citados por DI BERNARDO (1993) observaron que la velocidad mínima de fluidificación depende del diámetro equivalente de los granos (Deq). Si todos los granos tuviesen el mismo tamaño de los menores, el medio granular fluidificaría con la velocidad mínima de esos granos. Aunque, en el caso de medios granulares no uniformes, la velocidad mínima fluidificación pasa a ser mayor que la correspondiente a la de los granos menores. El comportamiento de un medio granular no uniforme es caracterizado por la existencia de varias velocidades, para las cuales, parte del medio granular permanece fija y la restante fluidificada. Los autores definieron la velocidad Vbf como la velocidad mínima de fluidificación del medio granular no uniforme, que es mayor que Vmf de los granos menores y menor que Vmf de los granos mayores, y propusieron las siguientes ecuaciones para calcular de la velocidad mínima de fluidificación y de la velocidad de fluidificación total de medios granulares no uniformes:

(361) La velocidad mínima de fluidificación se determina:

( )1,18Ga0192,0)1,18(Deqa

Vbf 2 −+ρ

µ=

donde:

Vbf: velocidad mínima de fluidificación del medio granular no uniforme, LT-1;

u: viscosidad absoluta del agua MT-1L-1;

ρa: masa específica del agua, ML-3;

Deq: diámetro equivalente, L;

Ga: número de Galileo, adim.

(362) La Velocidad de fluidificación total del medio granular se determina con:

Velocidad mínima de fluidificación del medio granular

Velocidad de fluidificación total del medio granular



( )24Ga0546,0)24(Deqa

Vtf 2 −+ρ

µ=

donde:

Vtf: velocidad de fluidificación total del medio granular.

(363) Estudios experimentales realizados por DHARMARAJAH y CLEASBY (citado por Di Bernardo 1993) con materiales granulares con diferentes valores del coeficiente de esfericidad y de la masa específica, obtuvieron la siguiente ecuación que relaciona el número de Reynolds con el de Galileo para diferentes grados de expansión:

+−

+=−

−

uε)(16DeqCeVaρa

log1,093480,56543uε)(16

DeqCegρa)(ρρρaεlog 323

333

( )4

32

uε)(16DeqCeVaρa

log0,00392]Ce[log1,5uε)(16

DeqCeVaρalog0,17979

−

−−−

donde:

Ce: coeficiente de esfericidad, adim.;

ε: porosidad, adim;

u: viscosidad absoluta, MT-1L-1

(364) La expansión promovida en un medio granular es dada por22:

)e1()o1(LfoLfe

ε−ε−

=

donde:

Lfe: altura del medio granular expandido, L;

εo: porosidad inicial del medio granular estático, adim.;

εe: porosidad del medio granular expandido, adim.

(365) Utilizando el método de DHARMARAJAH y CLEASBY (citados por Arboleda 2000) y la ecuación propuesta por DI BERNARDO (1993), se puede estimar el porcentaje de expansión de un medio granular de granulometría no uniforme, para evitar pérdida de material por velocidades ascensionales muy elevadas.

(366) Tratándose de reactores de lecho fluidificado, el desarrollo de la biopelícula que envuelve a las partículas del lecho altera los parámetros hidráulicos interfiriendo en la dimensión, densidad, constitución y forma de estas partículas. 22 Fuente: (DI BERNARDO, 1993)



(367) La biopartícula formada poseerá dimensiones mayores a las de la partícula original pero su densidad generalmente disminuirá (si la densidad de la partícula es mayor que 1,0) debido a la contribución de la densidad de la biopelícula, considerablemente menor a la del material soporte (MULCAHY y SHIEH, 1987). Así, se puede estimar la densidad de la partícula cubierta con biopelícula a través de la siguiente relación:

( )

−

−ρ+

ρ=ρ

Pu1)dp/dm1(b

dpdmmp

33

donde:

ρp: masa específica de la biopartícula, ML-3 ;

ρm: masa específica del material constituyente del medio soporte, ML-3;

dm: diámetro de la partícula constituyente del lecho, L;

dp: diámetro de la biopartícula, L;

ρb: masa específica de la biopelícula seca, ML-3; y

Pu: grado de humedad de la biopelícula, adimensional.

(368) Después de haber determinado los parámetros requeridos en la Ecuación anterior, puede utilizarse la masa específica de la biopartícula obtenida, para ser aplicada en la ecuación de DHARMARAJAH y CLEASBY (citados por Arboleda 2000) y de esta forma obtener resultados específicos para estimar la fluidificación de un medio granular compuesto por partículas de arena cubiertas por película biológica.

(369) ANDREWS y colaboradores (citados por Cuba 1990) desarrollaron modelos con el objetivo de optimizar el diseño de reactores de lecho fluidificado, y presentaron diversos resultados numéricos. En la Tabla 2, son transcritas algunas consideraciones prácticas, propuestas por los autores, para orientar proyectos de este tipo de reactor.

(370) Los autores concluyen que es necesario tener un número de Reynolds (Re) superior a 1,0 y que, con relación a la mezcla de sólidos, es aconsejable el uso de partículas del mismo tamaño y con densidad poco superior a la del agua (1,05 a 1,00). En esa situación las partículas tienden a estratificar el lecho con las biopelículas más gruesas localizadas junto al fondo.



Tabla 2: Problemas consecuentes de la elección incorrecta de material soporte23

Tamaño

a) Velocidades de sedimentación grandes exigen lechos gruesos para permitir tiempo de contacto adecuado, resultando en el aumento de las fuerzas de esfuerzo cortante. b) La reducción del valor de la relación área de biopelícula/volumen de reactor resulta en valores pequeños de carga orgánica volumétrica aplicada.

a) Resistencia en la transferencia de masa del líquido con Re < 1. b) Manipulación difícil.

Densidad

a) Idem anterior. b) Estratificación reversa. Como la velocidad de sedimentación decrece con la relación volumen de biopelícula/volumen de la partícula soporte, las biopelículas más gruesas se desplazan a la parte superior del lecho, donde existe menor carga orgánica volumétrica. La estratificación basada en el tamaño de las partículas causa:

a) Idem anterior.

Coeficiente de Desuniformidad

a) Aumento significativo de la porosidad en la parte superior del lecho. b) Corto-circuitos, si durante la operación hubiera extracción de partículas del lecho para remoción de la biopelícula.

a) Hay estímulo para existir mezcla de sólidos, que por su vez tiende a distribuir uniformemente la grosura de la biopelícula igualmente en todo el volumen del reactor.

(371) Los reactores de lecho fluidificado han sido utilizados en investigaciones sobre los procesos anaeróbico, anóxico y aeróbico y, de manera general, los resultados pueden ser considerados como bastante satisfactorios.

(372) En lo que concierne al proceso anaeróbico se hará una breve exposición sobre conclusiones de algunas investigaciones al respecto de la aplicabilidad del reactor de lecho fluidificado en el tratamiento aguas provenientes de alcantarillados sanitarios.

(373) Los reactores anaeróbicos de lecho fluidificado han demostrado su eficiencia en el tratamiento de substratos orgánicos aún con una DQO menor que 600 mg/L, operados a bajas temperaturas (de 10 a 20oC), con cargas orgánicas elevadas y TDH cortos.

(374) El tratamiento de aguas provenientes de alcantarillados sanitarios mediante reactores anaeróbicos de lecho fluidificado ya tiene algunos antecedentes de investigadores norte americanos. Así, JEWELL, SWITZEMBAUN y MORRIS (citados por Cuba 1990), emplearon un reactor biológico anaeróbico de lecho fluidificado en el tratamiento del substrato en cuestión. El reactor construido en escala de laboratorio, con volumen de 9 l, fue sometido a diversas condiciones de cargas de choque, temperatura, carga hidráulica y concentración de substrato. 23 Fuente: ANDREWS y TRAPASO (citados por Cuba 1990)

Resultados de Investigaciones



Fueron obtenidas concentraciones de DQO y de sólidos suspendidos en el efluente menores de 40 y 5 mg/l, respectivamente, para tiempo de detención hidráulica en torno de 30 minutos. La máxima eficiencia de remoción ocurrió a una carga orgánica de 4 kg DQO/m3 día. Los valores de concentración de biomasa alcanzaron valores en el intervalo de 20 a 30 kg de sólidos volátiles por m3. Después de la conclusión del estudio se pudo comprobar la aplicabilidad del sistema para residuos poco concentrados, a temperaturas bajas y espacio corto de tiempo.

(375) Entre los investigadores que estudiaron reactores de lecho fluidificado y expandido en varias aplicaciones, ciertamente se destaca JEWELL como uno de los que más han contribuido para la divulgación de la tecnología pertinente. En otra de sus publicaciones (JEWELL & SWITSEMBAUM, citados por Cuba 1990), estos investigadores describieron el tratamiento anaeróbico de desechos sanitarios y la respuesta a cargas de choque de un reactor de lecho fluidificado con volumen de 1 L. Diferentes valores de TDH fueron ensayados por los autores, variando desde 24 h a 5 min. La respuesta del reactor fue medida en términos de remoción de DQO, pudiendo notar una elevada eficiencia de remoción respecto a este parámetro. Después de 110 días de operación, el TDH fue reducido de 24 a 8 h y el reactor presentó 93 % de remoción de DQO. Posteriormente el TDH continuó siendo reducido con la finalidad de definir los parámetros que irían a ocasionar el colapso del sistema y, aún con TDH de 10 min, el sistema presentó remoción de DQO de 40 %, ya con TDH de 5 min la remoción de DQO fue mínima. Aunque este hecho representase, según los autores, el punto de colapso del sistema, la biomasa no fue destruida, como fue demostrado por la ausencia de condiciones de pérdida de biopelícula. Para estudiar la sensibilidad del proceso frente a los factores ambientales, tres reactores similares al anterior fueron operados, aplicando en ellos cambios en la temperatura, TDH y carga orgánica. Los reactores presentarán eficiencia de 45 % en la remoción de DQO, aún cuando la temperatura cayó de 35 a 10oC, la concentración de DQO aumentó de 1,3 la 24 kg/m

3.día, y el TDH disminuyó de 9,5

la 5 h. Después de volver a 20oC, sin embargo, la eficiencia del proceso recuperó el valor máximo en 6 días.

(376) Con el objetivo de estudiar la estabilidad del proceso anaeróbico en el tratamiento de aguas provenientes de alcantarillados sanitarios en bajas temperaturas, SANZ y POLANCO (citados por Cuba 1995) operaran cuatro reactores de lecho fluidificado en escala piloto. El trabajo fue dividido en tres partes, siendo que la primera tenía la finalidad de caracterizar el efecto de la disminución de la temperatura en



dos reactores operando en régimen de equilibrio dinámico, la segunda presentó datos correspondientes a 220 días de operación a 10 oC y la tercera estudió la partida de los reactores inoculados a 15 oC.

(377) Para desarrollar la primera parte de la investigación fueron utilizados dos reactores con volumen de 0,54 l que se encontraban en operación durante 20 meses. El TDH fue reducido de 2,8 a 2,5 h, y la temperatura fue reducida gradualmente hasta 10 oC. La disminución repentina de la temperatura no tuvo efecto significativo en el desempeño de los reactores. La DQO total del efluente presentó tendencia a aumentar cuando la temperatura disminuía pero recuperaba los valores anteriores después de algunos días. Operando con TDH de 2,7 h y carga orgánica volumétrica de 4,5 g/l.día, una remoción de DQO superior a 75 % fue alcanzada, la concentración de ST en el efluente permaneció estable y fue siempre mayor a 20 mg/l. Observaciones microscópicas de las biopartículas revelaron la presencia de gránulos con alto contenido de azufre (78%), de la misma forma que observado por Coulter y colaboradores (citados por SANZ, 1990) que concluyeron que la reducción de sulfato por las bacterias reductoras de sulfato tenía azufre como producto final, debido a la ausencia de materia orgánica suficiente para reducir el sulfato a sulfuro. Después de 93 días de operación los reactores presentaron 22 g/l y 25 g/l de sólidos volátiles, respectivamente.

(378) Después de concluir la experiencia anterior, los reactores fueron paralizados por 2,5 meses y posteriormente operados a 10 oC durante 235 días, período que se constituyó en la segunda parte de la investigación. En esta fase del trabajo, el TDH fue disminuido de 13,7 h hasta 1,5 h siendo que aún en esta última condición la remoción de DQO fue de 70 %, hecho que confirma la eficiencia de los reactores de lecho fluidificado en el tratamiento anaeróbico de aguas provenientes de alcantarillados sanitarios en bajas temperaturas. Después de 230 días de operación la biomasa adherida llegó a valores de 31 y 37 g/l en cada uno de los reactores estudiados.

(379) Los dos últimos reactores de lecho fluidificado fueron utilizados para estudiar la partida del proceso, esos reactores tenían volumen de 1,44 l y fueron construidos a partir de tubos de acrílico. Uno de los reactores fue operado sin inóculo, y el otro fue inoculado empleando lodo de un reactor de manta de lodo que trataba residuos industriales. Ambos reactores fueron operados con temperatura controlada (15 oC). El TDH para ambos reactores fue disminuyendo de 15 a 2,5 h, condición en que la remoción de DQO varió en 5 % de un reactor para el otro después de 56 días.



(380) HUANG y colaboradores (citados por Hamada 1992) estudiaron el desempeño de tres reactores anaeróbicos de lecho fluidificado tratando lodo proveniente de una estación de tratamiento de aguas provenientes de alcantarillados sanitarios. Cada uno de los reactores fue construido de acrílico con diámetro interno de 5,6 cm, altura efectiva de 185 cm, y volumen de 4,5 l. El lecho era constituido de 4 kg de arena (con tamaño de 50 a 60 mesh). Para alcanzar el 50 % de expansión del lecho, el afluente era recirculado con un caudal de 0,5 l/min. El desempeño de los reactores fue evaluado en cuatro diferentes tiempos de detención hidráulica (1; 2,5; 5 y 10 días), en términos de remoción de DQO y sólidos suspendidos volátiles; producción y composición de gas; pH; alcalinidad; ácidos orgánicos y acumulación de biomasa en el reactor.

(381) El lodo proveniente de la estación de tratamiento era previamente solubilizado mediante la adición de 17,5 meq/l de NaOH y almacenado a temperatura de 4oC. La DQO inicial variaba entre 10200 a 11700 mg/l. Cada reactor era alimentado con lodos diferentes. El primero era alimentado con lodo no hidrolizado con DQO total de 11000 mg/l y DQO soluble de 350 mg/l. El segundo reactor era alimentado con una mezcla de lodo hidrolizado y no hidrolizado, de manera que la DQO soluble era de 1900 mg/l y la DQO total era de 11000 mg/l. El tercer reactor era alimentado con lodo hidrolizado que presentaba DQO soluble de 3400 mg/l, con la DQO total mantenida en 11000 mg/l.

(382) Cuatro series de experiencias fueron realizadas. La primera comenzó con 10 días de tiempo de detención hidráulica que fue siendo disminuido hasta 5; 2,5 y 1 días en las experiencias siguientes.

(383) En la temperatura de 35oC los reactores consiguieron alcanzar adecuada estabilización del lodo. El tiempo de detención hidráulico variaba de 1 a 10 días, dependiendo de la solubilidad inicial del lodo. Con pre-tratamiento mediante aplicación de 17,5 meq/l de NaOH en el lodo afluente bajo condiciones anaeróbicas, 1/3 de la DQO total fue disuelta en 24 h. Después de ese tratamiento, el tiempo de digestión fue de solamente 2 días a 35oC. Cuando la temperatura fue reducida hasta 25oC, todavía se pudo alcanzar una remoción de DQO aceptable con tiempo de detención hidráulica de 2,5 días. Si solamente la mitad del lodo fuera pre-tratada, el tiempo de detención hidráulica necesario sería de 10 días. Cuando la temperatura fue reducida hasta 15oC y el lodo afluente era pre-tratado con NaOH, solamente 25 % de la DQO total del lodo pudo ser removida con 5 días de tiempo de detención hidráulica.



(384) En todas las experiencias se verificó que los lechos fluidificados anaeróbicos son capaces de aceptar aumentos bruscos en la carga orgánica sin presentar acumulación de ácidos orgánicos. El nivel máximo de ácidos orgánicos observado en este estudio (a 35oC) fue menor que 200 mg/l, mientras que la alcalinidad fue siempre mayor a 1000 mg/l. La colmatación del lecho fluidificado no ocurrió durante este estudio.

(385) Otros autores estudiaron la cinética de la serie de reacciones secuenciales que ocurrieron durante el proceso de digestión de lodo citadas en la referencia precedente. El objetivo de los autores era de desarrollar, a partir de los datos experimentales obtenidos en el trabajo anterior, un modelo simple que pudiera describir la cinética de las reacciones y explicar la etapa limitante en el proceso de digestión.

(386) Varias simplificaciones fueron realizadas para desarrollar este modelo. Por ejemplo, la biomasa adherida y suspendida no fue incorporada en el modelo teniendo en cuenta que no existe hasta hoy una manera práctica de diferenciar cuantitativamente los microorganismos hidrolíticos heterótrofos de los formadores de ácidos y de metano. El modelo asume reacciones irreversibles simultáneas de primer orden. La transferencia de masa del substrato es considerada como siendo rápida con relación a la tasa de conversión biológica a metano, no habiendo sido incluida en el modelo por este motivo.

(387) Usando el concepto de un afluente con dos "substratos" (DQO soluble y DQO particulada) fue desarrollado un modelo que proporciona la producción de gas en función del tiempo. Este modelo asume que la materia orgánica compleja es convertida primero a precursores de acetato (butirato y propionato), y que estos son después convertidos en acetato, el mismo que en la etapa final es convertido en metano. Esta es una reacción de tres etapas que puede ser representada de la siguiente manera:

SRBA3k2k1k→→→

donde:

A: representación de la materia orgánica compleja;

B: representación de los precursores de acetato;

R: representación del acetato;

S: representación del metano.

(388) Se debe notar que esta es una aproximación simplificada del proceso real, mas los autores postulan que representa el sistema más complejo de reacciones químicas.



(389) Una modificación del modelo anterior fue presentada por los autores para describir los resultados de las experiencias de HUANG. En este modelo se asume que la conversión de acetato para metano es muy rápida con relación a la conversión de los precursores de acetato para el propio acetato. Entonces el modelo queda reducido a la forma:

SBA k2k1 →→

(390) De acuerdo con el concepto de que la materia particulada es compuesta por materiales que tienen dos diferentes velocidades de reacción, es necesario dividir la materia particulada biodegradable (A) en dos fracciones, una rápidamente biodegradable (Ar) y la otra lentamente biodegradable (As), con constantes de velocidad k1r y k1s, respectivamente. Con esta observación, la reacción puede ser descrita como:

(391) También fue asumido que los precursores del acetato (B) pueden ser aproximados por la DQO soluble biodegradable; Ar y As por la DQO particulada, rápida y lentamente biodegradable, respectivamente y S por la concentración de metano producido a partir de la DQO afluente.

(392) Asumiendo que las reacciones son irreversibles de primer orden, que 40 % de la DQO (soluble y particulada) es inerte, y que Ar representa 5 % de la DQO particulada biodegradable, el conjunto de reacciones puede ser resuelto explícitamente. Así:

( )t.kexpCC s1AroAr −=

( )t.kexpCC r1AroAr −=

C k s Ck k s

k s t k t k r Ck k r

k r t k t C k tBAso Aro

Bo=−

− − − +−

− − − + −12 1

1 2 12 1

1 2 2. exp( . ) exp( . ) . exp( . ) exp( . ) exp( . )

C C k s t C k r t C k tk s Ck k s

k s t k t k r Ck k r

k r t k t

S Aso Aro Bo

Aso Aro

= − + − + − − −

−−

− − − −−

− − −

1 1 1 1 1 212 1

1 2 12 1

1 2

exp( . ) exp( . ) exp( . ). exp( . ) exp( . ) . exp( . ) exp( . )

donde:

As: representación de la DQO particulada lentamente biodegradable, ML-3;

Ar: representación de la DQO particulada rápidamente biodegradable, ML-3;



CAro: DQO inicial de material particulado rápidamente biodegradable, ML-3;

CAso: DQO inicial de material particulado lentamente

biodegradable, ML-3;

CAr: DQO de material particulado rápidamente biodegradable, ML-3;

CAs: DQO de material particulado lentamente biodegradable, ML-3;

CB: DQO soluble, ML-3

CBo: DQO inicial soluble, ML-3

Cs: representación de la concentración de metano, ML-3

k1: constante de velocidad de solubilidad, T-1;

k1r: constante de velocidad de solubilidad, materia orgánica rápidamente biodegradable, T-1;

k1s: constante de velocidad de solubilidad, materia orgánica lentamente biodegradable, T-1;

k2: constante de velocidad de acetogénesis, T-1;

k3: constante de velocidad de metanogénesis, T-1;

(393) El modelo fue ajustado usando la producción de gas y DQO soluble en cada tiempo de detención hidráulica. La DQO soluble en el reactor antes de la alimentación fue considerada inerte. Los siguientes valores para la velocidad fueron obtenidos: k1s = 0,18 d

-1; k1r = 16,8 d

-1 y k2r de 12,0 d

-1.

(394) La producción del gas obtenida a partir del modelo fue comparada con los datos obtenidos por HUANG y colaboradores (1989) presentando una aproximación razonable. Los autores consideran que el lodo afluente no solubilizado tiene una tasa de solubilización poco mayor si se la compara con los resultados del modelo. Esto indica, según ellos, que como era de esperarse, en la hidrólisis biológica o en la acetogénesis, el valor de la constante cinética k2 varía para los tres tipos de lodo. Sin embargo, los valores de las tasas inicial y final de producción de gas fueron razonablemente aproximados mediante el modelo, para los tres reactores. El modelo también puede ser utilizado para estimar la remoción de DQO (durante el ciclo "batch") y el valor de DQO soluble en el final del ciclo.

(395) CHEN y colaboradores (citados por Cuba 1995) operaron cuatro reactores anaeróbicos de lecho fluidificado (RALF) simultáneamente. Cada reactor consistía de una columna



transparente de acrílico con sección transversal cuadrada de 3 x 3 cm y altura de 170 cm. La parte inferior del reactor era de forma cónica para promover fluidificación uniforme del medio y de las biopartículas. Un dispositivo con mayor sección (6 x 6 x 50 cm) fue instalado en la parte superior del reactor para permitir la separación de las burbujas de gas de las biopartículas. Fue usado carbón activado granular (CAG) como medio soporte para retención e inmovilización de las células. Las partículas de CAG tenían un tamaño medio de 0,7 mm, área superficial de 820 m

2/g,

y densidad de 1,5 g/cm3. Aproximadamente 405 g de CAG fueron colocados en cada reactor.

(396) Para cada TDH y para cada concentración de DQO, los reactores fueron operados en por lo menos dos valores de TDH para garantizar que las condiciones de régimen dinámico estable hayan sido alcanzadas.

(397) Fue obtenida remoción de DQO de 94 % para relaciones F/N de 1,0 g DQO / g SVT día, y más de 70 % para F/N de 3,45 g DQO / g SVT.día. La cinética de la remoción de DQO observada puede ser descrita como una expresión del tipo de la de Michaelis-Mentem. Sin embargo, el patrón cinético presentado por el RALF sugirió que la transferencia de masa en el interior de la biopelícula fue significativa, especialmente en la región de baja concentración de DQO en el reactor. Para la región de volumen de reactor con DQO mayor a 1000 mg/l, fue observada cinética de orden cero siendo que para los otros casos se observó cinética de primer orden. La producción de metano fue de 28 l / g de DQO removida en el intervalo de valores de F/N aplicada.

(398) También se reportó el estudio de un reactor de lecho fluidificado con 21 m de altura y 0,5 m de diámetro que empleaba como substrato efluentes industriales provenientes de una industria de procesamiento de alimentos. La carga orgánica aplicada fue aumentada de 2 hasta 16 kg DQO/m3 día a través de la disminución del tiempo de detención hidráulica de 24 hasta 1,5 h, teniendo como principales consecuencias la acumulación de la concentración de ácidos volátiles y la disminución en el porcentaje de remoción de DQO. Determinaciones de la concentración de ácidos volátiles por cromatografía a partir de muestras de 12 tomas distribuidas a lo largo de la altura del reactor, no evidenciaron mayores variaciones aún entre la primera y última, separadas por 15 m de largo de reactor. Los autores estudiaron el desarrollo de la biopelícula y describieron la conformación taxonómica de las bacterias mediante microfotografías de barredura. A través de ese material, pudieron evidenciar inicialmente la presencia de bacterias filamentosas del tipo de las Methanotrix ocupando la



superficie y cavidades del medio soporte sintético, observaciones posteriores mostraron bacterias del tipo de las Methanosarcinas embebidas en las capas externas de la biopelícula. Determinaciones de concentración de SV presentaron valores de hasta 90,37 g/l después de 5 meses de operación, con actividad metanogénica específica de 399 ml biogás/g SV día.

(399) SHIEH y KEENAN (citados por Cuba 1995) operaron un reactor anaeróbico de lecho fluidificado que utilizaba carbón activado como material soporte. El reactor presentó 90 % de remoción de DQO cuando fue operado con tasa de cargamento orgánico de 40 kg DQO/m3.día. El substrato era agua servida sintética que estaba constituida por 30 g/l de glucosa; 0,1 g/l de extracto de levadura; 7,5 g/l de cloruro de amonio; 2,5 g/l de fosfato de potasio monobásico; 1 g/l de fosfato de potasio bibásico y 55 g/L de bicarbonato.

(400) Los autores observaron que la concentración de DQO en el efluente aumentaba con el aumento de la carga orgánica lo que también promovía aumento de la concentración de ácidos volátiles en el sistema, sin embargo la elevada capacidad de tamponamiento en el reactor permitió que la remoción de DQO no sea significativamente afectada.

(401) El volumen de gas metano producido aumentó linealmente con el aumento de la carga orgánica aplicada. La actividad metanogénica de los microorganismos no fue afectada gracias al tamponamiento aplicado al sistema. Sin embargo, se pudo evidenciar que con el aumento de la producción de metano también hubo aumento en la concentración de SV en el efluente del reactor, hecho que indica probable desprendimiento de biopelícula debido a la elevada producción de biogás y elimina la necesidad de remoción de biomasa en exceso.

(402) El parámetro principal aplicado en el diseño de los reactores será el tiempo de detención hidráulica que servirá de punto de partida para calcular el volumen necesario de cada reactor. Este valor será adoptado sobre la base de la eficiencia de remoción de DQO esperada, fijada en un valor de 85%.24

(403) La Fig. 20 muestra los valores de eficiencia de remoción de DQO obtenidos en la parte experimental del trabajo. A pesar de la divergencia de los datos (típicos de estudios experimentales), la aplicación del análisis de regresión exponencial permite obtener la ecuación de la curva que más se aproxima a los valores obtenidos y a partir de esta ecuación serán obtenidos los valores de TDH para el porcentaje de remoción indicado antes.

24 Fuente: CUBA, 1995

Diseño



(404) Los valores de TDH del gráfico mostrado en la Fig. 20 fueron calculados sobre la base del volumen de 7 l ocupado por el lecho de arena en reposo de un reactor de lecho fluidificado operado por 500 días tratando aguas residuales de origen doméstico25 .

(405) Los datos de tiempo de detención en función de porcentaje de remoción, junto con la aplicación de ecuaciones presentadas anteriormente, permiten realizar el diseño del reactor a partir del volumen necesario.

y = 418,97x1,834

0102030405060708090

100

0,14 0,16 0,18 0,2 0,22 0,24 0,26 0,28 0,3

TIEMPO (h)

% D

E R

EM

OC

IÓN

Fig. 20: Valores de eficiencia en remoción de DQO

4.2.5 Tanque séptico (biomasa en suspensión)

(406) Los desechos líquidos de origen doméstico (aguas residuales), sin ningún tratamiento, taponarían rápidamente casi todas las formaciones más porosas de grava. En caso de que la planta de tratamiento tenga aguas abajo una unidad de tratamiento secundario o un pozo absorbente, el tanque séptico acondiciona a las aguas negras para que se puedan infiltrar con mayor facilidad en el subsuelo o no colmaten el lecho de un filtro anaeróbio. Por lo tanto, la función más importante del tanque séptico es proporcionar una protección para unidades dispuestas aguas abajo o conservar la capacidad de absorción del subsuelo. Las Figuras 21 y 22 muestran una fotografía y un esquema de tanques sépticos respectivamente.

25 Idem.



Fig. 21: Fotografía de un tanque séptico fabricado en resina26

(407) Para impartir esta protección el tanque séptico debe cumplir con tres funciones:

1. Eliminación de sólidos.- La colmatación del lecho o el taponamiento del subsuelo con el efluente del tanque varía directamente con la cantidad de sólidos suspendidos que contenga el líquido. Al verterse las aguas residuales de un edificio a un tanque séptico, se reduce su velocidad de escurrimiento y los sólidos más grandes se sedimentan en el fondo o se elevan a la superficie. El tanque retiene los sólidos y descarga el efluente clarificado.

2. Tratamiento biológico.- El contenido de sólidos y el líquido del tanque quedan sujetos a descomposición por procesos bacterianos naturales. Las bacterias existentes son de las variedades denominadas anaerobias, que prosperan en ausencia de oxígeno libre; esta descomposición o tratamiento de las aguas negras bajo condiciones anaerobias es un proceso "séptico" y del mismo toma su nombre el tanque. Las aguas residuales que han sufrido ese tratamiento causan menos obturaciones que las aguas residuales crudas, que contengan la misma cantidad de sólidos suspendidos.

3. Almacenamiento de natas y lodos.- Los lodos son el resultado de la acumulación de los sólidos en el tanque, mientras que la nata es la porción parcialmente sumergida de los sólidos flotantes aglomerados, que se forman en la superficie del fluido en el tanque. Los lodos y, en menor proporción, las natas se digieren y se compactan a menores volúmenes. Sin embargo, no importa cuan eficiente sea el proceso, queda un residuo de materiales sólidos inertes, al

26 Fuente: Tchobanoglous, Crites. Sistemas de manejo de aguas residuales, 2000.



que se debe proporcionar espacio suficiente de almacenamiento en los intervalos entre las limpiezas, pues, en otra forma se arrastrarían del tanque y obstruirían el sistema de infiltración.

(408) Si se proyectan, construyen, mantienen y operan en forma adecuada los tanques sépticos son muy efectivos en la satisfacción de su propósito.

(409) La posición relativa de un tanque séptico en un sistema de subsuperficial se describe de la siguiente forma: el contenido líquido de la conexión domiciliaria de ALC se descarga, primero, al tanque séptico, del mismo a la caja distribuidora y finalmente, al campo de absorción subsuperficial, o al filtro anaeróbio si lo hubiera.

(410) Los sólidos más pesados de las aguas negras se sedimentan en el tanque, formando el lecho de lodos, mientras que los más ligeros, que incluyen grasas y aceites, se elevan a la superficie para formar la capa de nata. Una porción de lodos y natas se licuan por descomposición o por digestión; durante el proceso se liberan gases en los lodos, que arrastran consigo una porción de los sólidos hacia la superficie, donde se acumulan con las natas. Ordinariamente, tales sólidos sufren posterior digestión en la capa de nata y una porción se sedimenta de nuevo en el lecho de lodos del fondo, aunque esta acción se demora si se acumulan muchas grasas en la capa de natas retardándose también la sedimentación por la gasificación en el lecho de lodos. Además, relativamente hay mayores fluctuaciones en el escurrimiento en tanques pequeños que en las grandes unidades y se ha tenido en cuenta este efecto en la Tabla 3, que presenta las capacidades líquidas mínimas recomendables para tanques sépticos hogareños.

Número de dormitorios Volumen del tanque (m3) Volumen por dormitorio (m3) 2 o menos

3 4

3,0 3,4 3,5

1,5 1,1 0,95

Tabla 3: Volumen de tanque séptico

(411) Los tanques sépticos se han de situar donde no puedan causar contaminación de ningún manantial, pozo u otra fuente de abastecimiento de agua; la contaminación subterránea puede viajar en cualquier, dirección y por grandes distancias, a no ser que haya una filtración efectiva. La contaminación subterránea se mueve, comúnmente, siguiendo la misma dirección general que el movimiento normal de las aguas freáticas del lugar y, a su vez, las aguas freáticas se mueven en la dirección de la inclinación o gradiente de la napa freática, o sea, de zonas de napa freática elevada a zonas de napa freática

Posición del Tanque Sèptico en un sistema



más baja, siendo general que tal napa siga el contorno general de la superficie del terreno.

Afluente Nivel del líquidoEfluente

Capa de espuma

Capa de lodo

Zona de agua clarificada

Afluente Nivel del líquidoEfluente

Capa de espuma

Capa de lodo

Zona de agua clarificada

Fig. 22: Esquema de un tanque séptico27

(412) Por tal razón, los tanques sépticos se han de situar pendiente abajo de pozos o manantiales. En ocasiones, las aguas negras de los sistemas de disposición contaminan a pozos situados a mayores elevaciones; es obvio que la elevación de los sistemas de disposición es, casi siempre, mayor que el nivel del agua en aquellos pozos que se tengan en la vecindad, lo que explica que la polución de un sistema de disposición, situado a una menor elevación superficial, pueda aún desplazarse descendiendo hacia el estrato acuífero. Por lo tanto, para la protección de las fuentes de agua, es necesario confiar tanto en las distancias horizontales como en las verticales y los tanques sépticos nunca se localizarán a menos de 15 m de cualquier fuente de abastecimiento de agua y de preferencia, cuando sea posible, a mayores distancias.

(413) El tanque séptico no se encontrará a menos de 2 m de cualquier edificio y nunca se situará en zonas pantanosas ni en, lugares expuestos a inundaciones o avenidas y por lo general, el tanque quedará donde se disponga de la mayor superficie posible para el campo de infiltración, debiendo también prestarse atención a la localización desde el punto de vista de su limpieza y mantenimiento. Cuando en el futuro, se puedan instalar alcantarillados públicos, se debe disponer el sistema de drenaje doméstico para su conexión a tales alcantarillados.

27 Fuente: Tchobanoglous, Crites. Sistemas de manejo de aguas residuales, 2000.



(414) Contrariando la creencia popular, los tanques sépticos no verifican un alto grado de eliminación de bacterias, aunque las aguas negras sufren un tratamiento a su paso a través del tanque, esto no implica que los afluentes del tanque séptico sean seguros. En algunos aspectos, el líquido que se descarga del tanque séptico es más objetable que el que entra al mismo, pues se encuentra séptico y con malos olores, lo que no es óbice para el uso del tanque pues, como ya se indicó, su propósito principal es acondicionar a las aguas negras para que produzca menos obturaciones en el campo de infiltración.

(415) La purificación final del efluente, incluyendo la eliminación de gérmenes patógenos, se verifica en la infiltración a través del suelo. En su tiempo, las bacterias patógenas mueren en el ambiente desfavorable del suelo además de que tales gérmenes se eliminan durante la filtración, por causas físicas, todo lo cual se conjuga para la purificación del efluente de aguas negras.

(416) En el diseño de los tanques sépticos, la capacidad es una de las consideraciones más importantes y los estudios han puesto en evidencia que una capacidad liberal del tanque no sólo es importante desde el punto de vista funcional, sino que constituye una buena economía. Las capacidades líquidas que se recomiendan en la Tabla 3 permiten el uso de todos los mecanismos domésticos, incluyendo desmenuzadores de desperdicios.

(417) Los tanques sépticos han de ser herméticos y se han de construir de materiales que no estén expuestos a corrosiones excesivas ni a putrefacción, considerándose que en cualquier lugar son aceptables los construidos de concreto, metales revestidos, arcilla o barro vitrificado, bloques prensados de hormigón y ladrillos cocidos, lo mismo que los tanques de hormigón reforzado, bien sea precolados como vaciados en el sitio.

(418) Para asegurar su hermeticidad, se ha de prestar especial atención a los tanques que se construyan en la obra; los bloques de hormigón prensado se han de tender sobre cimientos firmes, aplicando buenas juntas de mortero y el interior del tanque se ha de acabar con dos aplanados de morteros de cemento y arena, de unos 7 mm de espesor.

(419) Los tanques prevaciados han de tener paredes con un espesor mínimo de 63 mm y, para facilitar su manejo, se han de reforzar en forma adecuada. Cuando se usan como cubiertas, las losas prevaciadas han de tener un espesor mínimo de 76 mm, con refuerzos apropiados.

(420) Los rellenos alrededor del tanque séptico se han de aplicar en capas delgadas, bien apisonadas, en una forma tal

Ubicación

Capacidad

Especificacones para tanques sépticos



que no produzcan esfuerzos excesivos sobre el tanque. Se pueden provocar los asentamientos del relleno por aplicaciones de agua, siempre que todo el material se humedezca en forma debida, del fondo hacia arriba, y que el tanque se mantenga previamente lleno, para evitar que flote y se disloque.

(421) En cada compartimiento del tanque se han de disponer accesos adecuados, para las operaciones de inspección y limpieza y, así mismo tanto los dispositivos de entrada como de descarga de las aguas negras han de quedar fácilmente accesibles. Los accesos que se establezcan para cada compartimiento pueden ser de tapas removibles o de bocas de visita, de 50 cm en su menor dimensión. Cuando la corona del tanque se encuentre a más de 45 cm de profundidad del suelo, los pozos de visita se han de extender hasta unos 20 cm del suelo; en muchos casos, tales extensiones se pueden establecer con tubos de barro o de concreto pero se ha de prestar atención a los riesgos de accidentes que se pueden presentar cuándo las bocas de visita se encuentran cercanas a la superficie del suelo.

(422) Es importante que el dispositivo de descarga penetre lo suficiente abajo del nivel del líquido del tanque séptico para que se pueda establecer un cierto equilibrio entre las acumulaciones de Lodos y de natas. En el corte vertical de un tanque debidamente operado, se han de observar claramente tres secciones distintas: la nata en la superficie, una zona media libre de sólidos (denominada "espacio limpio") y el lecho de lodos en el fondo; el dispositivo de descarga ha de retener las espumas en el tanque pero, al mismo tiempo, ha de limitar la cantidad de lodos que se pueda acumular sin que haya posibilidad de que se arrastren en el efluente del tanque. Las observaciones de campo hechas sobre las acumulaciones de lodos, indican que la toma del dispositivo de descarga se ha de extender a una distancia bajo la superficie equivalente al 40 % del tirante del líquido; para tanques cilíndricos horizontales, esa penetración se puede reducir al 35 % y, por ejemplo, en un tanque cilíndrico horizontal, con un tirante de 1,10 m, el dispositivo de descarga ha de penetrar 1,10 x 0,35 = 39 cm (aprox.) bajo el nivel del líquido.

(423) El dispositivo de descarga debe sobresalir del nivel del líquido hasta unos 3 cm de la cubierta del tanque; este espacio entre la cubierta y el deflector o chicana permite que gases pasen, a través del tanque, hasta la ventilación de la casa.

(424) La boca de admisión al tanque se debe encontrar, cuando menos, a 3 cm (de preferencia 8 cm) sobre el nivel del líquido en el tanque, para poder permitir elevaciones momentáneas del nivel del líquido a la llegada de los aportes; éste bordo libre evita remansos y la deposición de materiales sólidos en el albañal que conduce hacia el tanque.

Descarga

Admisión



(425) Para dirigir hacia abajo las aguas negras de llegada, se tendrá que establecer un deflector o una te de desfogue que irá a penetrar, cuando menos, 15 cm bajo el nivel del líquido, aunque en ningún caso la penetración será mayor que la que se permita para la salida.

(426) Los datos disponibles indican que, para tanques de una capacidad y área superficial determinadas, los tanques más someros funcionan tan bien como los tanques profundos. Se ha observado también que, para tanques de una capacidad y profundidad dadas, carece de importancia la forma del tanque séptico.

(427) Sin embargo, se recomienda que la dimensión mínima de la planta sea, cuando menos, de 60 cm y que la profundidad del líquido varíe de 75 a 150 cm.

(428) Para acomodar aquella porción de la nata que flota sobre el líquido se necesita un cierto espacio libre sobre el nivel del líquido. Aunque se deben esperar algunas variaciones, como promedio alrededor del 30 % de las natas se acumulan sobre el nivel del líquido y, además de las provisiones que se tomen para el almacenamiento de natas, se dejan libres unos 3 cm bajo la cubierta del tanque para permitir el paso libre de los gases hacia la admisión y hacia la ventilación de la casa.

(429) Para tanques de paredes laterales rectas y verticales, la distancia de la cubierta del tanque al nivel del líquido ha de ser, aproximadamente, del 20 % la profundidad del líquido; en tanques cilíndricos, de eje horizontal, se ha de dejar como espacio libre una área que corresponda, aproximadamente, al 15 % del círculo total y esta condición se satisface si la profundidad del líquido (o sea la distancia del dispositivo de salida al fondo del tanque) es igual al 79 % del diámetro del tanque.

(430) Aunque son posibles varias formas de acomodo, se usa aquí el término "compartimentación" para el caso de un cierto número de unidades dispuestas en serie, que bien pueden ser unidades separadas, convenientemente enlazadas, o secciones incluidas en un casco continuo, con particiones herméticas separando los compartimientos individuales.

(431) Aunque un tanque de un solo compartimiento ha de tener un comportamiento aceptable, los datos resultantes de las investigaciones indican que los tanques con dos compartimientos, con un primer comportamiento con una capacidad de la mitad a las dos terceras partes del volumen total, proporcionan una cierta ventaja en la eliminación de sólidos suspendidos, lo que tiene un valor especial para condiciones de absorción en suelos muy herméticos o compactos. Los tanques con tres o más compartimientos

Proporciones del tanque

Capacidad del espacio libre

Uso de compartimientos



iguales rinden, cuando menos, el mismo comportamiento que un tanque de un solo compartimiento de la misma capacidad total, pero se recomienda que ninguna instalación tenga más de cuatro compartimientos y que cada compartimiento tenga en planta una dimensión mínima de 60 cm, con una profundidad de líquido variando de 75 a 150 cm.

(432) Para cada compartimiento se ha de establecer una boca de visita, situándose ventilas entre los compartimientos para permitir el libre paso de los gases. Los dispositivos de admisión y descarga, en una instalación de compartimientos, deben ser los apropiados para un solo tanque y, así mismo, se ha de conceder la misma tolerancia para el almacenamiento sobre el nivel del líquido.

(433) Los tanques sépticos se han de limpiar antes de que se acumulen demasiados sólidos y natas pues si estos se acercan mucho a la toma del dispositivo de salida, se llegan a arrastrar partículas hasta el campo de absorción, provocando su obturación. Desde luego que, cuando esto sucede, el líquido aflora a la superficie del terreno y las aguas negras taponan la instalación sanitaria: cuando un campo de absorción se obtura por esa causa, no sólo es necesario limpiar el tanque sino construir un nuevo campo de absorción.

(434) Las capacidades de los tanques, que se establecen en la Tabla 3, conceden períodos razonables de buen funcionamiento antes de que llegue a ser necesaria la limpieza. Hay amplias variaciones, de un tanque a otro, en la velocidad de acumulación de lodos y natas; por ejemplo, en un caso de cada 20, el tanque ha de alcanzar el punto peligroso en menos de 3 años y se deberá proceder a su limpieza. Los tanques sépticos se han de inspeccionar anualmente, cuando menos, limpiándolos cuando sea necesario.

(435) Aunque pueda ser difícil para los propietarios de casas, la inspección real de las acumulaciones de lodos y natas es la única manera de determinar, definitivamente, cuándo se necesita bombear un tanque séptico; cuando se inspeccione un tanque se han de medir los espesores del lodo y de la nata en la vecindad del deflector de la descarga. El tanque se ha de limpiar cuando el fondo de la capa de nata se halle, aproximadamente, a unos 8 cm de la toma del dispositivo de descarga.

(436) El espesor de la nata se puede medir con un bastón o pértiga al que se haya fijado una aleta con gozne; el bastón se fuerza a través de la capa de nata hasta que la aleta se desplace a la posición horizontal con lo que, al izar de nuevo el bastón, se aprecia el fondo de la capa de nata; con el mismo dispositivo se puede determinar la distancia al fondo del dispositivo de descarga.

Limpieza de tanques sépticos



(437) Para apreciar el espesor del lodo y la profundidad del líquido, se usa una pértiga, que tenga en un extremo un hisopo largo de trapos o toallas blancas, que se hace descender hasta el fondo del tanque y, para evitar las partículas de nata, el lugar apropiado de introducción es por el dispositivo de descarga. Después de varios minutos, si la pértiga se iza con cuidado, se puede distinguir la línea de lodos, por las partículas que quedan adheridas a los tejidos.

(438) En muchas de las comunidades en que usan tanques sépticos, hay firmas dedicadas a la limpieza de los tanques sépticos y las autoridades sanitarias locales pueden proporcionar informes al respecto. Comúnmente, la limpieza se verifica bombeando el contenido del tanque a un camión-tanque o pipa; los tanques sépticos no se han de lavar o desinfectar después del bombeo y se dejará en los mismos un pequeño residuo de lodo, como inocuo para las operaciones futuras. Los materiales extraídos se deben sepultar en un lugar deshabitado o, con el permiso de las autoridades, se pueden vaciar en un sistema de alcantarillados sanitarios pero nunca se deben vaciar en alcantarillados pluviales o directamente en las corrientes de agua. Los métodos de disposición han de ser aprobados por las autoridades sanitarias.

(439) Cuando se limpia un tanque séptico grande, debe tenerse cuidado de no entrar al tanque hasta que se haya ventilado debidamente y se hayan eliminado los gases, para prevenir los riesgos de explosiones o de asfixia para los trabajadores. Cualquier persona que entre al tanque debe llevar atada a la cintura una cuerda, cuyo extremo lo retenga, en el exterior del tanque, una persona suficientemente fuerte para izarla si el trabajador llegara a ser afectado por los gases del tanque.

(440) Por lo general, no se consideran necesarios los interceptores (o trampas) de grasa en los sistemas hogareños de disposición de aguas negras. Nunca se han de pasar por tales interceptores la descarga de los desmenuzadores de desperdicios y las capacidades que se recomiendan para los tanques sépticos en este manual son suficientes para recibir las grasas que normalmente se descargan de un hogar.

(441) La operación funcional de los tanques sépticos no se mejora por la adición de desinfectantes u otras substancias químicas y, en general, no se recomienda la adición de ninguna de estas substancias a los tanques sépticos.

(442) Algunos productos patentados, que se pretende que limpian los tanques sépticos, contienen como agentes activos bien sea hidróxido de sodio o hidróxido de potasio (vulgarmente: sosa cáustica y potasa cáustica); tales productos pueden conducir a la distensión o hinchazón de los lodos, y a

Interceptores de grasa

Substancias químicas



un gran incremento en la alcalinidad, llegando a interferir con la digestión; el efluente resultante puede dañar gravemente la estructura de los suelos y acelerar su obturación, aunque inmediatamente después de la aplicación del producto se experimente un descanso temporal.

(443) Sin embargo, con frecuencia se han exagerado los efectos de las substancias químicas que ordinariamente se usan en los hogares. Pequeñas cantidades de hipocloritos agregadas al tanque pueden ser de valor para el control de olores, Sin tener efectos adversos y, así mismo, las pequeñas cantidades de lejías o productos cáusticos, que normalmente se usan en los hogares, no llegan a ser objetables cuando se agregan en la red de drenaje, en lo que atañe a la operación del tanque. Si el tanque séptico es de la capacidad que se recomienda, es suficiente la dilución de las lejías o cáusticos en el mismo tanque, para neutralizar los efectos dañinos que pudieran ocurrir.

(444) Se han puesto en el mercado, para usarse en los tanques sépticos, muchos productos, algunos de los cuales contienen enzimas, de cuyas propiedades se hacen públicas pretensiones extravagantes. Hasta donde se conoce, ninguno de ellos ha demostrado ventaja alguna en pruebas adecuadamente controladas.

(445) No tienen un efecto adverso apreciable en el sistema, en la forma normal de uso hogareño, los jabones, detergentes, blanqueadores, destapadores de cañerías y otros materiales; sin embargo, tanto el suelo como los organismos esenciales pueden ser susceptibles a grandes dosis de substancias y de desinfectantes, la moderación ha de ser la regla. Antes de descargar en los sistemas las substancias o desechos resultantes de una industria casera o de un trabajo de afición, se ha de buscar el consejo de funcionarios sanitarios responsables.

(446) Por lo general, es recomendable que todos los desechos sanitarios de una casa se descarguen a un único tanque séptico y sistema de infiltración; para instalaciones caseras, comúnmente es más económico establecer un sistema único de disposición que dos o más sistemas con la misma capacidad total. Los desechos domésticos normales, que incluyen los provenientes de lavandería, baños y cocina, deben pasar a un solo sistema.

(447) Los desagües de los techos, los provenientes de los sótanos y los de cualquier otro origen que produzcan grandes volúmenes, intermitentes o constantes, de aguas claras no se deben entubar hacia el tanque séptico o hacia el campo de absorción; tales volúmenes agitarían el contenido del tanque y arrastrarían sólidos hacia la descarga y, a su vez, el sistema de

Notas Diversas



infiltración, situado a continuación del tanque, correría el peligro de inundarse u obturarse, llegando a fallar. Los drenajes de la cochera o garaje, o de otras fuentes de desechos aceitosos, se han de excluir del tanque.

(448) Los substitutos del papel higiénico no se deben arrastrar hacia el tanque séptico; las toallas de papel, los papeles de periódicos, los de envoltura, los trapos y las astillas de madera pueden no descomponerse en el tanque y se corre el peligro de obturar los albañales y el sistema de disposición.

(449) Las salmueras de desecho, provenientes de ablandadores domésticos de agua, no tienen un efecto adverso sobre la acción del tanque séptico aunque puede abreviar la vida útil del campo de absorción, si se encuentra instalado en un suelo de tipo arcilloso.

(450) Se obtiene una ventilación adecuada del sistema a través de los dispositivos del drenaje sanitario del edificio, si tanto el sistema como el drenaje se han proyectado e instalado debidamente, no siendo necesaria una ventilación separada del tanque séptico.

(451) En un lugar adecuado del edificio servido por estos sistemas se debe colocar un plano que muestre la localización del tanque séptico y del campo de absorción; bien sea que estos planos sean proporcionados por el constructor, por el instalador del tanque séptico o por el departamento local de salubridad, en el mismo se han de incluir instrucciones breves sobre los trabajos de inspección y mantenimiento que se requieren. Tales instructivos ayudan al propietario de la casa a familiarizarse con las labores de mantenimiento que necesitan los tanques sépticos, previendo las fallas y asegurando una operación satisfactoria.

(452) Se simplifican las operaciones de mantenimiento y limpieza cuando se instalan extensiones a las bocas de visita o agujeros de inspección hasta unos 20 cm del nivel del suelo.

(453) Los tanques sépticos que se abandonen se han de rellenar con tierra o piedras.

4.2.6 Filtro anaeróbio (biomasa fija)

(454) Reactores biológicos con relleno son unidades que disponen de medio soporte, constituido por materiales, piezas o accesorios, generalmente inertes, en cuya superficie ocurren la fijación y el desarrollo de biopelícula y en cuyos intersticios proliferan microorganismos que pueden agruparse en las más

Concepto de filtros anaerobios



diferentes maneras. La Fig. 23 muestra la fotografía de un filtro anaeróbio.

Fig. 23: Fotografía de un filtro anaeróbio28

(455) Cuando el medio soporte no se mueve el reactor es denominado de lecho fijo, y cuando ese medio es constituido por material granular sometido a flujo ascendente, se emplea la denominación de reactor de lecho expandido o fluidificado dependiendo de las condiciones de equilibrio dinámico de las partículas que constituyen el lecho.

(456) En cualquiera de los tipos de reactor de film fijo mencionados es posible el desarrollo, de los procesos aeróbio, anaeróbio y anóxico, dependiendo apenas de las condiciones de control del sistema.

(457) Las denominaciones más comunes para los tipos usuales de reactores con relleno son: filtro biológico aeróbio, filtro anaeróbio, biodisco, reactor de lecho expandido y reactor de lecho fluidificado.

(458) El vocablo filtro, a pesar de muy usado en el medio técnico y científico, no representa la realidad pues tanto el filtro aeróbio como el anaeróbio, no efectúan la filtración según su significado específico.

28 Fuente: propiedad del autor



(459) En la realidad los filtros anaeróbios son reactores de lecho fijo, que además de poseer biopelícula adherida al material soporte, también poseen considerable cantidad de agregados y flocs con bacterias y hasta gránulos que permanecen en los intersticios a través de los cuales ocurre el escurrimiento del líquido.

(460) En ese tipo de reactor pueden ser empleados los más diferentes materiales para constitución del relleno, tales como piedras, piezas cerámicas, piezas en material sintético (anillos, etc.), piezas en madera, módulos tubulares, etc., y hasta, en casos especiales, se puede pensar en usar materiales flotantes.

(461) Hasta el presente se ha empleado apenas filtros anaeróbios con lecho sumergido, sin embargo, el sentido de flujo puede ser ascendente o descendente. Así siendo, una denominación precisa para el filtro anaeróbio seria: reactor anaeróbio de lecho fijo con flujo descendente (o ascendente).

(462) El filtro anaeróbio es un reactor en el cual la materia orgánica es estabilizada a través de la acción de microorganismos que quedan retenidos en los intersticios (parte más importante) o adheridos al material soporte que constituye el lecho a través del cual los deshechos líquidos escurren.

(463) Las mayores tasas de remoción de substrato ocurren en los niveles más bajos del lecho (cuando el flujo es ascendente), siendo que en esa región existen grandes concentraciones de substrato y de sólidos biológicos.

(464) Los sólidos biológicos que se forman en las capas más profundas del lecho son mantenidos en suspensión, en forma de flocs o gránulos, y pueden presentar elevada capacidad de degradación de los más diferentes substratos. Filtros biológicos en buenas condiciones de funcionamiento pueden presentar eficiencia elevada de remoción de DQO y no exigen unidad de decantación complementaria, pues en esos casos el contenido de sólidos en el efluente es bastante bajo y el residuo arrastrado por el agua presenta aspecto semejante al de pequeñas partículas de carbón suspendidas en líquido bastante clarificado, para la mayoría de los deshechos líquidos.

(465) El interés por el filtro anaeróbio se debe a datos de pesquisas realizadas a partir de 1963, en las cuales son mostrados resultados obtenidos en la operación de ese tipo de reactor alimentado con deshechos líquidos sintéticos, con remoción de DBO superior a 80% para tiempos de detención hidráulicos inferiores a 24 h.

(466) La mayor parte de los filtros anaeróbios de medio y grande porte es constituida de unidades rectangulares o

Configuración de filtros anaerobios y dispositivos de entrada y salida



cuadradas, sin embargo en muchos casos también se puede adoptar con facilidad unidades circulares.

(467) La altura total de las unidades puede variar en la faja de 3 a 13 m aunque esta última no sea aconsejable para relleno de piedras por motivos estructurales.

(468) Cuando se escoja relleno de piedras la altura del lecho puede ser adoptada en el intervalo de 0,8 a 2 m y su tamaño sea de 5 a 8 m. Tamaños menores deben ser descartados, pues pueden surgir serios problemas causados por la colmatación del lecho.

(469) Los reactores pueden ser ocupados totalmente por el relleno (en ese caso se debe tomar cuidado redoblado con la distribución de caudal) o pueden poseer una región inferior libre, en la cual se prevé la formación de flocs, gránulos o aglomerados que permanecen en suspensión.

(470) Además de eso, pueden ser efectuadas construcciones de unidades en serie, cuando la DQO del afluente es relativamente elevada. Cuando se usan unidades en serie su operación adquiere mayor flexibilidad pues el sentido del flujo puede ser invertido, de modo que ambas unidades funcionan alternadamente, con flujo ascendente o descendente. La Fig. 24 muestra el corte típico de un filtro anaeróbio.

Fig. 24: Corte de filtro anaeróbio mostrando la configuración de salida por medio

de tubos perforados29

(471) La distribución de caudal en los filtros anaeróbios es una de las partes más delicadas de su proyecto. Es evidente que 29 Fuente: Campos, J. R. Diseño y operación de filtros anaeróbios para el tratamiento

de efluentes líquidos industriales. In Tratamiento Anaeróbio de aguas residuales en América latina, 1990.

Sistema de distribución de caudal



cuanto mejor la distribución de la caudal a través del lecho, menor será el volumen perdido debido a espacios muertos.

(472) La alimentación de ese tipo de reactor puede ser efectuada por bombeo o por gravedad.

(473) Cuando se opta por el primer caso, el diseño hidráulico de las tuberías generalmente puede ser hecho con mayor facilidad, adoptando criterios usuales para diseño de sistemas de tipo manifold y laterales. En esa situación se recomienda que la suma de las áreas de las aberturas de cada tubería sea menor que la mitad del área de la sección de la tubería en cuestión. La adopción de ese criterio práctico atenúa los errores y discrepancias que ocurren entre los caudales que pasan por todos los orificios de un mismo conducto.

(474) Por otro lado, es muy difícil, o casi imposible atender simultáneamente los requisitos hidráulicos y los consecuentes de la propia naturaleza de las aguas residuales que siempre poseen impurezas que pueden provocar incrustaciones o deposiciones en el interior de los ductos, alterando completamente las hipótesis de los cálculos hidráulicos.

(475) Los orificios deben ser suficientemente grandes para reducir posibilidades de taponamiento y suficientemente pequeños para imponer pérdida de carga razonable para tener el buen funcionamiento del sistema de distribución. Se sugiere, como punto de partida para diseño, velocidades superiores a 1 m/s y diámetros de orificio menores a 2,0 cm.

(476) La construcción debe ser efectuada de modo que permita todas las facilidades para operaciones de limpieza de las tuberías. Se sugiere el uso de tuberías en PVC de pared espesa y no de pared delgada, conforme se usa para redes de ALC.

(477) La distribución de caudales también puede ser efectuada por gravedad. En ese caso, al imponer velocidades elevadas, para reducir problemas de incrustaciones y taponamientos y también para posibilitar pérdidas de carga apropiadas en los orificios de distribución, se tiene el inconveniente de tener que construir cajas de distribución en cotas relativamente elevadas con relación al nivel de agua en el reactor. Aún en este caso se podría utilizar el mismo esquema propuesto para distribución por bombeo.

(478) Evidentemente, la distribución ideal se basaría en la construcción de una caja elevada con tantos vertedores de salida cuantas fuesen las tuberías para alimentar todos los puntos estratégicamente definidos en el fondo de la unidad. Esa solución es factible para unidades pequeñas pero se torna inadecuada para unidades de medio y gran porte.



(479) En la realidad se puede llegar a soluciones interesantes combinándose cajas provistas con algunos vertedores que distribuyan uniformemente el caudal afluente a diversos tubos que se constituyen en “manifolds" que, por su vez, alimentan tuberías secundarias provistas de orificios adecuadamente espaciados.

(480) Se resalta la afirmación de que cualquier solución adoptada debe disponer de recursos fáciles para limpieza y descarga de las tuberías de distribución, pues siempre están sujetos a eventualidades que pueden causar taponamientos parciales, a lo largo del tiempo, que distorsionen violentamente la distribución deseada en el proyecto.

(481) Una forma relativamente segura de efectuar la distribución del afluente puede ser conseguida, implantándose las tuberías de distribución apoyadas y fijas sobre el lecho. De esas tuberías pueden partir tuberías verticales de diámetros menores, cuya extremidad inferior se abre junto al fondo del reactor. Para mejorar aún más la facilidad de limpieza, en el local de acople de la tubería vertical con la horizontal (sobre el lecho) se puede colocar una cruceta con tapón removible, el que viabiliza la inspección y limpieza de esta tubería secundaria.

(482) Así como se debe tener mucho cuidado al proyectarse el sistema de distribución. También el sistema de recolección de efluentes de los filtros anaeróbios demanda criterios para que no sean creadas condiciones para formar zonas muertas en la unidad, que pueden reducir la capacidad útil del reactor.

(483) El uso de tubos ahogados (en PVC, de pared gruesa, por ejemplo) es muy interesante, pues, este sistema permite que sean superados pequeños errores de nivelación de los colectores. El nivel del agua, en ese caso, es definido por una compuerta del tipo stop log, instalada en el canal principal al cual convergen los colectores secundarios provistos de orificios distribuidos homogéneamente en el área superficial del reactor.

(484) Es interesante que en esos orificios ocurra cierta pérdida de carga localizada, para mejorar la homogenización de la recolección.

(485) Los efluentes de esa unidad también pueden ser recolectados empleando canaletas superficiales, construidas de materiales resistentes a la corrosión (o revestidos adecuadamente). En este caso se recomienda el uso de accesorios que permitan la nivelación de estas canaletas, pues es muy difícil la construcción de ese dispositivo perfectamente nivelado.

(486) En ciertos casos puede ocurrir flotación de materiales que son arrastrados en las canaletas o tubos de recolección. En esa situación pueden ser usados anteparos paralelamente a las

Sistema de recolección de efluentes



canaletas y tubos, de modo de impedir ese arrastre indeseable, a ejemplo de los usados junto a canaletas de decantadores.

(487) Según los resultados disponibles y con base en el conocimiento actual sobre los filtros anaeróbios, se verifica que uno de los parámetros más importantes para proyecto de esos reactores es el tiempo de detención hidráulico.

(488) Para el diseño de los mismos, Lettinga (1994) propone una ecuación del tipo:

( ) mTDHSk1E −−= en que:

E: eficiencia de remoción de DQO Sk y m: coeficientes relacionados con la configuración y del tipo

de relleno Sk = 0,87; m=0,5 TDH: tiempo de detención hidráulico (día)

En la ecuación anterior, el parámetro TDH puede ser substituido por el valor TDH = So/TCO, en que:

So: concentración del afluente (kg DQO/m3) TCO: tasa de cargamento orgánico (kg DQO/m3.día)

(489) Se destaca el hecho de que esas relaciones deben ser utilizadas con cautela, pues entre otras limitaciones, se puede notar que no se incluye en la ecuación la influencia del tiempo de detención celular. Aún así, esa ecuación puede auxiliar mucho en estudios preliminares y en estudios comparativos.

(490) Consideraciones generales sobre el proyecto

a) Cuando haya gran variación de caudal o de concentración del afluente, se sugiere el uso de tanque de homogenización.

b) Además del sistema de distribución y de recolección de efluentes deben ser previstas descargas de fondo para drenaje regular de lodo. Esas descargas deben ser bien distribuidas y la velocidad en las tuberías debe ser superior a 1 m/s.

c) Cuando se utilice relleno modular o sintético, se recomienda que nunca se emplee tiempo de detención inferior a las 12 horas y para relleno con piedras superior a 18 h. El tiempo de detención hidráulico correcto debe ser determinado a través de la operación de una instalación piloto. Un análisis de los datos disponibles en la literatura muestra que tiempos de detención hidráulicos superiores a 24 h, de manera general, permiten alcanzar mayores eficiencias.

d) A medida que el tiempo de detención se aproxima del límite inferior compatible con una determinada instalación, se observa que ocurre mayor inestabilidad del proceso, o sea, los valores de la eficiencia del reactor sufren dispersión cada vez más acentuada.

Orientaciones para diseño



e) Se debe tratar de mantener tiempo de detención celular superior a 100 días, pues así se tendrá mejores resultados de eficiencia.

f) Se debe prever la recirculación en filtros anaeróbios en los siguientes casos: a) hay variaciones sensibles en la calidad del efluente bruto; b) el efluente bruto presenta deficiencia acentuada de nutrientes y/o de alcalinidad; c) la concentración del efluente bruto es muy elevada (superior la 8.000 mg/l). Efluentes poco concentrados, en términos de DQO, pueden ser tratados en filtros anaerobios desde que se empleen tasas de cargamento relativamente pequeñas y adecuadas al reactor y al proceso.

4.3 Procesos facultativos

4.3.1 Lagunas facultativas

(491) Las lagunas facultativas son la variante más simple de los sistemas de lagunas de estabilización. Básicamente, el proceso consiste en la retención del agua residual por un período de tiempo suficiente largo para que los procesos naturales de estabilización de materia orgánica se desarrollen. Las principales ventajas y desventajas de las lagunas facultativas están asociadas la predominancia de los fenómenos naturales.

(492) Las ventajas se relacionan a la gran simplicidad y la confiabilidad de la operación. Los procesos naturales son confiables ya que no hay equipamientos que puedan deteriorarse o esquemas especiales requeridos. Sin embargo, la naturaleza es lenta, necesitando de largos tiempos de detención para que las reacciones se completen, lo que implica en grandes requisitos de área.

(493) Asi, las lagunas de estabilización son más apropiadas donde la tierra es barata, el clima favorable, y se desea tener un método de tratamiento que no requiera equipamientos ni de una capacitación especial de los operadores.

(494) Los costos de las lagunas de estabilización son bastante competitivos, donde los costos del terreno y la necesidad de movimientos de tierra no sean excesivos. La construcción es simple, incluyendo principalmente movimiento de tierra y los costos operacionales son despreciables, en comparación con otros métodos de tratamiento. La eficiencia del sistema es usualmente satisfactoria, pudiendo llegar la niveles comparables a los de la mayor parte de los tratamientos secundarios.

Definición

Ventajas

La actividad biológica es grandemente afectada por la temperatura, especialmente en las condiciones naturales de las lagunas.



(495) El afluente entra en un extremo de la laguna y sale por el extremo opuesto. A lo largo de ese recorrido, que demora varios días, una serie de mecanismos contribuyen para la purificación del agua residual. Estos mecanismos ocurren en las tres zonas de las lagunas, denominadas: zona anaeróbia, zona aeróbia y zona facultativa.

(496) La materia orgánica en suspensión (DBO particulada) tiende la sedimentar, constituyéndose en el lodo de fondo (zona anaeróbia). Este lodo sufre el proceso de descomposición por microorganismos anaeróbios, siendo convertido lentamente en gas carbónico, agua, metano y otros. Después de un cierto período de tiempo, apenas la fracción inerte (no biodegradable) permanece en la capa de fondo. El gas sulfhídrico generado no causa problemas de mal olor por el hecho de ser oxidado por procesos químicos y bioquímicos, en la capa aeróbia superior.

(497) La materia orgánica disuelta (DBO soluble), conjuntamente con la materia orgánica en suspensión de pequeña magnitud (DBO finamente particulada) no sedimenta, permaneciendo dispersa en la masa líquida. En la capa más superficial, se tiene la zona aeróbia. En esta zona, la materia orgánica es oxidada por medio de la respiración aeróbia. Hay la necesidad de la presencia de oxígeno, el cual es introducido al medio por la fotosíntesis realizada por las algas. Se tiene, así, un perfecto equilibrio entre el consumo y la producción de oxígeno y gas carbónico.

(498) Se debe destacar que las reacciones de fotosíntesis (producción de materia orgánica) y respiración (oxidación de la materia orgánica) son similares, apenas con direcciones opuestas.

(499) Para que la fotosíntesis ocurra de esta manera es necesaria una fuente de energía luminosa, en este caso suministrada por el sol. La fotosíntesis, por depender de la energía solar, es más elevada próxima a la superficie de la laguna. A medida que la laguna se hace más profunda, la penetración de la luz es menor, lo que ocasiona la predominancia del consumo de oxígeno (respiración) sobre su producción (fotosíntesis), con la eventual ausencia de oxígeno disuelto a partir de una cierta profundidad. Además, la fotosíntesis solo ocurre durante el día, ocasionando que durante la noche pueda prevalecer la ausencia de oxígeno. Debido a estos hechos, es esencial que haya diversos grupos de bacterias, responsables por la estabilización de la materia orgánica, que puedan sobrevivir y proliferar, tanto en la presencia como en la ausencia de oxígeno. En la ausencia de oxigeno libre, son utilizados otros aceptores de electrones, como nitratos (condiciones anóxicas). Esta zona, donde puede

Descripción del proceso

Lugares con elevada radiación solar y baja nubosidad son bastante propicios para la implantación de lagunas facultativas.



ocurrir la presencia o ausencia de oxígeno es denominada zona facultativa.

(500) Ya que el proceso de lagunas facultativas es natural, no necesita de ningún equipamiento y por esta razón, la estabilización de la materia orgánica se procesa en tasas lentas implicando en la necesidad de un largo tiempo de detención en la laguna (usualmente superior a 20 días). Para que la fotosíntesis sea activa se necesita una gran área de exposición para el mejor aprovechamiento de energía solar por las algas implicando en la necesidad de grandes unidades. En consecuencia, el área total requerida es la mayor entre todos los procesos de tratamiento de aguas residuales (excluyendo los procesos de disposición sobre el suelo).

(501) El efluente de una laguna facultativa posee las siguientes características principales:

• Color verde debido a las algas

• Elevada concentración de oxígeno disuelto

• Sólidos en suspensión, aunque prácticamente ninguno sea sedimentable (las algas prácticamente no sedimentan en el ensayo del cono de Imhoff)

(502) En una laguna de estabilización facultativa, las algas desempeñan un papel fundamental, su concentración es más elevada que la de las bacterias, ocasionando que el líquido en la superficie de la laguna sea predominantemente verde. En términos de sólidos en suspensión secos, la concentración es usualmente inferior a 200 mg/l, aunque en términos de números las algas puedan alcanzar contajes del orden de 104 a 106 organismos por ml. Los principales tipos de algas encontrados en las lagunas de estabilización son:

• Algas verdes (clorofíceas). Tales algas dan a la laguna el color verdoso predominante. Los principales géneros son las Chlamydomonas, Euglena y Chlorella. Los dos primeros géneros son normalmente los primeros en aparecer en la laguna, tendiendo a ser dominantes en los períodos fríos, y teniendo flagelos, lo que les da la capacidad de locomoción. El genero Euglena tiene gran capacidad de adaptación a las diferentes condiciones climáticas.

• Algas azules (cianofíceas). En realidad, las algas azules son muchas veces referidas como aproximándose más a las bacterias que a las algas propiamente dichas. Las algas azules nunca presentan organelas de locomoción como cilios, flagelos el pseudópodos, mas pueden desplazarse por deslizamiento. Los requisitos de nutrientes son bastante reducidos: las algas azules pueden proliferar en cualquier

Por tratarse de un proceso totalmente natural su operación es mucho más simple, factor importante en nuestro medio.

Características principales

Influencia de las algas



ambiente donde haya apenas CO2, N2, agua, algunos minerales y luz. Tales algas son típicas de situaciones con bajos valores de pH y poco nutriente en las aguas residuales. En estas condiciones, las algas verdes no encuentran ambiente favorable o sirven de alimento para otros organismos, como protozoarios, favoreciendo el desarrollo de las algas azules. Entre los principales géneros, se puede citar: Oscillatoria, Phortnidium, Anacystis y Anabaena.

(503) Las algas hacen la fotosíntesis durante las horas del día sujetas a la radiación luminosa.

(504) En este período, producen la materia orgánica necesaria para sobrevivir, convirtiendo la energía luminosa en energía química condensada en la forma de alimento. Durante las 24 horas del día respiran, oxidando la materia orgánica producida, liberando la energía para crecimiento, reproducción, locomoción y otros. El balance entre producción (fotosíntesis) y consumo (respiración) de oxígeno favorece ampliamente al primero. De hecho, las algas producen cerca de 15 veces más oxígeno del que consumen, conduciendo a un saldo positivo en el sistema. Debido a la necesidad de energía luminosa, la mayor cantidad de algas se sitúa cerca de la superficie de la laguna, local de alta producción de oxígeno. A medida que la laguna se hace más profunda, la energía luminosa disminuye, reduciendo, en consecuencia, la concentración de algas. En la capa superficial, con menos de 50 cm, se sitúa la faja de mayor intensidad luminosa, con el resto de la laguna prácticamente oscura.

(505) Hay un punto a lo largo de la profundidad de la laguna en que la producción de oxígeno por las algas se iguala al consumo de oxígeno por las propias algas y por los microorganismos descomponedores. Este punto es denominado de oxipausa.

(506) Por encima de la oxipausa predominan condiciones aeróbias, y por debajo de esta, prevalecen las condiciones anóxicas o anaeróbias. El nivel de la oxipausa varia durante las 24 horas del día, en función de la variabilidad de la fotosíntesis durante este período. En la noche, la oxipausa se eleva en la laguna, y durante el día se hace más profunda.

(507) La profundidad de la zona aeróbia, además de variar a lo largo del día, varia también con las condiciones de carga de la laguna. Lagunas con una mayor carga de DBO tienden a poseer una mayor capa anaeróbia, que puede ser prácticamente total durante la noche.

(508) El pH en la laguna también varia a lo largo de la profundidad y a lo largo del día. El pH depende de la fotosíntesis y de la respiración.



(509) Durante el día, en las horas de máxima actividad fotosintética, el pH puede alcanzar valores en torno de 10. En estas condiciones de elevado pH, pueden ocurrir los siguientes fenómenos:

• Conversión de amonio ionizado (NH4+) a amonio libre

(NH3), la cual es tóxica, mas tiende a liberarse a la atmósfera • Precipitación de los fosfatos (remoción de nutrientes) • Conversión del sulfuro (H2S) causador de mal olor a

bisulfuro (HS-) inodoro

(510) Las principales condiciones ambientales en una laguna de estabilización son la radiación solar, la temperatura y el viento.

La mezcla en una laguna de estabilización ocurre principalmente a través de los siguientes mecanismos: viento y diferencial de temperatura. La mezcla es importante en el desempeño de la laguna debido a los siguientes aspectos benéficos:

a) Minimización de corto-circuitos hidráulicos b) Minimización de zonas estancadas c) Homogeneización de la distribución en el sentido

vertical de la DBO, algas y oxígeno d) Transporte a la zona fótica superficial de las algas no

motoras que tienden la sedimentar e) Transporte a las capas más profundas del oxígeno producido

por la fotosíntesis en la zona fótica

(511) Para maximizar la influencia del viento, la laguna no deberá ser cercada por obstáculos naturales o artificiales que obstruyan el acceso del viento. De la misma forma, la laguna no deberá tener un contorno muy irregular, que dificulte la homogenización de las áreas más periféricas con el cuerpo principal de la laguna.

(512) La laguna está sujeta a la estratificación térmica, en la cual la capa superior (caliente) no se mezcla con la inferior (fría). A medida que la laguna se hace más profunda, hay un punto en que hay una grande disminución de temperatura, acompañada por un elevado aumento de densidad y viscosidad. Este punto es denominado termoclina. Ocurren, así, dos capas distintas: la superficial (densidad menor) y la del fondo (densidad mayor), las cuales no se mezclan.

(513) El comportamiento de las algas es influenciado por la estratificación, de la siguiente forma:

a) Las algas no motoras tienden a sedimentarse, alcanzando la zona oscura de la laguna, dejando de producir oxígeno, e implicando, por lo contrario, en el consumo del mismo.

Influencia de las condiciones ambientales



b) Las algas motoras tienden a salir de la capa más superficial (30 a 50 cm) de elevada temperatura (eventualmente 35°C), formando una densa capa de algas, la cual dificulta la penetración de la energía solar.

(514) Debido a estos aspectos, en lagunas estratificadas hay una baja presencia de algas en la zona fótica, lo que reduce la producción de oxígeno del sistema y, en consecuencia, su capacidad de estabilizar la materia orgánica. En locales con poco viento en la superficie de la laguna, esta permanece estratificada.

(515) La estratificación puede ser quebrada por medio de un mecanismo de mezcla natural, denominado inversión térmica. En lagos tropicales estratificados, la inversión térmica puede ocurrir en el período frío (invierno). Además de eso, en lagos de profundidad, como las lagunas de estabilización, la mezcla puede ocurrir durante el día, de acuerdo con la siguiente secuencia:

• Por la mañana, con viento. Mezcla completa. La temperatura es uniforme a lo largo de la profundidad.

• Medio de la mañana con sol y sin viento. Aumento de la temperatura en la capa superficial. La temperatura en el fondo varia poco, influenciada por la temperatura del suelo. Estratificación.

• Inicio de la noche, sin viento. La capa encima del termoclina pierde calor más rápidamente que la capa de fondo. En caso de que las temperaturas de las capas se aproximen, ocurre la mezcla.

• Noche con viento. El viento auxilia en la mezcla de las capas. La capa superior se hunde y la inferior se eleva.

(516) Son la tasa de aplicación superficial y el tiempo de detención hidráulico.

(517) El criterio de la tasa de aplicación superficial se basa en la necesidad de tener una determinada área de exposición a la luz solar en la laguna, para que el proceso de fotosíntesis ocurra. El objetivo de garantizar la fotosíntesis e, indirectamente, el crecimiento de algas, es el de tener una producción de oxígeno suficiente para suplir la demanda de oxígeno. Así, el criterio de la tasa de aplicación superficial se basa en la necesidad de oxígeno para la estabilización de la materia orgánica. La tasa de aplicación superficial se relaciona, por lo tanto, a la actividad de las algas.

(518) El criterio del tiempo de detención hidráulico dice respecto al tiempo necesario para que los microorganismos procedan a la estabilización de la materia orgánica en el reactor (laguna). El tiempo de detención se relaciona, por lo tanto, a la actividad de las bacterias.

Principales parámetros de proyecto de las lgunas facultativas



(519) Ambos criterios son básicamente empíricos. Para cada uno de ellos existen algunos modelos matemáticos que permiten proyectar las lagunas facultativas basándose en métodos conceptuales, como producción de algas en función de la radiación solar, producción de oxígeno por unidad de masa de alga y otros. Además de eso, los métodos empíricos han sido tradicionalmente utilizados en nuestro medio, basados en la experiencia adquirida en diversos países.

(520) El área requerida para la laguna es calculada en función de la tasa de aplicación superficial Ls. La tasa es expresa en términos de la carga de DBO (L, expresa en kg DBO5/d) que puede ser tratada por unidad de área de la laguna (LA, expresa en Ha).

L/LsA = donde:

A = área requerida para la laguna (Ha) L = carga de DBO total (soluble + particulada) afluente (kg

DBO5/d) Ls = tasa de aplicación superficial (kg DBO5/Ha.d)

(521) La tasa a ser adoptada varia con la temperatura local, latitud, exposición solar, altitud y otros. Locales con clima e insolación extremadamente favorables permiten adoptar tasas elevadas, eventualmente superiores a 300 kg DB05/Ha.d, lo que implica menores áreas superficiales de la laguna. Por otro lado, locales de clima templado requieren tasas de aplicación inferiores la 100 kg DB05/Ha.d. Normalmente se han adoptado tasas que varian de:

• Regiones con invierno caliente y elevada insolación: Ls = 240 a 350 kgDB05/Ha.d

• Regiones con invierno y insolación moderados: Ls = 120 a 240 kg DB05/Ha.d

• Regiones con invierno frío y baja insolación: Ls = 100 a 180 kgDB05/Ha.d

(522) Algunas investigaciones reportan las siguientes relaciones entre la tasa de aplicación superficial Ls, y la temperatura T:

Ls = 50 x 1,072T (T = temperatura media del aire, °C) Ls = 350 x (1,107 - 0,002 x T)(T-25) (T = temperatura media del líquido en el mes más frío, °C)

(523) No hay un valor máximo absoluto de área, a partir del cual el sistema de lagunas facultativas se vuelve inviable. El deseo de adoptar sistemas más compactos, en el caso de que se necesiten grandes lagunas depende esencialmente de las condiciones locales. El proyecto de Norma Brasileña para Lagunas recomienda que la área de una laguna facultativa no

Tasa de aplicación superficial



sea superior a 15 ha. Si no cumple estas condiciones, se debe dividir el sistema en un mayor número de lagunas.

(524) El volumen requerido para la laguna puede ser calculado en base al tiempo de detención adoptado y el caudal de diseño. El tiempo de detención es expresado en días.

Q.tV =

donde:

V = volumen requerido para la laguna (m3) t = tiempo de detención (d) Q = caudal media afluente (m3/d)

(525) El tiempo de detención requerido varía también con las condiciones locales, especialmente con la temperatura. Usualmente, se adoptan tiempos de detención variando entre 15 a 45 días.

(526) Los menores tiempos de detención pueden ser adoptados en regiones en que la temperatura del líquido sea más elevada, alcanzándose con eso una reducción en el volumen requerido para la laguna. Además de eso, el tiempo de detención requerido es función de la cinética de la remoción de la DBO y del régimen hidráulico de la laguna. En locales, con aguas residuales concentradas (bajo caudal per cápita de aguas residuales, y alta concentración de DBO), el tiempo de detención tiende a ser elevado.

(527) Los criterios de tasa de aplicación superficial y de tiempo de detención son complementarios, o sea, el área y el volumen obtenidos deben ser coherentes. El tiempo de detención puede ser utilizado de una de las siguientes dos formas:

• Adoptar t como un parámetro explícito de proyecto. Después de haber sido adoptado t, se calcula V (V = t.Q). Como el área A ya fue determinada con base en el criterio de la tasa de aplicación, se puede calcular H (H = V/A), y verificar si el mismo se encuentra dentro del intervalo presentado en el párrafo (308).

• Adoptar un valor para la profundidad H, según los criterios indicados anteriormente. Teniéndose H y A, se calcula el volumen V (V=A.H) y, en consecuencia el tiempo de detención t (t = V/Q). Con el valor de t, se estima la concentración efluente de DBO. En caso que la concentración efluente no satisfaga los requisitos, se debe aumentar el volumen, o sea, el tiempo de detención.

(528) El segundo criterio es más práctico, por adoptar valores objetivos para el área superficial y la profundidad.

Tiempo de retención hidráulica



(529) Como se ha visto, la zona aeróbia de la laguna facultativa depende de la penetración de la luz solar para mantener la actividad fotosintética. La intensidad de la luz incidente sobre el cuerpo de agua tiende a extinguirse exponencialmente a medida que la misma penetra a lo largo de la profundidad. Tal fenómeno ocurre aún en el agua destilada, aunque en menor magnitud. Cuanto mayor el color y la turbiedad del agua y la propia concentración de algas, más rápidamente la luz se extingue. Abajo de una cierta profundidad en la laguna, el ambiente es impropio para el crecimiento de algas.

(530) Con base en los criterios de área y volumen discutidos antes, la profundidad H de la laguna es un compromiso entre el volumen requerido V y el área requerida A, considerando que H=V/A.

(531) En conclusión, el conocimiento disponible es aún limitado para optimizar la profundidad de la laguna, para obtener el mayor número de beneficios. La tendencia actual ha sido la de adoptar lagunas no muy altas, con profundidades variando entre 1,5 a 3,0 m.

4.3.2 Estimación de la concentración efluente de DBO

(532) La remoción de la DBO se procesa según una reacción de primer orden (en la cual la tasa de reacción es directamente proporcional a la concentración del substrato). En estas condiciones, el régimen hidráulico del reactor (laguna) tiene gran influencia en la eficiencia del sistema.

(533) Aunque la cinética de la remoción de la DBO sea la misma en los diferentes regímenes hidráulicos, la concentración efluente de DBO varía. Según la cinética de primer orden, la tasa de remoción de DBO es tanto más elevada cuanto mayor sea la concentración de DBO en el medio.

(534) En reactores en los cuales se tiene mayor concentración de DBO (por ejemplo, cerca de la entrada), la tasa de remoción será más elevada en este punto. Este es el caso, por ejemplo, de los reactores de flujo en pistón, predominantemente longitudinales (concentración próxima a la entrada del reactor, diferente de la concentración en la salida).

(535) Reactores que, a través de una homogeneización en todo el tanque, posibilitan una inmediata dispersión del contaminante, ocasionando que su concentración sea rápidamente igualada a la baja concentración efluente, presentan menor eficiencia en la remoción de la DBO. Este es el caso de los reactores de mezcla completa, predominantemente

Profundidad

La influencia del régimen hidráulico

Reactores de flujo en pistón

Reactores de mezcla completa



cuadrados (concentración en el reactor, próxima a la entrada, igual a la concentración en la salida).

(536) Estos dos tipos de reactores idealizados caracterizan los limites, dentro de los cuales, en la práctica, todos los reactores se encuadran.

(537) La DBO afluente S es admitida como la DBO total (soluble + particulada), debido al hecho de que los sólidos en suspensión orgánicos, responsables por la DBO particulada, son convertidos en sólidos disueltos, a través de enzimas lanzadas al medio por las propias bacterias. Así, en principio, toda la DBO (soluble + particulada) estaría disponible para las bacterias. Sin embargo, la DBO total del efluente es causada por dos fuentes:

a) DBO remanente del tratamiento (DBO soluble) y

b) DBO causada por los sólidos en suspensión en el efluente (DBO particulada).

(538) Los sólidos en suspensión en el efluente son predominantemente algas, que podrán o no ejercer alguna demanda de oxígeno en el cuerpo receptor, dependiendo de sus condiciones de sobrevivencia:

(539) En caso de que las algas mueran, la estabilización de su masa celular consumirá oxígeno.

(540) Si las algas fueran consumidas por el zooplancton y entran en la cadena alimentaria, puede ser ventajoso, en el caso de tenerse acuicultura (P. ej: peces).

(541) Si las algas continúan multiplicándose, podrá haber el efecto beneficioso de producción de oxígeno. Las algas realizan tanto fotosíntesis como respiración, mas la cantidad de oxígeno producido por la fotosíntesis durante las horas del día con luz solar es del orden de 15 veces más que la consumida por la respiración durante las 24 horas del día.

(542) En caso que el efluente sea usado para irrigación, las algas pueden ser también beneficiosas. Las algas cianofíceas contribuyen a la fijación del nitrógeno, y otras algas, cuando están muertas, liberan nutrientes posteriormente utilizados por las plantas. Sin embargo, concentraciones excesivas de algas pueden afectar la porosidad del suelo.

(543) Según estudios realizados, los sólidos en suspensión de lagunas facultativas contienen en torno de 60 a 90% de algas. Cada 1 mg de algas genera una DB05 en torno de 0,45 mg. De esta forma, 1 mg/l de sólidos en suspensión en el efluente es capaz de generar una DB05 (en el ensayo de la DBO, y no necesariamente en el cuerpo receptor) en el intervalo de 0,6 x 0,45 = 0,3 mg/l a 0,9 x 0,45 = 0,4 mg/l.

DBO efluente soluble y particulada



(544) Debido a la incertidumbre en cuanto a estos aspectos, se puede no considerar la DBO de las algas, o de los sólidos en suspensión, en el efluente de las lagunas facultativas. Así, la DBO de las lagunas facultativas puede ser considerada como apenas soluble.

(545) El régimen hidráulico de flujo en pistón es el más eficiente en términos de remoción de materia orgánica. Sin embargo, el régimen de mezcla completa es indicado cuando se tiene aguas residuales sujetas a una gran variabilidad de cargas y a la presencia de compuestos tóxicos, por el hecho de que el reactor de mezcla completa provee inmediata dilución del afluente en el cuerpo de agua. Los sistemas de flujo en pistón también están sujetos a una elevada demanda de oxígeno próxima a la entrada en la laguna, en virtud de tener el agua residual cruda, sin dilución en la zona próxima al cuerpo del reactor. En este caso podrán ocurrir condiciones anaeróbias.

(546) El diseño de las lagunas podrá aprovechar el terreno disponible y la topografía para obtener la relación más adecuada del largo/ancho (L/B). Sistemas con L/B elevado tienden al flujo en pistón, mientras que lagunas con L/B próximo a 1,0 (lagunas cuadradas) tienden al régimen de mezcla completa. Más frecuentemente, la relación L/B de las lagunas facultativas se sitúa en tomo de 2 a 4. En estas condiciones, el régimen hidráulico encontrado es el de flujo disperso.

(547) Usualmente ha sido adoptado en los diseños el modelo de mezcla completa (para una o más lagunas), debido a las siguientes razones:

• Los cálculos con el modelo de mezcla completa son los más simples.

• El diseño con los cálculos que asumen mezcla completa están a favor de la seguridad, ya que el reactor de mezcla completa es el de menor eficiencia.

(548) El valor del coeficiente de remoción de DBO (K) fue obtenido por diversos investigadores, a partir de lagunas existentes, en función de la DBO de entrada y de salida y del tiempo de detención. El valor de K es siempre calculado en función del modelo hidráulico asumido. En consecuencia, los valores de K reportados en la literatura están asociados al régimen hidráulico, debiendo tomarse en consideración tal hecho cuando se escoge el valor a ser adoptado para el diseño de una nueva laguna. La mayor parte de los autores asume el régimen de mezcla completa, mas esta hipótesis no siempre es explicada al presentar los valores de K. Al obtener el valor de K teniendo como base datos experimentales, se debe siempre reportar la temperatura, caudal y las principales relaciones

Remoción de DBO según regímenes hidráulicos ideales



geométricas de la laguna (profundidad, largo y ancho), además del modelo hidráulico asumido en los cálculos.

(549) Para el caso más frecuente del sistema de mezcla completa, se tiene el siguiente intervalo de valores usualmente utilizados para diseño: K = 0,30 a 0,35 d-1

(550) En la realidad, el régimen hidráulico en una laguna de estabilización no sigue exactamente los modelos ideales de los reactores de mezcla completa, mas sí un modelo intermedio. Los modelos de mezcla completa y flujo en pistón constituyen un sobre, dentro del cual se sitúan todos los reactores en la realidad. El reactor de mezcla completa representa un extremo (dispersión longitudinal infinita), mientras que el reactor de flujo en pistón representa el otro extremo (dispersión longitudinal nula). Dentro de estos extremos se sitúan los reactores de flujo disperso, que comprenden todas las lagunas encontradas en la práctica. Por esta razón, es importante el conocimiento del modelo de flujo disperso, que puede ser utilizado como una mejor aproximación para el diseño de lagunas de estabilización.

(551) Sin embargo, modelar el comportamiento de una laguna según el flujo disperso es más complicado, por el hecho de que se necesitan dos parámetros (coeficiente de remoción de la DBO y número de dispersión), al contrario de los modelos anteriores, en que se necesita del conocimiento apenas del coeficiente de remoción de la DBO.

(552) El valor del coeficiente de remoción de DBO (K) puede ser obtenido a través de una de las siguientes relaciones empíricas, obtenidas en estudios de lagunas modeladas según el régimen de flujo disperso:

(553) Fórmula que expresa la tasa de aplicación superficial Ls en términos de DB05

0,146Lslog0,132K −=

(554) Fórmula que excluye el efecto de la temperatura y del tiempo de detención (prácticamente despreciables)

Ls410x2,050,091K +=

(555) Se debe destacar que el coeficiente de temperatura (θ) es 1,035. La corrección para la temperatura no fue expresada en la forma usual de Arrhenius, mas a través de análisis de la fórmula original se obtiene un valor inferior a 1,035.

(556) Con relación al coeficiente de remoción K, su valor debería ser el mismo, tanto para el régimen de mezcla completa, cuanto para el régimen de flujo disperso, ya que K retrata la velocidad de descomposición de la materia orgánica,

Remoción de DBO según el régimen hidráulico de flujo disperso



independiente del reactor. Sin embargo, en la mayoría de las veces el valor de K es estimado asumiéndose el modelo de mezcla completa, conociéndose las concentraciones de DBO en la entrada (So) y en la salida (S) y el tiempo de detención (t). Ordenando la ecuación de S para la mezcla completa, se puede obtener el valor de K. En este caso, el valor de K es superestimado, pues, en realidad, el régimen hidráulico real no es la mezcla completa ideal, y sí el flujo disperso. Aún para una laguna cuadrada, el número de dispersión d es igual la 1,0, alejándose bastante de los valores más elevados que caracterizarían a la mezcla completa ideal.

(557) El lodo acumulado en el fondo de la laguna es resultado de los sólidos en suspensión del agua residual cruda, incluyendo arena, más los microorganismos sedimentados. La fracción orgánica del lodo es estabilizada anaeróbicamente, siendo convertida en agua y gases. Entonces, el volumen acumulado es inferior al volumen sedimentado.

(558) La tasa de acumulación media de lodo en lagunas facultativas es del orden de apenas 0,03 a 0,08 m3/hab.año. También se observó, a través de mediciones en lagunas facultativas una elevación media en torno de 1,5 a 2,3 cm/año. Como consecuencia de esta baja tasa de acumulación, la ocupación de volumen de la laguna es baja. A menos que la laguna esté con una alta carga, el lodo se acumulará por varios años, sin necesidad de remoción.

(559) Del total de lodo acumulado, apenas en torno de 5% es representado por la arena. A pesar de eso, puede ser necesaria la remoción de la arena, ya que esta tiende a concentrarse próxima a las entradas, y en la primera laguna de un sistema en serie.

(560) La estabilización anaeróbia del lodo de fondo puede generar subproductos solubles no estabilizados los cuales, al ser reintroducidos en la masa líquida superior, son responsables por una nueva carga de DBO. Eso ocurre en mayor tasa en los períodos más calientes. Así, los meses de verano no son necesariamente los meses de mejor desempeño de la laguna. El impacto de este fenómeno será mayor o menor, dependiendo de la magnitud de la carga de DBO reintroducida, comparada con la carga de DBO afluente.

(561) La interpretación del color predominante del líquido en la laguna puede dar indicios sobre las condiciones de su funcionamiento. Así, se tiene:

a) Verde oscuro y parcialmente transparente: Presencia poco importante de otros microorganismos en el efluente; altos valores de pH y OD; laguna en buenas condiciones

Acumulación de lodo

Características de Operación



b) Verde amarillo o excesivamente claro. Crecimiento de rotíferos, protozoarios o crustáceos, que se alimentan de algas, pudiendo causar su destrucción en pocos días, en caso que las condiciones persistan habrá disminución del OD y eventual mal olor.

c) Plomo. Sobrecarga de materia orgánica y/o tiempo de detención corto. Fermentación en la capa de lodo incompleta, la laguna debe ser puesta fuera de operación.

d) Verde lechoso. La laguna está en proceso de autofloculación, consecuente de la elevación del pH y de la temperatura; precipitación de hidróxidos de magnesio y de calcio, arrastrando consigo algas y otros microorganismos

e) Azul verdoso: Excesiva proliferación de algas azules; la floración de algunas especies forma natas que se descomponen fácilmente produciendo malos olores, disminuyendo la penetración de la luz y disminuyendo la producción de oxígeno.

(562) Hay varias posibles formas de mejorar la calidad del efluente de lagunas, con el propósito principal de optimizar la remoción de sólidos en suspensión (algas). Entre otros se puede citar: filtros de arena intermitentes, filtros de piedra, microtamices, procesos de coagulación y clarificación, flotación y otros procesos más modernos, como biofiltros aireados. La inclusión de cualquiera de estos procesos debe naturalmente encontrar una justificativa del punto de vista de las necesidades del cuerpo receptor (y no apenas para resguardar patrones de lanzamiento), porque implica en la elevación de los costos y de la complejidad del tratamiento.

(563) Los sistemas de post tratamiento se aplican mejor en la mejoría del efluente de lagunas ya existentes. Posiblemente, en nuevos proyectos, en caso de que haya la necesidad de un efluente de elevadísima calidad en términos de DBO/DQO y nutrientes, otros sistemas de tratamiento deban ser adoptados desde el inicio, en lugar de la combinación de lagunas facultativas con post tratamiento.

(564) La utilización de lagunas con jacintos de agua ha sido objeto de considerable polémica. Los jacintos de agua, porque son vegetales, son seres autótrofos, o sea, no utilizan la materia orgánica del agua residual. Sin embargo, su sistema radicular permite el desarrollo de una biomasa capaz de estabilizar parte de la materia orgánica, además de adsorber otros contaminantes, como metales pesados. El sistema radicular contribuye también a una mayor sedimentación de los sólidos en suspensión. Aunque no haya consenso sobre el asunto, la mayor parte de las personas involucradas directamente con la operación de estas lagunas comentan que los problemas suplantan a los beneficios. Los jacintos de agua crecen bastante rápido, y es necesaria una infraestructura de remoción de estos vegetales compatible con su tasa de crecimiento, de forma a impedir que las

Post tratamiento de efluentes de lagunas



plantas muertas se dirijan al fondo de la laguna, donde, al sufrir estabilización anaeróbia, posibilitan la resolubilización de los contaminantes removidos.

!

4. .En el capítulo se tocan tres tipos de tratamiento Secundario: • Procesos Aerobios, requieren Oxígeno molecular disuelto para el

metabolismo bacteriano aerobio.Entre sus unidades más conocidas: Filtro biológico, Lodos activos, Lagunas Aireadas y Reactor de Lecho Fluidificado Aeróbio.

• Procesos Anaerobios cuyo metabolismo bacteriano no requiere Oxígeno. Entre sus unidades mas conocidas: Reactor Anaerobio de Manto de Lodo, Lagunas Anaerobia, Reactor de Lecho fluidificado, Tanque Séptico, Filtro Anaerobio.

• Procesos Facultativos, la variante mas simple de las lagunas de estabilización siendo el mas difundido en el país.

?

12. ¿Cuáles son las diferencias entre Procesos Aerobios, Anaerobios y Facultativos?

13. ¿Cómo se clasifican los Filtros Biológicos aeróbicos? 14. ¿Cuáles son las etapas de los procesos anaeróbicos? 15. ¿Cuál es la función más importante del Tanque Séptico? 16. Describa el funcionamiento del filtro Anaeróbico (Biomasa Fija) 17. ¿Cuáles son las ventajas de las lagunas facultativas frente a las otras unidades

de tratamiento de Aguas Residuales?

6. Investigue y describa todas las unidades de tratamiento secundario del área de concesión de su EPSA.

4. Si bién las lagunas facultativas presentan muchas ventajas frente a otras unidades, no se debe olvidar que los factores que se emplean para su diseño son resultado de ensayos en otros países bajo consideraciones diferentes. Es importante determinar con mucho cuidado y tino las condiciones a las cuales operarán.



ANEXOS ANEXOS

ANEXO 1


Anexo 1: Formato para la Planificación de Módulos (FPM)

Área: Operaciones Técnicas Código: 2 Programa: Tratamiento de aguas residuales Código:

2.4

Objetivo del Programa: Tratamiento de aguas residuales

Módulo: Tipos de procesos de tratamiento de aguas residuales

Código: 2.4.1

Requi-sitos:

Ing. Sanitarios y otros profesionales que intervienen en el diseño y operación de plantas de tratamiento de aguas residuales

Objetivo terminal

del Mód.:

Los/las participantes: Conocen la tecnología del tratamiento de aguas residuales

Tiempo total [hr:min reloj]: 20:00

UNIDADES TEMATICAS

Cód

. Objetivo parcial

Los/las participantes Tema y contenidos Prerrequisitos Bibliografía

recomendada Tiempo[hr:min reloj]

2.4.

1.1 Conocen las

características de las aguas residuales

Características de las aguas residuales 1. Características físicas 2. Características químicas 3. Características biológicas

• Conceptos de hidráulica, química y microbiología

• Fair, Geyer and Okun

• Standard Methods for the Analisys of Water and Wastewater

04:00

2.4.

1.2 Conocen los

aspectos generales del tratamiento de aguas residuales

Tratamiento de aguas residuales 1. Aspectos generales



02:00

2.4.

1.3 Conocen los

dispositivos para realizar el pretratamiento de aguas residuales

Pretratamiento y tratamiento primario de aguas residuales 1. Medición de caudales 2. Cribado o desbaste 3. Homogenización de caudales 4. Desarenación 5. Sedimentación 6. Tratamiento químico

• Conceptos de hidráulica y química


• Mc Ghee

07:00

2.4.

1.4 Conocen los

procesos biológicos de tratamiento de aguas residuales

Tratamiento secundario - procesos biológicos unitarios 1. Procesos aeróbios 2. Procesos anaeróbios 3. Procesos facultativos



• Mc Ghee

07:00



Anexo 2: Glosario

Notas:

• Los términos en este glosario están definidos para fines del presente Módulo y de acuerdo a la realidad en las EPSAs, o sea que las definiciones no necesariamente son aplicables tal cual a otros ámbitos. Se ha tratado de lograr un juego lógico de definiciones sin contradicciones entre ellas, combinando diferentes definiciones halladas en la literatura existente30 con formulaciones propias.

• La flecha → señala otros términos que también son explicados en este glosario. En el caso que un mismo término a referenciar aparezca varias veces en una definición, la flecha se usa solamente la primera vez.

actividad medida con contenido y duración definidos31, constituida por una o más →operaciones

agua Elemento vital para la vida. Cubre casi cuatro quintas partes de la

superficie terrestre, y en el hombre representa el 70% del peso total de su cuerpo. El hombre la utiliza como elemento para su nutrición, lavado de los utensilios de cocina y ropas, baño, y dispone de ella para alejar sus desechos.

análisis Examen detallado de los hechos, para conocer sus elementos

constitutivos, sus características representativas, sus interrelaciones, así como la relación de cada elemento con el todo32; método de trabajo constitutivo tanto del →diagnóstico como de la→evaluación

análisis de agua El proceso físico, químico y/o biológico llevado a cabo por un laboratorio

en muestras de agua. bomba Equipo utilizado para elevar el agua de un punto bajo a otro más alto. calidad totalidad de los rasgos y características de un producto o servicio

que se relacionan con su capacidad para satisfacer determinadas necesidades

contaminación del agua

(1) Deterioro específico de la calidad del agua causado por residuos domésticos, agrícolas o industriales (incluyendo residuos térmicos y nucleares) en un grado que tenga un efecto negativo sobre cualquier uso provechoso del agua. (2) La adición a una masa natural de agua, de cualquier material que disminuya su uso económico óptimo por parte de la población que la utiliza y que tenga un efecto negativo sobre el medio ambiente circundante.

eficiencia uso adecuado de los medios con que se cuenta para alcanzar un

→objetivo predeterminado 30 Ver bibliografía en el Anexo siguiente. 31 Fuente: KRESSIRER / SALZER, pág. 100 32 Fuente: FRANKLIN, pág. 543 ss.

ANEXO 2


evaluación proceso de confrontación (comparación, cotejo) de los resultados obtenidos de las acciones realizadas, con las metas previamente establecidas, proceso que →analiza las causas del logro o no de las metas mide la →eficiencia, →eficacia, productividad y congruencia33, entre otros mediante →indicadores puede o no desembocar en la elaboración de acciones de ajuste, mejora y/o desarrollo

función grupo de →actividades afines necesarias para alcanzar los

→objetivos de una →organización conjunto de →actividades asignadas a cada una de las unidades administrativas que integran una →organización, definidas a partir del ordenamiento que la crea Conjunto de →actividades ejercidas por un elemento vivo que persigue un propósito predeterminado; las funciones pueden ser de carácter general, en cuyo caso pueden ser desglosadas en funciones más específicas, hasta llegar a estar constituidas por una sola →actividad34

función productiva conjunto de →actividades laborales ejercidas por un elemento vivo que

persigue un propósito predeterminado, el cual debe ser expresado en términos de resultado o de logro

indicador Dimensión utilizada para medir un estado;

unidad de medida que se establece ex ante para medir los resultados efectivamente obtenidos en la ejecución de un programa, proyecto o →actividad precisar el avance en el desarrollo de una →función; elemento constitutivo del →diagnóstico y de la →evaluación35

objetivo propósito o fin que se pretende alcanzar con la realización de una

→operación, →actividad, →procedimiento o →función operación Cada una de las acciones, pasos o etapas, físicas o mentales, que

es necesario ejecutar para llevar a cabo una →actividad o labor determinada; división mínima del trabajo en la EPSA

proceso = →proceso operativo

conjunto de →actividades interrelacionadas con insumos y rendimientos prescritos, que atraviesan los límites →funcionales de una →organización

33 Formulación propia en base a FRANKLIN, pág. 550 34 Fuente: Fundación Nacional INFOCAL, pág. 5 s. (ver bibliografía) 35 Formulación propia en base a FRANKLIN, pág. 551 y KRESSIRER / SALZER, pág. 101 s.



Anexo 3: Bibliografía

1 Literatura utilizada ARBOLEDA, J.

Teoría y práctica de la purificación del agua. Mc Graw Hill, 2000, p. 403.

BARROS, F. G.

Emprego de Reator Aeróbio de Leito Fluidificado para Nitrificação de Efluentes de Tratamento Secundário. São Paulo, 1984. 142 p. Tesis de Maestría (Hidráulica y Saneamiento) Escola de Engenharia de São Carlos, Universidade de São Paulo.

CUBA TERÁN, F.

J. Conversao de nitrogenio amoniacal em reator aeróbio de leito fluidificado como pretratamento de águas destinadas ao abastecimento público. São Paulo, 1990, 230 p. Tesis de Maestría (Hidráulica y Saneamiento) Escola de Engenharia de São Carlos, Universidade de São Paulo.

CUBA TERÁN, F. J. C.; ARAUJO, J.; CAMPOS, J. R.; VAZOLLER, R. F.

Análise de Biofilmes Bacterianos Metanogênicos por Microscopia Eletrônica de Varredura Empregando-se o Método de Secagem por HMDS (Hexamethyldisilazane) São Paulo, 1994, /En Preparación.

CUBA TERÁN, F. J. Tratamento de esgoto sintético empregando reator anaeróbio de

Leito Fluidificado. Estudo do biofilme. São Paulo, 1995, 303 p. Tesis de Doctorado (Hidráulica y Saneamiento) Escola de Engenharia de São Carlos, Universidade de São Paulo.

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Predicting the Expansion Behavior of Filter Media. Journal of the American Water Works Association. v. 78, n. 12, p. 66-76, 1986.

DI BERNARDO, L.

Métodos e Técnicas de Tratamiento de Agua. Río de Janeiro, Ed. ABES, 1993. v. 2, 498 p.

HAMADA, J.

Emprego de Reatores de Leito Fluidificado no Tratamento Biológico de Aguas de Abastecimento. São Paulo, 1992, 235 p. Tesis de Doctorado (Hidráulica y Saneamiento) Escola de Engenharia de São Carlos, Universidade de São Paulo.

HARPER, S. R. & POHLAND, F. G.

Recent Develops in Hydrogen Management During Anaerobic Biological Wastewater Treatment. Biotechnology and Bioengineering. v. 28, n. 4, p. 582 - 602,1986.

LETTINGA, G. & VAN HAANDEL,

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ANEXO 3


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Wastewater Engineering. Treatment, Disposal and Reuse. McGraw-Hill, 3ra. ed. p. 1334, 1991.

HENRY, J. Glynn /HEINKE, Gary W.

Ingeniería Ambiental. 2ª edición. Editorial Prentice Hall Hispanoamérica. México 1999.

McGHEE, Terence J. Abastecimiento de agua y alcantarillado – Ingeniería Ambiental.

6ª edición. Editorial McGraw Hill. Colombia 1999.

17-Tratamiento_de_Aguas_Residuales-V1

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