211431253-358041-Modulo-Curso-Manejo-de-Aguas-Residuales-en-Pequenas-Comunidades.pdf

UNIVERSIDAD NACIONAL ABIERTA Y A DISTANCIA – UNAD

Escuela de Ciencias Agrícolas, Pecuarias y del M edio Ambiente Manejo de Aguas Residuales en Pequeñas Comunidades

UNIVERSIDAD NACIONAL ABIERTA Y A DISTANCIA - UNAD ESCUELA DE CIENCIAS AGRÍCOLAS, PECUARIAS Y DEL MEDIO AMBIENTE

Autor: Candidata a Doctor en Geografía Magister en Recursos Hidráulicos Especialista en Evaluación del Impacto Ambiental

BOGOTÁ 2013 1



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CAPÍTULO 8. Tratamiento acuático ...........................................................................................................120

Lección 3 36. PPlantas aacuáticas .............................................................................................................................. 120 Lección 3 37. T Tratamiento ccon ja de aagua ......................................................................................... 122 jacinto d Lección 3 38. T Tratamiento ccon hhumedales ccon eespe jo de aagua ................................................... 123 jo d Lección 3 39. T Tratamiento ccon hhumedales ssin eespe jo de aagua -- f f lu jo jo d jo ssubsuperf icial.... 125 Lección 4 40. T Tratamiento ccon hhumedales ssin eespe jo de aagua -- f f lu jo jo d jo ssuperf icial............ 126

CAPÍTULO 9. Disposición de efluentes .....................................................................................................128

Lección 4 41. EEf luentes pprovenientes d de ssistemas iin ssitu ................................................................... 128 Lección 4 42. A Alternativas dde d disposición iin ssitu ....................................................................................... 130 Lección 4 43. R Reutilización dde eef luentes ........................................................................................................... 132 Lección 4 44. A Autodepuración .................................................................................................................................. 133 Lección 4 45. M Modelos d de O Oxí geno d disuelto een rrí os ............................................................................... 135 TRABAJOS CITADOS ...................................................................................................................................138 WEBGRAFIA CONSULTADA……………………………………………………………………………

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Tabla 1. Dotación en función del nivel de complejidad del sistema ………………………….27 Tabla 2. Coeficiente de retorno en función del nivel de complejidad del sistema … 27 Tabla 3. Composición de las aguas residuales domésticas ………………………………………..32 Tabla 4. Valores típico de k, K, L …………………………………………………………………………………37 Tabla 5. Producción percápita ………………………………………………………………………………………47 Tabla 6. Población equivalentes para diferentes industrias …………… ………………………….. .48 Tabla 7. Objetivo de tratamiento ………………………………………………………………………………….51 Tabla 8. Organismos indicadores de contaminación ………………………………………………..…51 Tabla 9. Clasificación de las aguas en función del número de coliformes ………………53 Tabla 10. Factores para la selección de procesos de tratamiento ……………………………56 Tabla 11. Relación constituyente - limitante - tratamiento …………………………………………57 Tabla 12. Característica diseño de rejas …………………………………………………………………… ...63 Tabla 13. pH de soluciones de cal a 25 °C ………………………………………………………………. .67 Tabla 14. Solubilidad de saturación del aire en el agua a 1 atmósfera ………………….70 Tabla 15. Valores de A/S para diferentes presiones de operación a 20 °C …………….71

Tabla 16. Valores de k para estimar la potencia necesaria en diversas unidades Tabla 17.

Tabla 18. Tabla 19. Tabla 20.

Tabla 21. Tabla Tabla Tabla Tabla Tabla Tabla

22. 23. 24. 25. 26. 27.

Tabla 28. Tabla 29. Tabla 30. Tabla 31.

Tabla 32. Tabla Tabla Tabla Tabla Tabla

33. 34. 35. 36. 37.

Tabla 38. Tabla 39.

de mezcla……………………………………………………………………………………………………….76 Criterios de diseño desarenadores de flujo horizontal ………………………………79 Criterios de diseño para desarenadores aireados ……………………………………...80 Criterios de diseño para desarenadores con vórtice …………………………………81 Valores constantes empíricas ………………………………………………………………………83 Información típica para el diseño de sedimentación prim aria …………………..83 Criterios de diseño para tanques sépticos …………………………………………………85 Coeficientes de absorción del terreno ………………………………………………………..87 Criterio de diseño para tanques Imhoff ……………………………………………………...88 Criterio de diseño reactor UASB ………………………………………………………………....90 Valores para el diseño de lodos activados ………………………… ……………………...91 Producción de lodo ………………………………………………………………………………………93 Requerimiento de oxígeno …………………………………………………………………………….94 Parámetros de diseño zanjones de oxidación …………………………………………….95 Criterios de diseño para filtros percoladores …………………………………………….,96 Criterios de diseño lagunas ………………………………………………………………………….99 Constante Kb para remoción de coliformes ………………………………………………101 Valores recomendados para diseño de biodisco ……………………………………...104 Factor de corrección en función del caudal ………………………………… ………….104 Cantidad de lodo producido por diversos procesos de tratamiento ………106 Composición química de los lodos crudos y digeridos ……………………………108 Criterios de diseño para espesadores por gravedad ……………………………….1 09 Dimensionamiento de los compartimientos L/hb - …………………………………..113 Dimensionamiento de los digestores …………………………………………………………113

Tabla 40. Criterios de diseño para lechos de secado ……………………………………………...114 5



Tabla 41. Tasas de aplicación de lodos ……………………………………………………………………117 Tabla 42. Criterios de diseños sistemas de tratamiento con jacintos de agua ……...121 Tabla 43. Criterios de diseño sistemas de tratamiento de aguas residuales crudas con jacinto de agua …………………………………………………………………………………...121 Tabla 44. Criterios de diseño humedales con espejo de agua ………………………………..122 Tabla 45. Características del medio poroso ………………………………………………………………124 Tabla 46. Criterios de diseño humedales de flujo subsuperficial ……………………………..124 Tabla 47. Factores recomendados para sistemas in situ ………………………………………….127 Tabla 48. Constante para la ecuación de acumulación de agua …………………………….129 Tabla 49. Valores de F ………………………………………………………………………………………………..139

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Cuadro 1. Enfermedades asociadas a aguas residuales con riesgos indirector……..…. .22 Cuadro 2. Enfermedades con contacto físico con agua contamianda ………………… …….23 Cuadro 3. Enfermedades por ingetión de aguas contaminadas o no potable …………..23

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ASPECTOS DE PROPIEDAD INTELECTUAL Y VERSIONAMIENTO El contenido didáctico del curso académico Tratamiento de Aguas Residuales Para Pequeñas Comunidades fue diseñado por Claudia Patricia Gómez Rendón, Ingeniera Sanitaria con amplia experiencia profesional en diseño y construcción de obras hidráulicas y sanitarias así como en manejo y gestión ambiental, actividades desarrolladas en la empresa privada y el sector público. El perfil profesional técnico me permite desempeñarme como evaluadora y diseñadora de proyectos de índole hidráulico, civil, sanitario y ambiental así como en asesoría, evaluación, dirección y ejecución de proyectos, también en gestión, planificación, seguimiento, control y fiscalización. Me he desempeñado en el campo de la administración académica Universitaria y docencia. En la primera ejercí como Directora del Programa de Ingeniería Ambiental e Instituto de Posgrados de la Facultad de Ingeniería, así mismo fui Secretaria Académica para la misma Facultad. Como docente, poseo experiencia, superior a los 15 años, orientado actividades académicas en temas ambientales y sanitarios en diversas universidades del país a nivel pregrado y postgrado. Actualmente además de laborar como docente en Instituciones académica de formación Universitaria y gerenciar un proyecto técnico de carácter ambiental en el área de la actividad minera, adelanto la tesis doctoral como requisito previo para obtener el título de Doctor en Geografía. En 2012 este material fue revisado y actualizado por el profesor Omar Javier Ramírez. Para citar este material por favor hacerlo de la siguiente manera: Gómez, R. (2012). Tratamiento de aguas residuales para pequeñas comunidades . Módulo didáctico. Bogotá: Universidad Nacional Abierta y a Distancia – UNAD.

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CCAAPPÍT TUULLOO 11.. CCOONNCCEEPPTTOOSS BBÁS SIICCOOSS Marco legal y normativo Contaminación hídrica con fuentes de aguas residuales Efectos de la contaminación del agua en el medio ambiente Costos de sistemas de tratamiento Salud pública CCAAPPÍT TUULLOO 22.. CCAARRAACCTTEERRÍS STTIICCAASS DDEE LLAASS AAGGUUAASS RREESSIIDDUUAALLEESS Estimación de caudales de aguas residuales Constituyentes de las aguas residuales Determinación y cálculo de la DBO 5 y DQO Carbono orgánico total Destino de los constituyentes de las aguas residuales CCAPÍTULO AP TULO 33.. CCRITERIOS RITERIOS DDE E SSELECCIÓN ELECCI N PPARA ARA EEL L TTRATAMIENTO RATAMIENTO DDE E LLAS AS AAGUAS GUAS RRESIDUALES ESIDUALES Carga contaminante y población equivalente Objetivos del tratamiento Biología de las aguas residuales Principios para la selección del tratamiento Reactores y sus modelos

CCAAPPÍT TUULLOO 44.. TTRRAATTAAMMIIEENNTTOO PPRREELLIIMMIINNAARR Remoción de sólidos gruesos y finos Homogenización o igualación Neutralización Flotación Mezcla CCAAPPÍT TUULLOO 55.. TTRRAATTAAMMIIEENNTTOO PPRRIIMMAARRIIOO Remoción de arenas Sedimentadores Tanque séptico Tanque imhoff Proceso ascensional de manto de lodos aerobio CCAPÍTULO AP TULO 66.. TTRATAMIENTO RATAMIENTO BBIOLÓGICO IOL GICO Lodos activados 10



Zanjones de oxidación Filtros percoladores Lagunas Biodiscos

CCAAPPÍT TUULLOO 77.. TTRRAATTAAMMIIEENNTTOO DDEE LLOODDOOSS Cantidad y características de lodos Espesamiento de lodo Estabilización del lodo Secado del lodo Disposición del lodo CCAAPPÍT TUULLOO 88.. TTRRAATTAAMMIIEENNTTOO AACCUUÁT TIICCOO Plantas acuáticas Tratamiento con Jacinto de agua Tratamiento con humedales con espejo de agua Tratamiento con humedales con espejo de agua flujo subsuperficial Tratamiento con humedales con espejo de agua flujo superficial CCAP AP TTUULLOO 99.. DDIISSPPOOSSIICCII NN DDEE EEFFLLUUEENNTTEESS Efluentes provenientes de sistemas in situ Alternativas de disposición in situ Reutilización de efluentes Autodepuración Modelos de Oxígeno Disuelto en ríos

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UUNIDAD 1 NIDAD 1 CCO GEENNEERRAALLEESS P PAARRAA E ELL T TRRAATTAAM ONNSSIIDDEERRAACCIIO ONNEESS G MIIEENNTTO O DDEELL A AGGUUAA R REESSIIDDUUAALL

La protección del medio ambiente involucra no solo la formulación de medidas sanitario – ambientales cuando sobrevenga un impacto, sino también el cumplimiento de las normas y los reglamentos. Es así como desde la Constitución Política de Colombia promulgada en 1991 estatuyó en su artículo 8 por demás, uno de los principios orientadores del Estado, “E s obligación del Estado y de las personas proteger las riquezas culturales y naturales de la nación” . Complementa lo anterior, el deber adquirido por el propio Estado de proteger la diversidad e integridad del ambiente expresado en el artículo 79 y, cuando se refirió en el artículo 366 “El bienestar general y el mejoramiento de la calidad de vida de la población son finalidades sociales del Estado. Será objetivo fundamental de su actividad la solución de las necesidades insatisfechas de salud, de educación, de saneamiento ambiental y de agua potable”, es decir; al concepto de protección del medio ambiente, lo

relacionó con saneamiento ambiental, bienestar de la sociedad y mejoramiento de calidad de vida. De hecho de la responsabilidad no se elude el ciudadano; el artículo 95 preceptúa que toda persona está en la obligación de proteger los recursos naturales del país dando origen a la subordinación del interés privado, particularmente cuando se hace mención de actividades económicas, que si bien pueden desarrollarse libremente, de suyo deben hacer compatible el desarrollo económico sostenido con la necesidad de preservar y mantener un ambiente sano.

No es posible abstraerse de la obligación del cumplimiento de la Constitución Política de Colombia, leyes, decretos y reglamentos que propendan por la conservación del ambiente cuando las aguas servidas se pretendan disponer sobre el agua superficial o conectarse a un alcantarillado ya que la norma tiene como objetivo la preservación de la calidad hídrica. 12



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Ley Ley 23 del 19 de 1973, por medio de la cual Plantea la necesidad de proteger los recursos naturales renovables, fija límites mínimos de contaminación y establece sanciones por violación de las normas. Se faculta al Presidente de la República para expedir el Código de los Recursos Naturales y de Protección al Medio Ambiente.

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Decreto Ley 2811 de 18 de diciembre de 1974. se dicta el Código Nacional de Recursos Naturales Renovables y de Protección al Medio Ambiente.

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Ley 9 de 24 de enero 1979. Por el cual se dictan medidas sanitarias

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Ley 99 de 23 de diciembre de 1993. Por el cual se crea el Ministerio de Medio Ambiente, se reordena el Sector Público encargado de la gestión y cons ervación del medio ambiente y los recursos naturales renovables, se organiza el Sistema Nacional Ambiental SINA, y se dictan otras disposiciones.

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Decreto Decreto 1594 de 1984. Parcialmente vigente. Por el cual se reglamenta parcialmente el Título I de la Ley 9 de 1979, así como el Capítulo II del Título VI -Parte III- Libro II y el Título III de la Parte III -Libro I- del Decreto - Ley 2811 de 1974 en cuanto a usos del agua y residuos líquidos

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Decreto 1875 de 2 de agosto de 1979, Por el cual se dictan normas sobre la prevención de la contaminación del medio marino y otras disposiciones

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Decreto 3100 de 30 de octubre de 2003. Por medio del cual se reglamentan la tasas retributivas por la utilización directa del agua como receptor de los vertimientos puntuales y se toman otras determinaciones

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Decreto 3440 de 21 de octubre de 2004. Por el cual se modifica el Decreto 3100 de 2003 en aspectos de la implementación de la tasa retributiva

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Decreto 3930 de 25 de octubre de 2010. Por el cual se reglamenta parcialmente el Título I de la Ley 9 de 1979, así como el Capítulo II del Título VI-Parte III- Libro II del Decreto - Ley 2811 de 1974 en cuanto a usos del agua y residuos liquidas y se dictan otras disposiciones

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Decreto 4728 de 23 de diciembre de 2010. Por el cual se modifica parcialmente el decreto 3930 de 2010

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Resolución Resolución 2145 de 23 de diciembre de 2005. Por la cual se modifica parcialmente la Resolución 1433 de 2004 sobre Planes de Saneamiento y Manejo de Vertimientos, PSMV

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Resolución 1433 de 13 de diciembre de 2004. por la cual se reglamenta el artículo 12 del Decreto 3100 de 2003, sobre Planes de Saneamiento y Manejo de Vertimientos, PSMV y se adoptan otras determinaciones

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Resolución 075 de 24 de enero de 2011.

Por el cual se adopta el formato de reporte sobre el estado de cumplimiento de la norma de vertimientos puntual al alcantarillado público

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http://www.minambiente.gov .co/contenido/contenido.as px?catID=991..

1.2

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Seguimiento al cumplimiento normativo

Las Autoridades Ambientales Regionales y territoriales están en la obligación de hacer el seguimiento a los vertimientos que se realicen sobre los cuerpos hídricos superficiales con el propósito de verificar el cumplimiento de la norma impuesta al generador de la descarga.

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La contaminación hídrica es el resultado de la descarga incontrolada de aguas residuales sobre las fuentes superficiales y masas de agua, la que tiene mayor o menor intensidad dependiendo de la concentración del contaminante, el volumen de agua que lo incluye y el oxígeno disuelto presente en el cuerpo receptor.

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Revisa este video

http://www.youtube.com/watch?v=dZGxH5rCtWA

(Orozco J. A. y Salazar, 1987, pag: 26), así como la concentración de nitritos, nitratos, fosfatos, y la carga de microorganismos. Los efectos se evalúan “analizando el perfil de Oxígeno Disuelto en la corriente”

Es importante conocer que aunque la recolección de las aguas residuales se remonta a tiempos antiguos, el tratamiento de las mismas es relativamente reciente ya que se inició hacia finales de los años 1800 y con mayor intensidad hacia inicios del siglo pasado, siendo la “ teoría de los gérmenes (…) [expuesta por] Koch y Pasteur, la que señaló el comienzo de una nueva época en la higiene” (Eddy & Metcalf, 1981, pág 5). Han sido las prácticas Inglesa y Norteamericana las pioneras del tratamiento del agua residual. La primera se orienta hacia la construcción de alcantarillados por ocasión de la epidemia de cólera de mitad del siglo XX, adicionalmente; el pequeño tamaño de los rios británicos desencadenaron el problema de la contaminación. Entre tanto en Norteamérica, por influencia de la investigación sobre aguas residuales adelantanda en la estación experimental Lawrence en Massachussetts, el tema tomó una importante connotación, particularmente por que en la época no se consiguieron suficientes zonas para el tratamiento de éstas en el suelo, técnicas que a la fecha aún se utilizan.

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Son cuatro las fuentes fundamentales de aguas residuales: (1) aguas domésticas o urbanas, (2) aguas residuales industriales, (3) aguas de escorrentía de uso agricola y, (4) pluviales. Las escorrentías de usos agricolas que arrastran fertilizantes (fosfatos) y pesticidas constituyen hoy en día una de las mayores causas de eutroficación de lagos y pantanos. Normalmente las aguas residuales, tratadas o no, se descargan finalmente a un receptor de aguas superficiales (mar, río, lago,etc.). (Ramalho, R.S., 1996; pág 10).

Corresponden a las cargas de residuos de origen doméstico y público que constituyen las aguas residuales municipales (lavado de ropa, baño, desperdicios de cocina, limpieza y preparación de alimentos y lavado de loza, etc.). Figura 1. Figura 1 .

Las concentraciones urbanas de población constituyen una de las mayores fuentes de contaminación, debido a los grandes volúmenes de aguas residuales domésticas producidas, las cuales, en su mayor parte, son colectadas por los sistemas de alcantarillado (Ramos, Sepúlveda y Villalobos, 2003). Existen principalmente dos fuentes de aguas domésticas o urbanas, que corresponden a las provenientes de zonas residenciales y de zonas comerciales. Son las descargas originadas por el desarrollo de actividades correspondientes a la extracción y transformación de recursos naturales en bienes de consumo y satisfactores para la población. Figura 2. La actividad industrial incluye todos los procesos que constituyen desde exploración, explotación, transformación hasta la obtención de productos que finalmente son dirigidos al consumidor final, algunas actividades en la indutria son: química, petroquímica, de plásticos, de papel, electrónica, metalúrgica, maderera, fundición, galvanoplastica, textil Figura 2.

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Cada una de estas industrias descarga volumenes considerables de aguas residuales, cuya naturaleza fisicoquímica dependerá del tipo de proceso. Son los afluentes de instalaciones dedicadas a la crianza de ganado, así como las aguas de retorno de los campos agrícolas. Como consecuencia del uso de herbicidas, plaguicidas y fertilizantes, para el control de plagas y aumento de la productividad, las aguas arrastran restos de estos compuestos hasta los cuerpos receptores. La contaminación debida a escurrimientos de agua pluvial es de origen natural, se da principalmente por el arrastre de materia orgánica muerta, así como productos inorgánicos generados por la erosión en los suelos. Ibid.

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Revisa este video

http://www.youtube.com/watch?v=Bi0hPN6m7w4

“ El agua residual representa serios peligros para el ambiente y la salud al ser la

responsable de alterar la calidad de los cuerpos receptores, contaminar los suelos por donde escurre y llevar organismos patógenos que pueden afectar al ser humano ” Ibid, pág 31. El agua como prinicipal recurso afectado deteriora por su presencia de sedimentos corales y otros animales que se encuentran en los arrecifes, no pudiendo tomar la luz necesaria para sobrevir (www.sermanat.gov.mx). Una vez se descarga el agua residual orgánica sobre una fuente de agua superficial, se inicia un proceso de recuperación con cuatro zonas claramente definidas: degradación, descomposición activa, recuperación activa, aguas limpias. 17


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Degradación. Se origina justo en el punto donde se realiza la descarga, siendo su primer efecto el cambio de color al tornarse turbia, siempre que haya suficiente presencia de sólidos suspendidos. A renglón seguido por efecto de la descomposición de la materia orgánica se incrementa significativamente el número de microorganismos, bacterias principalmente. Otros parámetros como el nitrógeno orgánico se convierte en nitrógeno amoniacal. Zona de descomposición activa Inicia esta zona cuando el nivel de oxígeno disuelto alcanza los 3.5 mg/L y por lo tanto el nivel de saturación refleja disminución apareciendo una fase anaerobia y gases tales como el sulfídrico y los mercaptanos. Otra de las características de esta zona es el color del agua que se intensifica. Al oxidarse casi toda la materia orgánica, el oxígeno recuperado en la reaireación propia de cualquier cuerpo hídrico superficial comienza a elevar los niveles de oxígeno disuelto alcanzando niveles pequeños de saturación (menor al 40%). Zona de recuperación activa. Dado el incremento de oxígeno proveniente de la zona anterior, la materia orgánica comienza a disminuir y con ella, el nitrógeno orgánico se ha nitrificado convirtiendose en nitratos que junto con los fosfatos se vuelven en el alimento de algas presentes en los cuerpos de agua. Zona de aguas limpias. El río se encuentra en co ndiciones de “limpieza” , es decir se ha recuperado. Sin embargo, sus características jamás serán iguales a las originales.

Es de anotar que por la descarga de aguas residuales a los cuerpos receptores, se consideran dos efectos principales que desequilibran el funcionamiento de los ecosistemas, a saber: Disminución del Oxígeno Disuelto (OD) y formación de depósitos de lodos en el medio acuático. La figura 3 muestra la concentración de Oxígeno Disuelto (mg/L) a través del tiempo y después de una descarga inicial de aguas residuales de origen orgánico sobre un cauce superficial, observándose que el Oxígeno Disuelto se comienza a recuperar en el cauce a 80 km aguas abajo y después de 4 días, debido a factores naturales que contribuyen a la oxigenación del agua. (Ramalho, Op. cit., 1996). A partir de allí, el incremento de la curva se hace notorio y por consiguiente la disminución de la Demanda Bioquímica de Oxígeno – DBO5 – indicando la recuperación de la calidad del agua.

Figura 3 .

(Orozco J. A. y Salazar, 1987) 18



Lodos tambien son el resultado de la contaminación orgánica e inorgánica, los que se reducen a través de la escala de tiempo por descomposición, acción de bacterias y otros organismos. “ El único tipo de algas que puede crecer son las llamadas algas azul – verdosas, características de aguas contaminadas; éstas pueden cubrir las piedras de los márgenes haciéndolos resbaladizos y pueden llegar a dar olores molestos en su descomposición estacional [como se observa en la figura 4]” . (Ibid. pag: 21).

Figura 4.

(Ramalho, R.S., 1996; pág 17)

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(Orozco J. A. y Salazar, 1987).

La cantidad de lodos presentes en el fondo del cauce se presentan con mayor rigor en los primeros kilómetros de un curso de agua, posteriormente su volumen disminuye hasta hacerse constante en el tiempo. Finalmente, a causa de la contaminación, también se genera una aceleración del proceso de eutroficación (envejecimiento). Como se muestra en la figura 5, el enriquecimiento y la sedimentación son los principales contribuyentes al proceso de envejecimiento. La vegetación en la orilla y las plantas acuáticas superiores utilizan parte de los nutrientes que llegan, crecen abundantemente y en consecuencia retienen los sedimentos. El lago gradualmente se va rellenando por acumulación de plantas y sedimentos en el fondo y 19



haciéndose más pequeño su volumen por la invasión de la vegetación en las orillas, pudiendo llegar a ser tierra firme Ibid.

Figura 5 .

(Ramalho, R.S., 1996), pág 23

En función de la localización geográfica, precio de los materiales y salarios relacionados con la construcción son variables que inciden en el costo del sistema de tratamiento de aguas residuales. Su estimación se realiza utilizando el índice de costos de construcción o costos de inversión. Los sistemas requieren de importante flujo de caja por lo que reutilizar efluentes se convierte en una opción de reinversión, consideración que implica eficiencias altas de remoción de la contaminación es decir; la calidad hídrica esperada en el efluente debe encontrarse en el marco de los límites establecidos para aguas residuales. “Al evaluar un proceso de tratamiento de aguas residuales específico es importante estimar la relación costo/beneficio, es decir; entre el beneficio derivado del tratamiento para obtener agua de una calidad específica y el costo en conseguir el grado de calidad” Ibid, pág 11.

Otra forma útil de evaluar el valor de una planta de tratamiento de aguas residuales consiste en utilizar costos de inversión per cápita, los cuales sirven para proyectar 20



inversiones futuras en el área de saneamiento. A nivel de prefactibilidad es conveniente contar con costos de referencia para un sistema de tratamiento, reconociendo que el costo real puede ser muy diferente, según la localidad y las condiciones de construc ción. Es posible conocer los costos de sistemas de tratamiento para aguas residuales domésticas en Colombia en función del tratamiento diferenciando la fase de construcción y operación. 4.1 Costos de un proyecto La decisión de la tecnología a implementar muchas veces depende del tipo de inversión, seleccionando usualmente la que presenta el mínimo costo, éste último depende del costo inicial de cada componente, costos de operación, mantenimiento y vida útil del sistema de tratamiento de aguas residuales. La ecuación del costo total anual se puede obtener mediante la ecuación 4.1

CTA  C o * i 

CTA Co I Vs n R X O

= = = = = = = =

(C o  V s ) * i n

(1  i)  1



R * i O (1  i) x  1

Costo total anual del proyecto - $ Costo inicial del proyecto - $ Tasa de interés anual o tasa mínima de retorno - % Valor del salvamento del proyecto o valor proyectado al final del año n - $ Vida útil del proyecto o periodo de diseño - años Costo de reparación inicial principal - $ Periodo de realización de la reparación inicial - años Costo anual de operación y mantenimiento

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Los contaminantes en el agua ocasionan diversos efectos en la salud pública de acuerdo con sus propiedades. La contaminación microbiana de los cuerpos receptores es de gran preocupación por sus repercusiones sobre la salud del hombre, ya que muchos de los microorganismos causantes de enfermedades son ampliamente distribuidos por las aguas. Sin embargo, agentes causales de las infecciones entéricas se localizan en el tracto intestinal y se elimina mediante deyección. Las infecciones producidas por parásitos que viven en el intestino del hombre originan la enteroparasitosis; quistes y helmintos eliminados son los que constituyen fuentes de infección. La figura 6 muestra las diferentes vías de transmisión de enfermedades intestinbales. En el mecanismo de la enfermedad intervienen: “a) Fuente infectante o reservorio (agente), b) vía de transmisión (ambiente), c) Susceptible (huésped)” (Unda O., F., 1993, pág 5).

Enfermo o portador

Manos/

Excrementos

alimentos

Persona expuesta

Vertimientos

Productos alimenticios irrigados con aguas servidas

Cuerpo hídrico superficial / Infiltración

Figura 6.

Adaptado de Unda, 1993.

Los riesgos que se asocian a la contaminación del agua están directamente relacionados con el tiempo: los de corto plazo son aquellos que se suscitan desde horas después de la ingestión de agua o productos contaminados con estas hasta varias semanas después. América Latina y El Caribe al contar con un bajo porcentaje de sistemas de tratamiento de aguas residuales principalmente domésticas, por el número de enfermedades diarrericas y gastroentéricas, en la región, estas se ubican entre las 3 (tres) principales causas de muerte (www.bvsde.paho.org).

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Los riesgos asociados a mediano plazo hacen mención de la presencia de metales pesados en el agua como arsénico, plomo, cadmio y mercurio. Entre tanto, l os plaguicidas se tipifican como los que generan riesgos asociados al agua pero de largo plazo. Ibid. Larga es la lista de las enfermedades que son transmitidas por aguas contaminadas entre ellas: Anquilostomiasis, Ascariasis, Cólera, Dengue, Dracunculosis, Disentería amíbica, Disentería bacilar y fiebre paratifoidea. Los cuadros siguientes de 1 a 3 muestran diferentes enfermedades relacionadas con este tipo de aguas.

. Enfermedades asociadas a aguas residuales con riesgos indirectos

Malaria

Mosquito Anofeles

Plasmodium - P. falciparum, P. vivax, P. ovale y P. malariae.

Dengue

Mosquitos Aedes .

Virus del Dengue. El virus tiene cuatro variedades (serotipos): Den-1, Den-2, Den-3 y Den-4.

Leptospirosis

Ratas, Perros

-

Peste Peste bubónica; peste neumónica; peste septicémica

Picadura de la pulga o la ingestión de las heces de las pulgas

Yersinia pestis

Fiebre y anemia, escalofríos, dolor en las articulaciones y dolor de cabeza. En la masa cerebral, los glóbulos rojos infectados obstruyen los vasos sanguíneos del cerebro. Puede dañar otros órganos vitales y a menudo conduce a la muerte del paciente Dolor de cabeza, pérdida del apetito, náuseas y vómitos, dolores musculares y articulares, erupciones en la piel, hemorragias, caída abrupta de la presión arterial (hipotensión), disminución de la circulación de sangre periférica (piel fría) y manifestaciones hemorrágicas a distintos niveles Fiebre repentina, escalofríos, dolor de cabeza, dolores severos de cuerpo y fatiga. puede afectar el hígado, riñones ó el sistema nervioso Comienzo súbito de fiebre alta, escalofríos, malestar general, dolores musculares, dolor de cabeza severo, inflamaciones de apariencia ovalada, convulsiones

Nota : Adaptado de Femica y otros

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. Enfermedades por contacto físico con agua contaminada Dermatitis erisipeloide (B)

Agua contaminada con Residuos Cárnicos

salmonelosis

Excretas personas animales afectadas

Salmonella

Uncinaria, anquilostomiasis (P)

Larvas en heces fecales Humanas que Penetran piel

Anchilostoma duodenale

Ascariasis

Condiciones sanitarias precarias

Ceguera debido al tracoma

Contacto directo con secreciones del ojo, nariz y garganta de individuos enfermos o por contacto con objetos que pueden haber estado en contacto con estas secreciones

Ascariasis

condiciones sanitarias

precarias

Dermatosis Tiña Ambientes húmedos (H) contaminados Nota : Adaptado de Femica y otros

Erupciones de la piel Erisipelotthrix

Ascaris lumbricoides

Chlamydia trachomatis

Ascaris lumbricoides Mycrosporum Trychophyton

Cuadro 2. (Cont ). Diarrea leve ó severa, fiebre, dolor abdominal, dolor de cabeza, y de vez en cuando vómito Afectación en el intestino delgado Asintomático, sin embargo algunos síntomas atípicos son: tos, dificultad para respirar, dolor en el estómago y oclusión intestinal Secreción ocular, párpados inflamados, pestañas invertidas, inflamación de los ganglios linfáticos justo delante de las orejas, opacidad de la córnea, cicatrización severa ocular

La mayoría de la gente no tiene síntomas. tos y tener dificultad para respirar, dolor en el estómago y oclusión intestinal Piel – dermatofitosis

. Enfermedades por ingestión de agua contaminada o no potable

Diarrea aguda

Cólera

Ingestión de agua no potable o contaminada con microorganismos patógenos Ingestión de agua o comida contaminadas. Recientemente, un tipo de vibrión ha sido asociado al consumo de

Rotavirus, Shigella sp., Salmonella sp., Campylobacter jejuni, Cryptosporidium, Giardia lambia

Vibrio cholera

Elevada secreción intestinal de agua

Diarrea acuosa y masiva., aumento de la secreción de agua y minerales (electrolitos) en la luz del intestino

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mariscos, en especial ostras crudas Cuadro 3. (Cont.).

Disentería Epidémica

Fiebre Tifoidea

Hepatitis A

Shigelosis

El Síndrome Urémico Hemolítico (SUH)

Contacto de persona a persona, agua y comida contaminadas

Transmisión por vía fecal - oral mediante agua o alimentos contaminados La enfermedad se trasmite por agua o comida contaminadas con el virus de la hepatitis A Se transmite por vía fecal - oral por transmisión. de persona a persona por manos contaminadas Condiciones sanitarias precarias, en especial agua no potable

Shiguela disentérica tipo 1 (Sd1), también conocida como el bacilo Shiga

Salmonella tiphi

Virus de la hepatitis A

Shigella flexneri.

Escherichia coli

La disentería puede describirse simplemente como una diarrea con sangre. La enfermedad también incluye calambres abdominales, fiebre y dolor rectal. Las complicaciones menos comunes incluyen infección, ataques y problemas de riñón Fiebre prolongada, dolor abdominal, diarrea, delirio, manchas rosadas. A veces se complica con perforación o hemorragia Semejantes a los del resfrío común, pero la piel y los ojos pueden tornarse amarillos (ictericia) debido a que el hígado no puede filtrar la bilirrubina de la sangre Se caracteriza por fiebre, dolor abdominal y tenesmo

Afecta los riñones y algunos otros órganos causando insuficiencia renal aguda y/o crónica. Diarrea sanguinolenta con poca o ninguna fiebre, palidez intensa y dolores abdominales severos

Nota : Adaptado de Femica y otros

También la contaminación inorgánica es causante de enfermedades. La toxicidad que representan los metales pesados (plomo, mercurio, cadmio); los nitratos y nitritos causan de la metahemoglobinemia a concentraciones mayores de 45 mg/L; el arsénico concentrado a 0,6 a 0,8 mg/L ocasiona intoxicación endémica y cáncer; y la fluorosis y ostiofluorosis provocadas por los fluoruros.

25



Expresar que las aguas se clasifican en naturales, lluvias y residuales es una afirmación que se soporta en sus características para lo cual, las determinaciones analíticas, es decir; las mediciones cuantitativas, son las que establecen el nivel de concentración de cada uno de los parámetros relativos a la calidad de las aguas. Conocer el nivel de contaminación debe acompañarse del establecimiento de la cantidad de agua con el propósito de evaluar no solo la intensidad de la misma sino la carga másica que la contiene.

El volumen de aguas residuales aportadas a un sistema de recolección y evacuación está integrado por las aguas residuales domésticas, industriales, comerciales e institucionales y el diseño de una planta de tratamiento de aguas residuales normalmente se estima con base en el caudal diario promedio, pero; como este varía con el tiempo, los sistemas deben ser diseñadas teniendo en cuenta periodos críticos de operación causadas por variación de caudal, (caudal punta o pico) concentración de contaminantes y carga contaminante (carga másica) (Metcalf & Eddy, Op.Cit.). 6.1 Variación de caudal de las aguas residuales En la medida que pasa el día, los caudales de aguas residuales varían, observándose que los caudales mínimos se presentan durante las primeras horas de la mañana, usualmente corresponden a ellos son los aportes de escapes, infiltraciones y exiguas cantidades de aguas residuales. Los caudales punta se presentan generalmente al finalizar la mañana y la tarde. La figura 7 representa la variación típica de caudales y calidad de aguas residuales.

Figura 7.

Adaptado por La autora 26



Comparar los valores numéricos de caudales máximos para diferentes plantas de tratamiento, requiere de su normalización, parámetro conocido como factor pico, el que obtiene utilizando la ecuación 6.1

Factor pico  FP 

Caudal máximo promedio Caudal promedio

Para conocer el factor pico promedio se realiza el siguiente procedimiento:  

Determinar el caudal promedio para el periodo de análisis Obtener de los registros, los caudales máximos en un día. Ver figura 8

Figura 8.

La autora

6.2 Estimación del caudal de aguas residuales domésticas Los caudales residuales también se pueden calcular en función de la cantidad de agua consumida. Para ello se aplica la ecuación 6.2

Q D 

C * P * R 86400

6

Donde: QD C P R

= = = =

Caudal de aguas residuales – L/s Consumo medio por habitante - L/hb-d Población servida – hb Coeficiente de retorno - adimensional 27



6.2.1 Estimación del consumo medio diario por habitante. Corresponde a la dotación neta, es decir, a la cantidad de agua que el consumidor efectivamente recibe para satisfacer sus necesidades. La dotación neta depende del nivel de complejidad del sistema, del clima de la localidad y del tamaño de la población. Para ello, se debe tener en cuenta lo establecido por el Reglamento Técnico de Acueducto y Alcantarillado y los datos referentes son los que se presentan en la tabla 1. Dotación en función del nivel de complejidad del sistema

Bajo Medio Medio Alto Alto

90 115 125 140

100 125 135 150

Nota: Datos tomados de RAS TITULO B, 2000, Pág. 37 – 39

El nivel de complejidad del sistema está en función de la población. El documento Reglamento Técnico del Sector de Agua Potable y Saneamiento Básico - RAS 2000 título E. 6.2.2 Estimación de la población servida. Puede ser estimada a partir del producto del número de viviendas planificadas en el área de drenaje y el número medio de habitantes por vivienda, utilizando la ecuación 6.3

Población servida # vivienda *

# hab

vivienda

6

Donde: Población servida

= Habitantes

6.2.3 Estimación del coeficiente de retorno. Se entiende como coeficiente de retorno es la fracción del agua de uso doméstico servida (dotación neta), entregada como agua negra al sistema de recolección y evacuación de aguas residuales. Su valor depende del nivel de complejidad del sistema de tratamiento y se presenta en la tabla 2. Tabla 2. Bajo y medio Medio alto y alto

0,7 – 0,8 0,8 – 0,85

Nota: Datos tomados de RAS TITULO B, 2000, Pág. 37 – 39

28



6.3 Estimación del caudal de aguas residuales industriales (Q I) El consumo de agua industrial varía de acuerdo con el tipo y tamaño de la industria y los aportes de aguas residuales varían con el grado de recirculación de aguas y los procesos de tratamiento. En consecuencia, los aportes de aguas residuales industriales Q I deben ser determinados para cada caso en particular. 6.4 Caudal medio diario (QMD) Es la suma de los aportes domésticos, industriales, comerciales e institucionales y se obtiene utilizando la ecuación 6.4

Q MD  Q D  Q I  QC  Q IN Donde: QMD QD QI QC QIN

= = = = =

Caudal Caudal Caudal Caudal Caudal

medio diario de aguas residuales de aguas residuales de aguas residuales de aguas residuales

domésticas industriales comerciales institucionales

6.5 Caudal medio Relaciona el caudal total en el tiempo. Para pequeñas comunidades puede utilizarse la ecuación 6.5

Qmed 

Q 24

Donde: Qmed = Caudal medio – m3/h Q = Caudal 6.6 Caudal máximo horario (QMH) El caudal máximo horario es la base para establecer el caudal de diseño de una red de colectores de un sistema de recolección y evacuación de aguas residuales. El caudal máximo horario del día máximo, establecido en la ecuación 6.6 se estima a partir del caudal final medio diario, mediante el uso del factor de mayoración, F. 29



Q MH  F * Q MDF Cuando se tienen poblaciones entre 1000 hasta 1000000 de habitantes, se pueden utilizar las ecuaciones 6.6.1 o, 6.6.2

F  1 

14

4  P  0, 5

F 

Harmon

5

P 0, 2

Babbit

El factor de mayoración también puede ser dado en términos del caudal medio diario. Para ello se utilizan las ecuaciones 6.6.3 o 6.6.4

F 

3,53

Q MD

0, 0914

F 

Los Ángeles

3,70

Q MD0,0733

Tchobanogl ous

La fórmula de Los Ángeles es válida para el rango de 2.8 a 28300 L/s, mientras que la de Tchobanoglous lo es para el rango de 4 a 5000 L/s. En general el valor de “F debe ser mayor o igual a 1,4 ”. (Ministerio de Desarrollo Económico. RAS TÍTULO D, 2000, Pág 33- 37). 6.7 Caudal de diseño El diseño de proceso de las unidades de tratamiento debe basarse en el caudal máximo semanal para el periodo de diseño, excepto en casos especiales. El diseño hidráulico de plantas de tratamiento debe hacerse para el caudal máximo horario, sumando los aportes por infiltraciones y conexiones erradas. (Ministerio de Desarrollo Económico. RAS TÍTULO D, 2000, pág 21 – 22). 6.8 Caudal máximo Para pequeñas comunidades, puede utilizarse la ecuación 6.7 

Qmax  Qmed * 1.15  

2.7575 



Qmed 0.25 

Donde: Qmax = Caudal máximo – m3/h Qmed = Caudal medio – m3/h 30



6.9 Variación de la concentración de la contaminación Son varias las causas relacionadas con la variación de la concentración: costumbre, origen de las descargas y la época del año (seco, lluvia). Cuando se ignora el aporte de aguas residuales diferentes a las domésticas, la concentración de las aguas residuales no varía significativamente a lo largo del tiempo (aunque influye el caudal). Es recomendable obtener el valor de la concentración media integrada de la contaminación con el propósito de conocer con mayor exactitud las características o condiciones del agua residual a tratar, siguiendo para ello la ecuación 6.8 n

C w 

C i qi  i 1

n

qi  i 1

Donde: Cw Ci qi

= Concentración media integrada – mg/L = Concentración de la sustancia contaminante – mg/L = Caudal L/s

Lección 7 7. C Constitu yentes d de llas aaguas rresiduales Físicos, químicos y biológicos son los constituyentes presentes en el agua residual y determinar su concentración es esencial no solo para el diseño y puesta en marcha de alcantarillados sino también para la selección, diseño y operación de los sistemas de tratamiento de aguas residuales. Caracterizar el agua residual varía desde precisas determinaciones cuantitativas hasta las cualitativas biológicas y físicas; muchos parámetros se encuentran interrelacionados como se presentan en la figura 9.

Figura 9

Gómez R, 2006 31



La determinación de los parámetros es una práctica de laboratorio que se realiza con base en lo establecido en el Standard Methods, bibliografía conocida y aceptada para veste tipo de análisis. Si el agua en estudio no ha recibido vertidos urbanos o industriales, la prospección debe comprender la determinación sistemática de los siguientes parámetros:   

Iones más importantes (bicarbonatos, cloruros, sulfatos, calcio, magnesio y sodio) Oxígeno disuelto, demanda química de oxígeno Carbono orgánico

Si es necesario realizar observaciones más detalladas por la finalidad específica del estudio o por el grado de contaminación, pueden irse incluyendo sucesivamente los siguientes grupos de parámetros:   

Compuestos de nitrógeno, fosfatos, hierro, demanda bioquímica de oxígeno, pH Fenoles, derivados del petróleo, detergentes, pesticidas Fósforo orgánico e inorgánico, trazas (metales pesados, fluoruros, etc.)

Al preparar estas prospecciones deben tenerse en cuenta los factores naturales que influyen en la composición química del agua, cantidad, localización y tipo de los asentamientos urbanos, de las industrias y de la agricultura. La atención deberá dirigirse, sobre todo, a las sustancias que puedan estar presentes en concentraciones peligrosas. Los parámetros de la calidad del agua más frecuentemente admitidos y utilizados y al mismo tiempo relevantes para los estudios del medio físico son:  Oxígeno disuelto (OD)  Demanda bioquímica de oxígeno (DBO5)  Sólidos disuelto (SD) y en suspensión (SST)  Compuestos de nitrógeno, fósforo, azufre y cloro  pH  Dureza  Turbidez  Elementos tóxico  Elementos patógenos 7.1 Composición Se refiere a los constituyentes presentes en el agua servida y según la cantidad que se presente en ella se clasifica el agua residual como fuerte, media o débil, siendo los datos típicos los que se presentan en la tabla 3. Dicha clasificación se presenta en función del caudal vertido, población servida y tipo de actividad.

32



Tabla 3. Sólidos totales Sólidos disueltos totales Sólidos disueltos fijos Sólidos disueltos volátiles Sólidos suspendidos totales Sólidos suspendidos fijos Sólidos suspendidos volátiles Sólidos sedimentables* DBO5 (1) COT (2) DQO (3) Nitrógeno orgánico Fósforo total Fósforo orgánico Fósforo inorgánico Grasa

1200 850 525 325 350 75 275 20 300 300 1000 35 20 5 15 150

700 500 300 200 200 50 150 10 200 200 500 15 10 3 7 100

350 250 145 105 100 30 70 5 100 100 250 8 6 2 4 50

Nota: Datos tomados de (Metcalf & Eddy, 1981, pág: 241) (1) Demanda Biológica de Oxígeno (2) Carbono Orgánico Total (3) Demanda Química de Oxígeno * Todos los constituyentes se expresan en mg/L excepto los sólidos sedimentables que se hace en mL/L

7.2 Características físicas de las aguas residuales Los parámetros físicos más importantes son: color, olor, temperatura y sólidos. 7.2.1 Color. La condición se refiere a la edad del agua residual. Si es fresca, suele ser gris; en la medida que los compuestos orgánicos son descompuestos por bacterias, el oxígeno disuelto del agua residual se disminuye hasta alcanzar valores cercanos a cero y por lo tanto el color cambia a negro, condición que la tipifica como agua residual séptica. Algunos vertimientos de aguas residuales industriales hacen que el agua tome otro color. 7.2.2 Olor. Son debidos a los gases producidos por la descomposición de la materia orgánica. Fresca el agua tiene un “olor desagradable siendo característico el olor del sulfuro de hidrógeno producido por los microorganismos anaerobios que reducen los sulfatos a sulfitos” Metcalf & Eddy, Op. cit., pág 247. 7.2.3 Temperatura. Es un factor importante porque actúa como elemento que retarda o acelera la actividad biológica, la adsorción de oxígeno y bióxido de carbono de la 33



atmósfera por el agua e influye en la proliferación de algas y en la precipitación de compuestos. 7.2.4 Sólidos. Los que se presentan en las aguas residuales pueden ser de tipo orgánico y/o inorgánico provienen de las diferentes actividades domésticas e industriales. Toda la materia, excepto el agua contenida en materiales líquidos es considerada como materia sólida. “Analíticamente, el contenido total de sólidos de una residual es la materia que queda como residuo de evaporación a 103 - 105 °C” (Ibid, pág: 244). El contenido de sólidos de un agua residual de intensidad media puede clasificarse como se muestra en la figura 10. Orgánica 75 mg/L Sedimentables 100 mg/L (2 h) Mineral 25 mg/L

Orgánica 75 mg/L

Suspendidos 200 mg/L

No sedimentables 100 mg/L Mineral 25 mg/L

SOLIDOS TOTALES Orgánica 75 mg/L Coloidal 50 mg/L Mineral 25 mg/L Filtrable 500 mg/L

Orgánica 75 mg/L Disuelto 450 mg/L Mineral 25 mg/L

Figura 10.

(Metcalf & Eddy, 1981,

p´ág: 246)

34



7.3 Características químicas de las aguas residuales 7.3.1 Potencial hidrógeno. Denominado pH. Es un término usado universalmente para expresar la intensidad de las condiciones ácidas o básicas de una solución cualquiera, para el caso el agua, mediante la concentración del ion hidrógeno. Mientras más fuerte la intensidad de la alcalinidad, mayor es el valor de pH, mientras más fuerte la intensidad de la acidez, menor el valor de pH. 

Acidez: Es la capacidad que tiene el agua de neutralizar la alcalinidad esto es, iones del tipo [OH-] debido a la presencia de iones [H +]. El agua adquiere acidez en forma natural por la interacción con la atmósfera desde la cual puede tomar bióxido de carbono (CO 2), dependiendo de ciertas condiciones de temperatura y presión de la siguiente manera: H2O + CO2 (atmosférico)

H+ + CO3acidez



Alcalinidad: Es la medida de la capacidad del agua para neutralizar acidez. Puede también considerarse como la presencia en el agua de iones [OH -], [CO3 =], [HCO3-], los cuales tienen la propiedad de reaccionar con los ácidos, neutralizándolos.

7.3.2 Detergentes. Bajo el nombre genérico de espumantes se consideran todos los productos que en mayor o menor grado producen espuma cuando el agua es agitada. Los principales problemas que causan son masa de espuma en el agua cruda y en los grifos domésticos y tienden a dispersar sustancias no solubles, interfiriendo en los procesos de coagulación y sedimentación. 7.3.3 Aceites y Grasas. La presencia de compuestos fenólicos en el agua, está asociado con contaminación de las fuentes por desechos industriales, aguas negras, fungicidas y pesticidas. El encontrarse este parámetro en el agua afecta la calidad del agua de muchas formas, siendo la principal la relacionada con condiciones organolépticas, problema que se potencia, cuando se adiciona cloro al agua dando origen a la formación de clorofenoles, que afecta el gusto. 7.3.4 Cloruros. La forma más común de ocurrencia de los cloruros en el agua es el cloruro de sodio o sal común. El origen de los mismos son sales del suelo que se disuelven en el agua, siendo escasa su presencia en concentraciones altas en aguas superficiales, excepto en aquellas fuentes provenientes de terrenos salinos o de acuíferos con influencia de corrientes marinas. 7.3.5 Nitratos. La presencia no es extraña, especialmente en aguas de pozo subterráneo que pueden recibir infiltración de efluentes de tanques sépticos, ganadería, etc. En 35



concentración mayor a 10 mg/L, puede ocasionar en los niños lactantes una enfermedad llamada metahemoglobinemia que impide la oxigenación de la sangre. El nitrógeno en forma de nitritos, tiene una toxicidad mayor que afecta al hombre y es por estos efectos adversos que su contenido debe ser vigilado en el agua de consumo. 7.3.6 Sustancias Tóxicas. Existe un grupo de contaminantes inorgánicos cuya presencia en el agua por encima de ciertos valores admisibles tiene reconocido efecto negativo en la salud humana. Entre ellos se destacan: 











Arsénico: Metaloide que está en muchas partes de la naturaleza y puede ser aguda o crónicamente tóxico para el hombre. Bario: Elemento altamente tóxico y causa serios trastornos cardiacos vasculares y nerviosos. Cadmio: Es potencialmente tóxico y su ingestión tiene efectos acumulativos en el tejido del hígado y riñones. Cianuro: No es común encontrarlo en el agua natural, sin embargo su presencia es tóxica. Mercurio: Es tóxico para el hombre en todas formas más agudo y crónica. Puede ingerirse directamente o a través de pescado que a su vez lo ha acumulado en su organismo. Plata: Aunque es un elemento de los más escasos en el agua, todos los estudios que sobre él y sus posibles efectos se han hecho se encuentran en la fase preliminar, pero se ha comprobado que produce un decoloramiento permanente e irreversible en la piel , ojos y membranas mucosas.

7.3.7 Pesticidas. Bajo este nombre genérico se agrupan compuestos inorgánicos naturales y orgánicos sintéticos, que se utilizan con variados propósitos en las labores agrícolas, tales como insecticidas, fungicidas, algicidas, etc. Dentro de este grupo, cabe mencionar organoclorados, organofosforados, carbamatos, clorofenoles. Los efectos tóxicos de los plaguicidas sobre la salud humana, difieren dependiendo de su naturaleza química, pues mientras algunos se acumulan en los tejidos, otros son metabolizados. 7.4 Gases 7.4.1 Oxígeno Disuelto. Todos los organismos en una u otra forma dependen del oxígeno disuelto para mantener los procesos metabólicos que producen energía para su crecimiento y reproducción. La presencia de éste parámetro es el factor que determina si los cambios biológicos en un agua residual son llevados a cabo por organismos aeróbicos o anaeróbicos.

36



7.5 Medida del contenido orgánico en aguas residuales 7.5.1 Demanda Bioquímica de Oxigeno DBO5. Es la cantidad de oxígeno requerido para estabilizar la materia orgánica descomponible bajo condiciones anaeróbicas. La materia orgánica servirá como alimento a las bacterias, las cuales derivarán energía del proceso de descomposición u oxidación. 7.5.2 Demanda Química de Oxígeno DQO. Es una prueba ampliamente utilizada para determinar el contenido de materia orgánica de las aguas residuales. 7.6 Características Microbiológicas Debido a que los microorganismos adolecen de características morfológicas y de mecanismos sexuales de reproducción, establecer una clasificación de microorganismos es difícil. Para obviarlas, el zoólogo alemán Haeckel propuso en 1866 el reino de los protistos en el cual se incluyen como más representativos las bacterias, algas, hongos y protozoos. Es de anotar, que el agua como posible portador de microorganismos patógenos, puede poner en peligro la salud y la vida. Los patógenos, llegan al agua a través de las deyecciones intestinales, pero simultáneamente ciertas especies bacterianas, en particular la escherichia coli y los organismos afines llamados coliformes como los estreptococos fecales, son huéspedes normales del intestino del hombre y de algunos animales, y se encuentran por consiguiente en las heces fecales. La presencia de estos microbios en el agua revela entonces polución fecal de procedencia humana o animal.

8.1 Demanda Bioquímica de Oxígeno Es la cantidad de oxígeno que requieren los microorganismos para oxidar (estabilizar) la materia orgánica biodegradable en condiciones aerobias. En condiciones normales de laboratorio, esta demanda se cuantifica a 20°C, el ensayo estándar se realiza a cinco días de incubación y se conoce convencionalmente como DBO 5, con valores numéricos expresados en mg/L – O2. La DBO5 es el parámetro más usado para medir la calidad de aguas residuales y superficiales, determinar la cantidad de oxígeno requerido con el propósito de estabilizar biológicamente la materia orgánica del agua, diseñar unidades de tratamiento biológico, 37



evaluar la eficiencia de los procesos de tratamiento y fijar cargas orgánicas permisibles en fuentes receptoras. La ecuación de cálculo es la siguiente:

y5  L(1  e 5 K )  L(1  10 5k ) Donde: y 5

L K k

= DBO5 estándar – mg/L = DBOUC – mg/L o DBO remanente pata un tiempo t – mg/L = Constante de velocidad de reacción de la DBO5, base natural – d-1 = Constante de velocidad de reacción de la DBO5, base decimal – d-1

Para calcula la DBO de 1 dia, puede utilizarse la ecuación 8.2

L1  L * e  Kt Donde: L1 L

= DBO de un día – mg/L = DBOU – DBO última – mg/L

(Esta DBO es aproximadamente el 80% del total) La oxidación bioquímica es un proceso lento que requiere, matemáticamente, un tiempo infinito para su culminación. A 20 °C, valores típicos de K y k son respectivamente 0.23 d-1 y 0.10 d-1. Otros valores típicos son los que se presentan en la tabla 4 Tabla 4. Doméstica débil Doméstica fuerte Efluente primario Efluente secundario

0,152 0,168 0,152 0,05 – 0,10

0,35 0,39 0,35 0,12 – 0,23

150 250 75 – 150 10 – 75

Nota: Datos tomados de (Romero R., J., 2005, pág: 40)

Para determinar el valor de la constante de reacción K a una temperatura diferente de 20°C se utiliza la ecuación 8.3 deducida de la relación clásica de Van´t Hoff Arrhenius:

K T  K 20 T 20

38



Donde: KT K20 

= Constante de reacción de la DBO para T°C – d-1 = Constante de reacción de la DBO para 20°C - d-1 = 1,135 para T = 4 – 20°C 1,056 para T = 20 – 30°C 1,047 para T > 20°C

8.2 Determinación de la DBO 8.2.1 Procedimiento de los ensayos de dilución.  



Preparación de distintas diluciones de la muestra a ser analizada, con agua destilada. Las botellas para incubación (de 250 a 300 mL de capacidad) con tapones de vidrio esmerilado son las más adecuadas. En la botella de DBO se debe colocar: - La muestra, diluida si es necesario. - Se añade agua de dilución para completar el volumen hasta la linea de capacidad señalada. Esta agua de dilución, en el caso de que sea necesario, contiene: Una siembra de microorganismos y una solución de nutrientes para los microorganismos. El pH en la solución de la botella debe estar cercano a 7,0 (neutro). Para cada botella de DBO se debe utilizar otra de control (blanco). Incubación de las botellas a 20°C. Cada 24 horas se debe sacar la botella muestra y el blanco correspondiente de la incubadora y determinar el oxígeno disuelto en mg/L. Ramalho, Op.Cit.

Revisa este video

http://www.youtube.com/watch?v=DD53rXsNy_w

8.3 Demanda Química de Oxígeno Se usa para medir el oxígeno equivalente a la materia orgánica oxidable químicamente mediante un agente químico oxidante fuerte, por lo general dicromato de potasio, en un 39



medio ácido y alta temperatura. Para la oxidación de ciertos compuestos orgánicos resistentes se requiere la ayuda de un catalizador como el sulfato de plata. Compuestos orgánicos que interfieren con el ensayo, como los cloruros, se eliminan mediante HgCl2. La reacción principal puede presentarse de la manera siguiente: Catalizador Calor Materia orgánica  Cr 2 O7 2  H         Cr 3  CO2  H 2 O

El ensayo de determinación de DQO al dicromato se lleva a cabo calentando en condiciones de reflujo total una muestra de volumen determinado con un exceso conocido de dicromato potásico (K 2Cr2O7) en presencia de ácido sulfúrico (H 2SO4), durante un periodo de dos horas. La materia orgánica en la muestra se oxida, como resultado se consume el dicromato de color amarillo que se reemplaza por el ión crómico color verdoso. Como catalizador se añade sulfato de plata (Ag 2SO4). La medición se lleva a cabo por valoración del dicromato restante o por determinación colorimétrica del ion cromo producido, con un colorímetro fotoeléctrico o un espectrofotómetro. (Ramalho Op. cit.). La DQO es útil como parámetro de concentración orgánica en aguas residuales industriales o municipales tóxicas a la vida biológica y se puede realizar en solo unas tres horas. La interpretación correcta de los resultados de demanda de oxígeno, para la oxidación de la materia orgánica, mediante DBO o DQO, es problemática por los diferentes factores y variables que afectan dichos ensayos. En general, se espera que la DQO sea aproximadamente igual a la DBO última; pero, especialmente en aguas residuales industriales, existen factores que hacen que dicha afirmación no se cumpla. “Las aguas residuales domésticas crudas tienen DBO promedio de 250 a 1000 mg/L, con relaciones de DQO/DBO que gene ralmente varían entre 1,2 y 2,5” (Romero R., J., 2005).

Revisa este video

http://www.youtube.com/watch?v=t3a-Zy17Brs 40



El carbono orgánico total – COT - se basa en la oxidación del carbono de la materia a dióxido de carbono. Designa a un grupo de diversos compuestos orgánicos en varios estados de oxidación, algunos de los cuales son susceptibles de oxidación química o bioquímica (DQO, DBO5). Las moléculas deben romperse en unidades de carbono simples y ser convertidas en una forma molecular sencilla que pueda medirse cuantitativamente, sometiéndolas a procesos oxidantes. Generalmente son convertidas a dióxido de carbono. El carbono orgánico total de un volumen de agua residual cualquiera es indicador de polución, siendo posible relacionar este parámetro con la DBO 5 y la DQO. De obtenerse una relación entre el COT y la DBO 5, la primera se deberá usar para el control de procesos. 9.1 Relación entre DBO 5 – DQO – COT Los valores de la relación entre DBO 5/DQO de aguas residuales municipales no sometidas a tratamiento oscila entre 0.3 – 0.8, después de la sedimentación primaria la relación se modifica a 0.4 – 0.6 y el efluente oscila entre 0.1 a 0.3 (Crites & Tchobanoglous, 2000). Se interpreta que de encontrar una relación de 0.3 el vertimiento contiene tóxicos. La relación entre DBO5 y el COT para aguas residuales es mayor respecto a la que existe DBO5/DQO al arrojar resultados de 1.2; si el efluente proviene de sedimentación primaria el resultado se mueve entre 0.8 y 1.2, hasta lograr efluentes entre 0.2 y 0.5. 9.2 Demanda teórica de oxígeno La materia orgánica de origen animal y vegetal presente en las aguas residuales es la combinación entre carbono – hidrógeno – oxígeno y nitrógeno. 9.3 Relación entre K y la relación DBO 5 – DQO Si t = 5 y, y = Lo = DBOf, entonces,

41



DBO5  DBO f 1  105 K  A partir de la cual,

DBO5 1  1  5 K DBO f 10 Se puede dibujar DBO5/DBOf (ordenada), considerando los valores de K. La curva asciende hasta alcanzar en la ordenada el valor de 1, siempre que K sea mayor a 0.3 (Ramalho, R.S., 1996). 9.4 Relación entre DBO 5 - COT Esta correlación entre DBO 5 – y COT de aguas residuales industriales, es difícil de establecer debido a la variación en la composición química. Para aguas residuales domésticas la correlación se da mediante la utilización de la ecuación 9.3 (Ibid).

DBO5  1.87(COT )  17

Evaluar el destino final y el impacto de los constituyentes de las aguas residuales es una de las actividades requeridas para identificar el comportamiento de la eficiencia de remoción durante las diferentes etapas de tratamiento vertidas al cuerpo receptor. 10.1 Generalidades del Balance de masa La ecuación de conservación de la masa se aplica a las descargas sobre lagos, embalses, ríos, mares y acuíferos. “El principio de conservación de la masa para su aplicación requiere cuantificar la masa de cualquier constituyente de la calidad del agua bajo estudio alrededor de un volumen estacionario de dimensiones fijas [o] punto de control” 42



(Crites & Tchobanoglous, 2000; pág 109). Luego el balance de masa se establece a partir de la figura 11

Q, No

Q, N

V, N

Figura No. 11 (Crites & Tchobanoglous, 2000; pág110)

Se supone:    

Es constante el caudal de entrada y salida El volumen es constante El líquido se encuentra completamente mezclado En el interior del tanque existe una reacción química donde actúa A (líquido)

Luego:

10.1.1 Balance general: Velocidad de acumulación del reactivo dentro del volumen de control

Flujo másico de reactivo que ingresa al volumen de control

Flujo másico de reactivo que + volumen de control

Velocidad de generación del reactivo dentro del volumen de control

10.1.2 Balance simplificado: Acumulación = entrada – salida + generación 10.1.3 Balance de masa (A partir de la figura 11, se obtiene la ecuación 10.1

43



 N  d  N   N O  Q Q  r N V  dt V V Donde: d  N  dt

No V Q N rN

= velocidad del cambio de moles del reactivo dentro del volumen de control, m/s-1 = = = = =

moles del reactivo que ingresa al volumen de control - M volumen contenido dentro del volumen de control - L3 caudal volumétrico de entrada y salida del volumen de control - L3/s moles del reactivo que abandonan el volumen de control - M velocidad de reacción dentro del volumen de control - ML 3/s

Si no existiera caudal afluente ni efluente, la ecuación 10.1 se convierte en la ecuación siguiente:

r N 

d  N  moles  V dt ( volumen del líquido * tiempo) 1

Si N se reemplaza por VC A, donde V = volumen y C A la concentración del constituyente A, la ecuación 10.2, se convierte en la ecuación 10.3 así:

r N 

d VC A  1 VdC  C A dV   V dt V dt 1

Si el volumen permanece constante, la ecuación 10.3 se reduce a la ecuación 10.4

r A 

dC A dt

10.2 Velocidad de reacción Se utiliza para describir el cambio en el número de moles de una sustancia reactiva por unidad de tiempo y por unidad de volumen (para reacciones homogéneas), o por unidad de masa (reacciones heterogéneas). Este término es importante para el diseño de sistemas de tratamiento de aguas residuales. La velocidad de reacción para reacciones homogéneas está dada por la ecuación 10.5

44



r 

d  N  moles  V dt (volumen* tiempo ) 1

Entre tanto, para reacciones heterogéneas, siendo S el área superficial, la expresión es la siguiente:

r 

d  N  moles  S dt (área * tiempo ) 1

1

Si la reacción involucra dos o más reactivos con coeficientes estequiométricos diferentes, la velocidad de un reactivo, no será la misma que para otros reactivos. Así, la reacción será: Aa + bB

Cc + dD

Siendo entonces el cambio de la concentración con respecto al tiempo para cada uno de los reactivos, se observa en la siguiente ecuación (10.7) 

d  A 1 d  B  1 d C  1 d  D    a dt b dt c dt d dt 1

1

Si los coeficientes estequiométricos son diferentes, la velocidad de reacción esta dada por la ecuación 10.8

r 

d C i  ci dt 1

1

Donde (1/Ci) es de signo - para los reactivos y + para los productos 10.3 Formas de expresión de la velocidad de reacción Describen la conversión de los residuos en los procesos de tratamiento de aguas residuales y su transformación después de ser liberados al medio ambiente. Son las expresiones más comunes:

r   k orden cero r  kC primer orden

45



r  k (C  C s ) primer orden r  kC 2 segundo orden r  kC AC B segundo orden r  

kC tipo de saturación k  C

r  

kC retardada de primer orden (1  Rt ) n

La suma de los exponentes a los cuales se encuentran elevadas las concentraciones de los reactivos se conoce como orden de la reacción. Aunque la ecuación (10.14) es de segundo orden, se puede indicar que es de primer orden con respecto a C A y CB ; la ecuación (10.14) se conoce como ecuación de saturación, debido a que cuando la concentración C del reactivo en estudio es muy grande la velocidad de reacción se ajusta a una orden cero. La expresión dada por la ecuación (10.15) se conoce como retardada de primer orden por que la velocidad de reacción cambia con respecto al tiempo, [siendo el] término R en el denominador el factor de retardo. (Crites & Tchobanoglous, 2000, pág 113). Los coeficientes cinéticos de reacción, pueden obtenerse por método integral o diferencial. Si es de orden cero, por este último método tenemos la expresión de velocidad como se muestra en la ecuación 10.16

r c 

d C  n  k C  dt

Ahora, el método empleado para determinar el coeficiente cinético de reacción se obtiene a partir de la ecuación 10.15 donde n se hace igual a la expresión de la ecuación 10.16

n

log d C 1  / dt   log d C 2  / dt  logC 1   logC 2 

46



Donde: n

= Velocidad de reacción

Luego,

 C    kt  C o 

ln 

Donde: C Co

= Concentración final – mg/L = Concentración inicial – mg/L

A partir del conocimiento de la calidad del agua residual, variablidad de la descarga y la calidad del efluente requerido es decir a la luz de la norma de vertimiento impuesta, se puede construir la base conceptual de la tecnología a implementar. Sin embargo, debe tenerse en cuenta que siempre existe un límite inferior por debajo del cual es difícil mantener la actividad biológica y uno superior, por encima del cual el tratamiento biológico no está en posibilidad de metabolizar las sustancias resistentes a la actividad biológica.

Diferentes son las concentraciones que se encuentran dentro de un agua residual. No solo dependen de su tipo sino también de la propia actividad. Enuncia la carga contaminante la cantidad de contaminación que se produce, genera o contiene un volumen da agua residual en un día.

47



El producto de la concentración por el caudal, en un sitio específico, se denomina carga y generalmente se expresa en kg/d, es decir que usualmente se encuentra en unidades de peso/tiempo. Toda fuente receptora, o sistema de tratamiento, tiene una capacidad específica de asimilación de un contaminante. En el caso de un río, si se excede la capacidad de asimilación, el río pierde las condiciones exigidas para su mejor uso y se convierte en un río contaminado. En el caso de un sistema de tratamiento, si se excede su capacidad de tratamiento, por carga o por concentración, el sistema entra en dificultades operacionales, probablemente pierde su capacidad de remoción, y producirá un efluente inferior en calidad al requerido. 11.1 Carga contaminante La variabilidad del caudal y de la concentración, así como la existencia de aportes puntuales y no puntuales, complica la evaluación sobre una fuente receptora específica. El porcentaje de remoción necesario depende, principalmente, de la norma para el mejor uso de la fuente receptora. Por lo cual, en la fase de planeación de un sistema de tratamiento para satisfacer una norma o estándar de calidad, es de gran importancia calcular la carga máxima permisible que puede disponerse si se quiere aprovechar la capacidad de autopurificación de la fuente receptora y el beneficio económico consecuente. Para flujos continuos, la carga másica se calcula mediante la ecuación 11.1:

W  Q * C * FC Donde: W Q C FC

= = = =

Carga másica - kg/d Caudal - m3/d Concentración - mg/L o g/m3 Factor de conversión

11.2 Población equivalente. Es definida como “la relación [que existe entre la cantidad de contaminación, usualmente expresados en DBO y SST] originada por una industria determinada y las cantidades percápita que se encuentran normalmente en las aguas residuales domésticas ” (Orozco Op. cit., pág: 78). Percápita indica cantidad de residuos que produce una persona durante un día. Para ello se toma como referencia, algunas producciones percápita y, para ello se relacionan en la tabla 5. 48



Tabla 5. DBO Sólidos totales Sólidos totales volátiles Sólidos suspendidos

61 129 89 51

Nota: Datos tomados de (Romero R., J., 2005, pág 20)

Luego, para calcular la población equivalente, se utiliza la ecuación 11.2

P 

W W e

Donde: P W We

= Carga equivalente en personas - hab = Carga másica - kg/d = Carga equivalente, - gr/hab - d

En los casos donde la contaminación es de origen industrial y se requiera conocer la cantidad de contaminación con relación a la que aporta la orgánica, es decir en función de la población, es preciso conocer la población equivalente. Tabla 6.

Viviendas Hoteles, hospitales Oficinas

Personas Ocupantes Empleados

60 gr/hb -d

De papa De cereales

Empleados

1 ton papa 1 ton cereal

Fábrica de malta

1 ton cereal

40

0,4 0,2 1,5

Con cafetería Sin cafetería

Panadería, tostado de café Producción de almidón

1 1,5

3-6 gr/L 6-10gr/L 1,6 - 2

500 350 - 1000 10 - 100

1,5 – 3

1 L agua residual

Mermelada, cacao, chocolate Fábricas de aceite, producción de

Empleados 1 ton de producto 1 ton de producto

3 60 500 49



margarina Producción de queso

Solo procesamiento de leche Tostado de maní

1 tonelada de queso 1000 L de leche 1000 L de leche 1 ton de maní

200 45 - 230 25 – 70

0,4 – 0,75

0,7

Nota: Datos tomados de (GTZ, Cooperación Técnica República Federal Alemana, 1991)

El tratamiento y la disposición de aguas residuales adecuada busca la prevención de la contaminación del agua y del suelo. Si se arrojan aguas residuales crudas (excrementos humanos y orina) a un río o cuerpo de agua en exceso de la capacidad de asimilación de contaminantes del agua receptora, este se verá disminuido en su calidad y aptitud para usos benéficos por parte del hombre. Afirma Romero R., con base en estudios e investigaciones la [producción percápita] de excrementos humanos húmedos es aproximadamente de 80 a 270 gr/hab-d, la orina es de 1 a 1.3 kg/hb-d, (el) 20% de la materia fecal y (el) 2.5% de la orina son material putrescible. Por lo tanto la materia orgánica es putrescible, olorosa, ofensiva y [potencia un] riesgo para la salud. 2005, pág 129.

El objetivo básico del tratamiento de agua es proteger la salud [y promover el bienestar de las poblaciones] (Ibid, pág 129). En busca de cumplir este objetivo, las cargas o concentración de contaminantes y nutrientes, constituyen el objeto de la regulación por parte de leyes, decretos y normas, para establecer la calidad apropiada del agua, de acuerdo con los diferentes usos aplicables a ella. El destino final de un volumen de aguas residuales puede ser la infiltración o la descarga sobre un cuerpo hídrico superficial. De ser la primera opción es necesario:

50



Tiene como objetivo principal el tratamiento de las aguas residuales obtener efluentes líquidos de óptima calidad, es decir cumpliendo con los requisitos establecidos en las normas, leyes y reglamentos. Para ello, puede optarse por un tratamiento sencillo, práctica y en muchas ocasiones de bajo costo; en casos especiales puede aprovecharse el caudal residual tratado para riego o usos industriales (torres de en friamiento, p.e.).

  



La protección de los medios naturales para [el sano esparcimiento], la conservación de los recursos naturales, la prevención contra la polución de las corrientes, la conservación y restauración de las condiciones naturales constituyen razones tangibles e intangibles para el tratamiento de las aguas [servidas] (Baez N., J., 1995, pág 26).

De acuerdo con los objetivos que se establecen para el tratamiento de aguas residuales, se realiza el diseño de las unidades que conforman el sistema. Se pueden describir de acuerdo a su aplicación como pretratamiento, tratamiento primario, tratamiento secundario y tratamiento terciario como se indica en la tabla 7

  

 

51



Tabla 7.

Destinados a preparar las aguas residuales para que puedan recibir un tratamiento subsiguiente sin perjudicar a los equipos mecánicos y sin obstruir tuberías y causar depósitos permanentes en tanques. Rendimientos: SS: 5 – 15%, DBO 5: 5- 10%, E. Coli: 10 25%

–

Las operaciones físicas o tratamiento primario se emplean para la separación de sólidos de gran tamaño, sólidos suspendidos y flotantes, grasas y compuestos orgánicos. Rendimientos: SS: 40 – 70%, DBO 5: 25- 40%, E. Coli: 25 – 70%

Se usa principalmente para remoción de DBO soluble y sólidos suspendidos e incluye, por ello, los procesos biológicos de lodos activados, filtros percoladores, sistemas de lagunas y sedimentación. Rendimientos: SS: 80 – 90%, DBO 5: 80- 95%, E. Coli: 90 – 95%

Remoción de nutrientes para prevenir la eutrofización de las fuentes receptoras. Mejora de calidad de un efluente secundario con el fin de adecuar el agua para su reuso. Rendimientos: SS: 90 – 95%, DBO 5: 80- 95%, E. Coli: 90 – 95%

Fuente: Adaptado por la Autora

52



Lección 1 13. B Biologí a d de llas a a gu a s

Los microorganismos presentes en el agua, representan varios niveles de importancia de acuerdo con su patogenicidad, su uso como indicadores de contaminación y su función como ejecutores del tratamiento biológico. A continuación, en la tabla 8 se presentan los organismos indicadores de la contaminación. Tabla 8 Coliformes

Coliformes fecales Kiebsiella Escherichia coli

Estreptococos fecales

Clostridium perfringens

Bacterias bacilares gram negativas que fermentan la lactosa con producción de gas en 48 h a 35 ± 0,5°C. Existen cepas que no conforman con la definición. Incluyen cuatro géneros: Escherichia, y Enterobacter. Klebsiella, Citrobacter El género Escherechia es el más representativo de contaminación fecal. Bacterias coliformes que producen gas a 44,5°C en 24 ± 2 h. Bacteria coliforme termotolerante que se cultiva a 35 ± 0,5°C durante 24 ± 2 h. Bacteria coliforme representativa de origen fecal. Constituye los coliformes fecales. Es el indicador fecal por excelencia. Grupo indicador de contaminación fecal. Su número puede, en ocasiones, ser mayor que el de los coliformes. Por lo general son menos abundantes porque mueren rápidamente fuera del huésped. Su presencia en el agua es indicadora de contaminación reciente. Los enterococos S. faecalis y S. faecium son miembros específicamente de origen humano, del grupo de los estreptococos fecales. Se encuentran en menor número que otros organismos indicadores, pero exhiben su supervivencia mejor en aguas de mar. Bacteria anaerobia esporulatoria, lo cual le permite existir indefinidamente en el agua. Indicador deseable en aguas desinfectadas, en aguas de contaminación añeja o cuando no se analiza la muestra con prontitud.


Revisa este video

http://www.youtube.com/watch?v=CexITI7JCPw

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13.1 Microorganismos presentes en el agua residual 13.1.1 Bacterias. Constituyen el grupo más importante en el tratamiento de aguas residuales. Utilizan sustrato en solución, son heterótrofas o autótrofas, aerobias, anaerobias o facultativas. Un centímetro cúbico de agua residual puede contener miles de millones de bacterias. Conteos típicos de bacterias en aguas son los siguientes: - Agua potable < 1 célula/L - Agua manantial 100 células/mL - Agua limpia de río 103 células/mL - Agua contaminada de río 104 células/mL - Aguas residuales > 106 células/mL 13.1.2 Coliformes. Los géneros Escherichia y Aerobacter son bacterias representativas de las coliformes. Por constituir un grupo muy numeroso, 2 x 10 11 organismos por persona día, en los excrementos humanos, se usan como indicadores de contaminación por organismos patógenos en el agua. Con base en el ensayo de coliformes, un agua puede clasificarse de diferentes formas como lo indica la tabla 9. Tabla 9. 1 2 3 4

Agua Agua Agua Agua

apta para purificación con sólo desinfección apta para purificación con tratamiento convencional contaminada que requiere tratamiento especial contaminada que requiere tratamiento muy especial

< 50 50 - 5000 5000 – 50000 > 50000

Fuente: Datos tomados de (Romero R., J., 2005, pág 193)

13.1.3 Hongos. Junto con las bacterias son los responsables principales de la descomposición de la materia orgánica y, a diferencia de las bacterias pueden tolerar ambientes de humedad baja y pH ácido. Requiere aproximadamente la mitad del nitrógeno exigido por las bacterias y son importantes en el tratamiento de residuos ácidos y de concentración de nitrógeno baja. 13.1.4 Algas. En aguas para abastecimiento pueden producir olores y sabores, en aguas para recreación son indeseables y, algunas especies, son nocivas en aguas para piscicultura. En lagunas de estabilización son importantísimas por su actividad simbiótica con las bacterias y por la generación consecuente de oxígeno para la estabilización de la materia orgánica. 13.1.5 Protozoos. Los protozoos se alimentan de bacterias y de otros microorganismos, así como de materia orgánica particulada. Son esenciales en la operación de plantas biológicas de tratamiento y en los ríos, pues mantienen un balance entre los diferentes grupos de microorganismos. 54



13.1.6 Rotíferos. Se encuentran en efluentes aerobios de plantas de tratamiento de aguas residuales. Su presencia en un efluente indica un proceso de tratamiento biológico aerobio eficiente. 13.1.7 Crustáceos. Son importantes como predadores de plancton, en especial Daphnia y Moina.

13.1.8 Virus. Cuando una célula infectada muere se emite una gran cantidad de virus que infectarán otras células; los virus requieren un huésped, y para sobrevivir cuando se dispersan en el ambiente son metabólicamente inertes. Poseen una gran resistencia a la inactivación por agentes ambientales adversos, a la desinfección con cloro u ozono y son inmunes a los antibióticos. 13.1.9 Plancton. Conjunto de organismos animales y vegetales, generalmente muy diminutos que flotan y son desplazados pasivamente en el agua. El plancton es un indicador común de calidad del agua; existe tanto en aguas contaminadas como en aguas limpias. 13.1.10 Perifitón. Son indicadores muy útiles de contaminación porque responden rápidamente a los efectos poluidores en la fuente de la contaminación. 13.1.11 Macrofitón. El macrofitón incluye plantas acuáticas, musgos acuáticos, helechos y macroalgas. También son indicadores de contaminación. 13.1.12 Macroinvertebrados Benticos. Son útiles para determinar efectos de polución debido a cargas orgánicas, alteración de sustratos y sutancias tóxicas. 13.1.13 Nemátodos. Incluyen animales acuáticos que se encuentran, algunas veces, en filtros de arena y en plantas aerobias de tratamiento de aguas residuales. 13.1.14 Platelmintos. Gusanos parásitos en su mayoría, casi todos hermafroditas, de cuerpo aplanado , sin aparato circulatorio ni respiratorio. 13.1.15 Peces. Son un constituyente importante del sistema acuático porque sirven como indicador de calidad ambiental; son fácilmente afectados por cambios en la salinidad, pH, temperatura y oxígeno disuelto. 13.2 Requerimientos nutricionales de los microrganismos Son diversas las fuentes nutricionales de los microorganismos siendo la materia orgánica y el dióxido de carbono más comunes de carbono celular. Cuando utilizan para su metabolismo carbono orgánico se denominan organismos heterótrofos y si lo hacen utilizando dióxido de carbono reciben el nombre de autotrofos. 55



13.3 Crecimiento bacterial Bacterias, algas unicelulares, protozoos y algunos hongos crecen mediante fisión binaria (división de una célula en dos descendientes) , tomando tiempos de crecimiento “entre 10 y 120 minutos” (Romero R., J., 2005, pág 199). El tiempo de generación o periodo de fisión binaria se calcula mediante la utilización de la ecuación 13.1 t g

N  N o 2 Donde: N No t g

= = = =

Número de microorganismos para el tiempo t Número inicial de microorganismos para el tiempo t = 0 Tiempo de crecimiento – d Tiempo de generación (periodo requerido para duplicar una población) – d

Luego la población bacteriana se obtiene a partir de la ecuación 13.2

N  N o e  t Donde: µ

= Tasa específica de crecimiento – d-1

Inicialmente la selección del tratamiento depende de variables como, tipo de afluentes, requisitos de efluentes y métodos de disposición. El tratamiento de aguas residuales incluye tratamiento de aguas de una sola residencia, de aguas residuales de condominios y urbanizaciones, de aguas residuales de alcantarillados municipales combinados, así como de aguas grises, negras e industriales.

56



El determinante más importante en la selección del sistema de tratamiento lo constituyen la naturaleza del agua residual cruda y los requerimientos de uso o disposición del efluente. 14.1 Factores de influencia en la selección de procesos de tratamiento Confiabilidad y costos son factores que tienen especial connotación sobre la decisión a tomar en cuanto al tratamiento a utilizar ya que la primera se relaciona directamente con la bondad de la tecnología y la segunda la disponibilidad de área requerida por la misma. El detalle de las argumentaciones, se exponen en la tabla 10. Tabla 10. Factor CONFIABILIDAD Resistencia a cargas choque de materiales orgánicos y tóxicos  - Lagunas de estabilización facultativas - Lagunas aireadas - Filtros percoladores - Lodos activados Sensibilidad de operación intermitente  - Lagunas de estabilización facultativas - Lagunas aireadas - Filtros percoladores - Lodos activados  Destreza operativa del personal - Lagunas de estabilización facultativas - Lagunas aireadas - Filtros percoladores - Lodos activados COSTOS Requerimientos de terreno  - Lagunas de estabilización facultativas - Lagunas aireadas - Filtros percoladores - Lodos activados Costo de capital  - Lagunas de estabilización facultativas - Lagunas aireadas - Filtros percoladores - Lodos activados  Costos de operación y mantenimiento - Lagunas de estabilización facultativas - Lagunas aireadas - Filtros percoladores - Lodos activados

Ponderación Máxima Buena Moderada Mínima Mínima Mínima Moderada Máxima Mínima Baja Moderada Máxima Máximo Máximo Moderado Moderado Mínimo Moderado Moderado Máximo Mínimo Moderado Moderado Máximo


57



14.2 Factores de importancia en la selección de tratamientos 













Factibilidad: Proceso compatible con las condiciones existentes de dinero disponible,

terreno existente y aceptabilidad del cliente o la comunidad. Aplicabilidad: Proceso capaz de proveer el rendimiento solicitado, produciendo un efluente con la calidad requerida para el rango de caudales previsto. Confiabilidad: Capacidad de soporte de cargas y caudales extremos y mínima dependencia de tecnología u operación compleja. Costos: La comunidad o el propietario debe estar en capacidad de costear todos los compuestos del sistema de tratamiento, así como su operación y mantenimiento. Características del afluente: Éstas determinan la necesidad de pretratamientos, tratamientos, tipo de tratamiento (físico, químico, biológico o combinado). Procesamiento y producción de lodos: La cantidad y calidad del lodo producido determina la complejidad del tratamiento requerido para su disposición adecuada. Requerimientos de personal: Procesos sencillos requieren menos personal, menor adiestramiento profesional.

14.3 Principios utilizables para la selección Los desechos generados por una planta d tratamiento de aguas residuales y la calidad del efluente tratado son consideraciones inherentes a la decisión respecto a la tecnología a implementar. Son diferentes las características limitantes para el tratamiento biológico entre ellos la eficiencia del propio sistema, la norma a cumplir y la presencia de metales pesados ya que pueden inhibir la actividad biológica, como se muestra en la tabla 11. Tabla 11. Constituyente Sólidos en suspensión Aceites y grasas Metales pesados

Concentración Limitante o Inhibidora < 124 mg/L > 100 mg/L 1 – 10 mg/L

Alcalinidad Acidez Sulfuros Cloruros Fenoles

0.5 Kg como CaCO3 Acidez mineral libre > 100 mg/L 8000 – 25000 mg/L 70 – 160 mg/L

Amoniaco

>1600 mg/L

Sales disueltas

>16000 mg/L

Pretratamiento sugerido Lagunas, sedimentación, flotación Flotación Precipitación o intercambio iónico Neutralización de la alcalinidad Neutralización Precipitación o desgasificación Dilución Desgasificación - Mezcla completa Dilución, ajuste de pH y desgasificación Dilución intercambio iónico

Fuente: Datos tomados de (Baez N., J., 1995, pág: 35)

58



Muchas son las interacciones que interfieren en la interpretación de los resultados de las reacciones químiccas y biológicas que ocurren en el ambiente receptor y en los sistemas de tratamiento. De ahí, que para entenderlos se han desarrollado procesos modelos para los procesos de transformación y tratamiento de los constituyentes de las aguas residuales. Se entiende como reactor la unidad o tanque donde transcurren bajo condiciones controladas las reacciones químicas y biológicas propias del tratamiento de las aguas residuales. Los más comunmente utilizados son: Reactor de flujo intermitente, (batch o cochada), flujo a pistón, mezcla completa, lecho empacado, fluidizado y manto de lodos con flujo ascendente.

15.1.1 Mezcla completa. Se produce cuando las partículas que entran al tanque se dispersan en forma inmediata. Las partículas que salen del tanque lo hacen en proporción a su distribución estadística. 15.1.1.1 Balance general: Velocidad de trazador dentro del reactor

Flujo másico de trazador que entra al reactor

Flujo másico de trazador que sale del reactor

15.1.1.2 Balance simplificado: Acumulación = entrada – salida 15.1.1.3 Expresión matemática: A partir de la figura 12  ( t / to ) C  Concentración del trazador a la salida

C

o

(1  e

 ( t / to ) )

C  C e o

Concentración del trazador a la salida

to

to Tiempo, t Sujeta a concentración constante de trazador en el afluente

Figura 12. Tchobanoglous, 2000; pág 121)

Tiempo, t Sujeta a adición de cantidad fija de trazador

una

(Crites & 59



dC V  QC o  QC dt Simplificando se tiene:

dC Q  (C  C ) dt V o Integrando entre los límites C entre Co y C y t = entre 0 y t, resolviendo:

C  C O (1  e t (Q / V ) )  C O (1  e t (t ) )  C O (1  e  ) Donde: to = Tiempo teórico de detención V/Q y  = Tiempo de retención

C  C O e t (Q / V )  C O e t (t )  C O e  Donde: Co

= Concentración inicial del trazador en el reactor

15.1.2 Flujo de pistón. Las partículas de flujo pasan a través del tanque y salen en la misma secuencia en que entran. Las partículas mantienen su identidad y permanecen en el interior del tanque en un tiempo igual al tiempo de retención teórica. Ver figura 13.

Concentración del trazador a la salida Co

Curva de respuesta

Concentración del trazador a la salida Co

Curva de respuesta

Área = 1 Ancho = 0

to

to

Tiempo, t Sujeta a concentración constante de trazador en el afluente

Tiempo, t Sujeta a concentración constante de trazador en el afluente

Figura 13. (Crites & Tchobanoglous, 2000; pág 123)

El balance de masa, puede escribirse así: 60



C V  QC x  QC x   x t Donde: C V

Q rc

= = = =

Concentración del constituyente – C g/m3 Elemento diferencial de volumen – m3 Caudal - m3/s Velocidad de reacción del constituyente C – g/m3s

Si se reemplaza la expresión diferencial por el término QC x  x de la ecuación 15.5 se tiene: C C   V  QC  Q C   x  t  x   Al reemplazar A  x por

v

y se simplifica, se tiene la siguiente ecuación: C C  A x  Q  x   t   x 

Dividiendo por A y

 x,

se tiene la ecuación 15.8 C C  A x  Q  x   t   x 

Y, en el límite cuando

x

tiende a cero, se obtiene la ecuación 15.9

Q C C C   v A  x t  x Donde: v

= Velocidad de flujo

15.1.3 Reactores de mezcla completa en serie. Se emplean para modelar el régimen de flujo intermedio entre el de mezcla completa y flujo a pistón, pistón , como se observa en la figura 14

61



Q1Co

Q1C2

Q1C1

Q1Cn

V/n

V/n

V/n

1

2

n

Figura 14. (Crites & Tchobanoglous, 2000; 124)

Supóngase que la cantidad fija de trazador se coloca en el primer reactor de una serie de reactores con igual tamaño y que la concentración instantánea resultante en ese primer reactor es Co, el volumen total de todos los reactores es V y el volumen de cada reactor es V/n, donde n es el número de reactores conectados en serie, se tiene entonces: t

C 1  C o e n (Q /V )  C 0e n (t / t o )  C 0e n Si se hace balance de materia para el segundo reactor, se obtiene:

V dC 2  QC 1  QC 2 n dt La concentración en el efluente para el n-ésimo reactor se expresa en la ecuación 15.12

C i 

C o

i  1!

nQt / V i 1 e( nQt / V ) 

C o (i  1)!

n i 1 e ( n )

62



UUNNIIDDAADD 2 2 TTRRAATTAAM DEELL A AGGUUAA R REESSIIDDUUAALL MIIEENNTTO O D

El tratamiento preliminar también conocido como pretratamiento de aguas residuales quiere decir que es el alistamiento del agua residual para llevar a posterior tratamiento que puede ser químico, físico o biológico para eliminar la contaminación en ella presente. En esta primera etapa se remueven sólidos gruesos, algunos finos así como grasas y aceites, se homogenizan caudales o cargas afluentes principalmente y se regula el pH requerido para el tratamiento.

16.1 Rejas El primer paso en el tratamiento del agua residual consiste en la separación de los sólidos gruesos. El procedimiento más habitual se basa en hacer pasar el agua residual a través de rejas de barras, las que suelen tener aberturas libres entre 15 mm o mayores. Estas rejas se construyen en barras de acero soldadas en un marco que se coloca transversalmente al flujo de agua dentro del canal, en forma equidistante, con pendientes entre 30° y 80° respecto a la horizontal cuando de caudales pequeños se trate y, pendientes de 90° cuando se sometan a tratamientos caudales grandes.

Criba de limipeza manual

Criba de limipieza mecánica

Figura 15. Tomado de archivo documental de la Autora (PTAR Zipaquirá y El Salitre respectivamente) 63



Las rejas de barras se pueden limpiar manual o mecánicamente según las características del diseño como se muestra en la tabla 12. Tabla 12. Tamaño de la barra: - Anchura, mm - Profundidad, mm Separación entre barras - mm Pendiente en relación a la vertical - grados Velocidad de aproximación - m/s Pérdida de carga admisible - mm

5 – 15 25 – 37,5 25 – 50 25 – 50 150 150

5 – 15 25 – 37.5 15 – 75 50 – 82.5 150 150

Fuente: Tomado de (Metcalf & Eddy, 1996)

16.1.1 Rejas de limpieza mecánica. Se han venido empleando en las plantas de tratamiento de aguas residuales desde hace más de 50 años. Las rejas de limpieza mecánica se dividen en cuatro tipologías principales: las rejas de funcionamiento mediante cadenas, rejas de movimiento oscilatorio, catenarias y rejas accionadas mediante cables. 16.1.2 Rejas de limpieza manual. Es el procedimiento más común cuando las plantas de tratamiento de aguas residuales son para pequeños caudales. 16.1.3 Criterios de diseño. El análisis asociado con el uso de equipos para el tamizado grueso contempla la determinación de las pérdidas de carga producidas por el paso del agua a través de estas unidades. Las pérdidas hidráulicas a través de rejillas son una función de la velocidad de aproximación del fluido y de la velocidad del flujo a través de los barrotes. Las pérdidas de carga a través de una rejilla se pueden estimar por medio de la ecuación 16.1

h1 

1  V 2  v 2 

  0,7  2 g 

Donde: h1 = Pérdida de carga, pies o m k = 1/0,7 = coeficiente empírico que incluye pérdidas por turbulencia y formación de remolinos V = Velocidad de flujo a través del espacio entre las barras de la reja, pies/seg o m/s v = Velocidad de aproximación del fluido hacia la reja - m/s g = Aceleración de la gravedad - m/s2 También se puede calcular la pérdida de carga utilizando la ecuación 16.2 que involucra el dimensionamiento de la reja particularmente el diámetro de la barra de la criba. 64


Escuela de Ciencias Agrícolas, Pecuarias y del M edio Ambiente Manejo de Aguas Residuales en Pequeñas Comunidades 4

w  3 hf      hv Sen  b  Donde: hf 

W b hv 

= = = = = =

Pérdida de carga – m Factor de forma de las barras o Coeficiente de Kirschmer Ancho máximo de las barras en la dirección del flujo – m Espaciamiento entre barras – m Altura o velocidad del flujo de aproximación – m Angulo de la reja con la horizontal

Los siguientes son los valores del coeficiente de Kirschmer 2.42 para barra rectangular de caras rectas 1.76 para barra rectangular con cara semicircular aguas arriba y abajo 1.83 para barras rectangulares con cara semicircular aguas arriba 1.79 para barras circulares Para el cálculo de las dimensiones del canal, es necesario definir los datos de partida y las características propias del diseño tales como: - Tipo de sección - Dimensiones propuestas - Gasto - Pendiente - Coeficiente de rugosidad de Manning 

Cantidad de material retenido en la rejilla

Aunque el valor de los sólidos gruesos retenidos en la rejilla varía dependiendo de la misma, se sugieren valores entre 3.5 y 37.5 mL/m 3 de agua residual tratada y un valor promedio de 15 mL/m3

Figura 16. Criba. Tomado archivo documental de la Autora 65



16.2 Tamices Cumple la misma función de la criba gruesa o cribado pero con residuos más finos; de hecho la abertura de la malla varía entre 5 y 0.5 mm Fueron instalados anteriormente en lugar de los tanques de sedimentación, considerándose actualmente como tratamiento complementario de la rejilla. Pueden ser estáticos (autolimpiantes) o rotativos. Cuando se utiliza el primero, es para sustituir el tratamiento primario con mallas de poro del tamaño de 1 mm o menos. Los tamices rotativos se limpian al pasar el tamiz por una cuchilla que retiene el material retenido. La pérdida de carga de los tamices se obtienen utilizado la ecuación 16.3 1  Q  hf    2 g  CA 

2

Donde: hf C Q A g

= = = = =

Pérdida de carga – m Coeficiente de descarga Caudal de diseño – m3/s Área libre sumergida efectiva – m2 Aceleración de la gravedad – m/s2

C y A dependen de factores de diseño del tamiz (ranuras, fresado, diámetro de la malla). C puede tomar valores de 0.60.

Las variaciones de caudal presentan problemas usualmente de tipo operativo, razón por la que los tanques de homogenización son opción para superar esta dificultad generando así efluentes constantes, además; reduce el tamaño y los costos de las unidades de tratamiento ubicadas aguas abajo. La homogenización es una práctica útil en plantas pequeñas de tratamiento que experimentan variaciones entre los máximos y mínimos caudales y cargas contaminantes efluentes. Existen dos tipos de unidades para la homogenización de caudales denominados unidad en línea o unidad de derivación. Pueden ser tanques de homogenización en línea y difusa. Los primeros se deben diseñar para lograr mezcla completa para amortiguar la concentración. Estrictamente se puede decir que la homogenización se refiere a unificar las características del agua residual e igualación cuando se requiere regular el flujo o caudal. 66



Se requiere que este tanque (homogenización o igualación) debe mantenerse bien mezclado para prevenir malos olores y sedimentación de sólidos. Para dimensionar una unidad de igualación se debe realizar un balance de masas, método “donde se compara el volumen afluente a la planta de tratamiento con el volumen de agua promedio horario para un tiempo de 24 horas” (Crites & Tchobanoglous, 2000 pág 257), en su defecto; debe medirse la variación de caudal cada hora. Si el volumen afluente es menos que el promedio, se debe drenar el tanque de homogenización; si el volumen afluente es mayor que el promedio, el tanque se comienza a llenar con el exceso del agua residual. (Ibid). 17.1 Dimensionamiento El volumen requerido del tanque de homogenización se obtiene trazando una recta paralela a la representativa del caudal promedio diario, por el punto de tangencia más extrema, superior o inferior, de la curva de caudales acumulados. El volumen necesario es igual a la distancia vertical entre las dos tangentes 17.2 Criterios de diseño El tiempo de retención en este tipo de unidades se estima varia entra 12 y 24 horas para un volumen definido en función del caudal diario, profundidad de 4.5 m y mezcla de 3 a 4 W/m3. Para mantener condiciones aerobias se debe suministrar aire a una tasa de 9 a 15 L/m3 – min de almacenamiento.

Es el propósito de la neutralización llevar su valor a pH entre 6 y 8.5. Si es inferior se debe alcalinizar con NaOH 3 Ca(OH)2 u otro agente alcalino; si es mayor debe acidificarse con HNO3, HCl. Se debe efectuar después de la igualación, es decir cuando se tiene un caudal constante. La neutralización supone la reacción de soluciones con iones hidrógeno, hidróxidos activos para formar agua y sales neutras.

H 2 SO4  2 NaOH  Na2 SO4  2 H 2 O La neutralización de aguas ácidas se hace comúnmente agregando cal, óxido de cal, óxido de magnesio; compuestos que tienen como desventaja la gran cantidad de lodo producido. La utilización de hidróxido de sodio aunque costoso es una forma química muy conveniente para neutralización de residuos en plantas de tratamiento pequeñas y 67



cuando se quiere minimizar la cantidad de lodo. La tabla 13 indica la cantidad de cal a aplicar en función del pH que contiene el agua residual en proceso de trata miento. Tabla 13. CaO - mg/L pH 64 11,27 65 11.28 122 11.54 164 11.66 271 11.69 462| 12.10 680 12.29 710 12.31 975 12.44 1027 12.47 1160 12.53 Fuente: Tomado de (Romero R., J., 2005; pág 324)

La neutralización de aguas alcalinas se hace agregando comúnmente ácido sulfúrico, ácido clorhídrico y CO 2 en plantas donde existe disponibilidad de dióxido de carbono. Cuando se hace ajuste de pH y posteriormente se dispone de un tratamiento biológico, debe tenerse en cuenta que la actividad biológica introduce cambios de pH en el residuo ´por diferentes mecanismos, siendo las siguientes las reacciones: Destrucción de alcalinidad por producción de CO 2:

CO2  OH   HCO3 Oxidación de compuestos de azufre en ácido sulfúrico:

H 2 S  O2  H 2 SO4 Nitrificación:

NH 4  2O2  NO3  2 H   H 2 O Producción de ácidos orgánicos. La oxidación bioquímica de ácidos orgánicos y la destrucción de sales de ácidos orgánicos aumenta el pH en reactores biológicos. Además adicionar cal para neutralización puede incrementar al combinarse con CO 2 la actividad biológica. 68



18.1 Métodos para neutralizar 





Neutralización de residuos ácidos con cal en tanques de mezcla completa. La dosis de cal se estima en concentraciones del 8 al 15%. Para caudales menores de 400 m3/d se usan procesos de cochada; si el flujo es continuo, el control de pH es automático. De usarse aire para la mezcla se recomiendan tasas de 0.3 a 0.9 m3/min – m2 para tanques de profundidad de 3 m. Neutralización de residuos ácidos con lechos de piedra caliza. El flujo se recomienda debe ser ascensional. Si el flujo es descendente la carga hidráulica se recomienda debe ser de 60 m/d para asegurar tiempo de contacto. La concentración del ácido debe ser del 0.6% H 2SO4 para evitar el recubrimiento de la caliza con CaSO 4 y la evolución excesiva de SO 2 Neutralización de residuos ácidos con diferentes sustancias alcalinas como NaOH al 50%, Na2CO3 o NH4OH.

Independiente del método de concentración, debe tenerse en cuenta:  

 



Igualar el caudal y el pH del afluente al proceso de neutralización Realizar curvas de titulación para el afluente para hacer diseño acorde con el proceso de neutralización Caracterizar cualitativa y cuantitativamente el lodo generado en la neutralización Determinar el efecto del compuesto químico agregado, durante el proceso de neutralización sobre la calidad del afluente Controlar la neutralización (Romero R., J., 2005)

Tiene como propósito la flotación separar las emulsiones y las partículas sólidas presentes en una fase líquida, mediante burbujas de un gas usualmente aire. La separación fundamentalmente depende de las propiedades superficiales que permiten la adherencia de las burbujas a la estructura de las partículas, por lo tanto; es posible separar partículas más densas que en el líquido en el cual se encuentra ya que la la relación sistema partícula – burbuja de menor densidad que la original (partícula) asciende y puede separarse. 19.1 Flotación por aire disuelto Adicionar aire hasta obtener la presurización en un tanque cerrado que contiene agua residual permite obtener la flotación por aire disuelto, posteriormente se libera el gas en exceso de saturación a la presión atmosférica. Se consigue con lo anterior la reducción de la densidad de los materiales en suspensión, principalmente los contenidos grasos. 69



En sistemas de tratamiento de aguas residuales de bajo caudal, el “afluente se presuriza a 275 – 483 kPa ó, 40 – 70 psi” (Romero R., J., 2005; pág 346), reteniendo el caudal en

un tanque a presión por un término de minutos para lograr la disolución del aire. Luego, accionando la válvula reductora de presión el afluente ingresa al tanque de flotación donde se desprende el aire de la solución como se muestra en la figura 17.

Afluente

Tanque de Mezcla Aire Efluente Tanque de flotación Tanque de presurizació

Figura 17.

Válvula reductora de presión

. Tomado de (Romero R., J., 2005; pág 347). Adaptado por Gomez R.

En aguas residuales, la flotación se puede incorporar al sistema así:     

En procesos de pretratamiento antes de la unidad de sedimentación primaria Como unidad de tratamiento primario Como unidad de pretratamiento de aguas residuales industriales Como unidad de espesamiento de lodos Para flotación de floc liviano

19.1.1 Ventajas del sistema de flotación    

Grasas y sólidos se remueven en una sola unidad Tasas altas de flujo y tiempo de retención grandes, disminuyen espacio Disminuye la presencia de olores de las aguas residuales Mejor calidad de lodos

19.1.2 Desventajas  

Costo de los equipos y gasto de energía Difícil operación 70



19.2 Fundamentos teóricos Aplicando la ley de Henry que establece que la concentración de un gas disuelto es función de su presión relativa, es posible calcular la solubilidad con base en la ecuación 19.1  P ´ P v   760 P  v  

C ´ C 

Donde: C´ P´ C Pv

= Solubilidad del aire en agua, a la presión absoluta P´- mL de aire/L de agua = Presión absoluta del aire – mm Hg = Solubillidad del aire en el agua a la presión de una atmósfera mL de aire/ml de agua (tabla 14) = Presión de vapor del agua – mm Hg Tabla 14.

0 5 10 15 20 25 30

29.2 25.7 22.8 20.6 18.7 17.1 15.7

Fuente: Tomado de (Romero R., J., 2005, pág: 351)

La cantidad de aire liberado, al reducir la presión a presión atmosférica se observa en la ecuación 19.2  f  P T  P v    P L  P v   760  P v  

C t  C L  C 

Donde: CT CL PT

= Solubilidad de saturación del aire a la presión de operación del tanque – mL aire/L = Solubilidad de saturación del aire a la presión local atmosférica - mL aire/L = Presión de operación del tanque – mm Hg 71



PL C Pv f

= Presión local atmosférica – mm Hg = Solubillidad del aire en el agua a la presión de una atmósfera mL de aire/ml de agua = Presión de vapor del agua a la temperatura del ensayo – mm Hg = Fracción de saturación alcanzada en el tanque de presurización – 0.5 a 0.8

f depende de la turbulencia, tiempo de contacto, superficie de contacto aire – agua. Generalmente se adopta f = 0.5 Si la solubilidad de saturación del aire a la presión de operación del tanque se divide por la concentración de sólidos suspendidos, se obtiene la relación aire/sólidos correspondiente a la ecuación 19.3

A mg/L de aire liberado por despresurización  S mg/L de sólidos en el efluente A Cd  f  P T  P v    P L  P v   S S o (760  P v ) Donde:

A/S d S0 C PT PL Pv f

= = = = = = = =

Relación adimensional aire/sólidos (ver tabla 15) Densidad del aire a las condiciones del problema, mg/mL Concentración de sólidos suspendidos afluentes – mg/L Solubillidad de saturación del aire a una atmósfera mL de aire/ml de agua Presión absoluta de operación – mm de Hg Presión local atmosférica – mm de Hg Presión de vapor del agua a la temperatura del ensayo – mm Hg Fracción de saturación alcanzada en el tanque de presurización – 0.5 a 0.8

Tabla 15. So mg/L 1000 900 800 700 600 500 400 300 200 100 Fuente: Tomado de

276 2.086 0.017 0.019 0.021 0.024 0.028 0.034 0.043 0.057 0.085 0.170 (Romero R.,

345 2.585 0.023 0.025 0.029 0.033 0.038 0.046 0.057 0.076 0.114 0.226 J., 2005; pág

414 3.102 0.029 0.032 0.046 0.041 0.048 0.057 0.071 0.095 0.143 0.286 353)

483 3.619 0.034 0.038 0.043 0.049 0.057 0.069 0.086 0.114 0.172 0.343

552 4.136 0.040 0.045 0.050 0.057 0.067 0.080 0.100 0.134 0.201 0.401

621 4.653 0.046 0.051 0.057 0.066 0.076 0.092 0.115 0.153 0.229 0.459

690 5.170 0.052 0.057 0.065 0.074 0.086 0.103 0.129 0.172 0.258 0.517

72



19.3 Parámetros de diseño El criterio de diseño seleccionado usualmente es la relación A/S tomando como valor entre 0.01 a 0.20, siendo propio de aguas mezcladas, domésticas – industriales entre 0.03 a 0.05 y así obtener una máxima remoción de sólidos suspendidos. Para el espesamiento de lodos, es usual tomar valores de 0.005 y 0.060. Si se utiliza la flotación de aire disuelto para espesamiento de lodos, el tanque presurizado se mantiene entre 40 y 60 psig, 3 – 5 atmosferas , 275 a 415 kPa, carga superficial entre 12 y 230 m/d (incluyendo recirculación) y tiempo de retención entre 30 y 40 minutos. La densidad del aire en mg/mL a la temperatura T en ° C a la presión H en cm de Hg se expresa según la ecuación 19.5

d 

 H    1  0.00367T  76  1.293

Donde: d H T

= Densidad del aire en mg/mL = Presión en cm de Hg = Temperatura en ° C

19.4 Trampas de grasas Cuando se tienen bajos caudales las grasas, aceites y detergentes que se encuentran en las aguas residuales domésticas y de actividades industriales como lavanderías y estaciones de servicio, las que de no removerse pueden alcanzar el suelo generando contaminación y efectos importantes sobre el medio ambiente ya que limitan la capacidad de infiltración del terreno, deben eliminarse mediante la utilización de trampas de grasas. El problema se agrava en la medida que se utilizan con mayor preferencia aceites solubles a temperaturas bajas dificultando su remoción. Una trampa de grasas es una unidad de flotación razón por la cual ésta queda retenida en la parte superficial; debe disponerse al afluente por la parte baja de la superficie del agua y la salida usualmente se realiza por el fondo. 19.4.1 Criterios de diseño El volumen de las unidades de trampas de grasas debe permitir un tiempo de retención entre 15 y 30 minutos, y volumen mínimo de 2.8 metros3.

73



Es una operación unitaria utilizada para el diseño y operación de plantas de tratamiento de agua residual. Tiene como objetivos:   

Mezcla completa con aditivos químicos Mezcla de fluidos en reactores y tanques de almacenamiento Mezcla para la floculación

Diferentes son las formas que se pueden utilizar para airear o mezclar el agua residual. Para obtener la turbulencia producida por el régimen de flujo se utilizan el resalto hidráulico, tubo venturí, tuberías y bombas; mientras que la turbulencia por aporte externo se obtiene a partir de mezcladores estáticos y mezcladores mecánicos. Algunos equipos utilizados para mezcla se presentan en la figura 18. 20.1 Tipos de mezcladores 20.1.1 Mezcladores de turbina y hélice. Provistos de impulsores pequeños, pueden operar a grandes velocidades obteniendo una buena mezcla de los reactivos o gases en aguas residuales. Si operan en bajas velocidades, la mezcla sería para abordar la fl oculación. 20.1.2 Mezcladores de alta velocidad. Es empleado para mezclar el cloro, provisto de un motor que genera un vacio en la parte superior para lograr la mezcla entre el agua y los reactivos químicos. 20.1.3 Mezcladores estáticos. Usualmente se conectan en línea y provistos de tabiques internos que pueden provocar cambios de velocidad de flujo e inversiones momentáneas. Se usa para mezclar el agua residual con los reactivos químicos. 20.1.4 Mezcladores de paletas. Tienen una gran superficie de acción sobre el fluido y por lo tanto estos giran lentamente. Son una buena opción para utilizarse en unidades de floculación; la mezcla se produce por el movimiento de las paletas que giran a baja velocidad que al rotar el líquido promueve la mezcla. 20.1.5 Mezcla neumática. Requiere de la inyección de aire por el fondo del tanque de mezcla o tanque de aireación. Propio del proceso de lodos activados generando turbulencia como resultado de la formación de burbujas los que ayudan a mantener el contenido del tanque bien mezclado.

74



Mezclador mecánico

Agitadores de hélice

Figura 1 18.. T Tipos d de m mezcladores Fuente: T Tomado d de h http://www.google.com.co/imgres?q=mezcladores+mecanicos+de+agua&hl=es419&biw=1366&bih=605&tbm=isch&tbnid=uTt0sPSrghC6MM:&imgref url=http://www.sulzer.com/es/Products-and-Services/Agitators-Mixers-and-Dispensers/Agitators-D yn ynamicMixers/ABS-Submersible-Mixer-XRW-210-to-900&docid=sXf RT7Ur9CMgMM&imgurl=http://www.sulzer.com/es//media/Media/Images/ProductsAndServices/AgitatorsMixersAndDispensers/Agitator _D s _D yn c _Mixers/XRW _2 il _e ynami _M _210 _t _to _9 _900 _S _Submersible _M _Mixe _A r_ABS/XRW _f _f am y _edit2 jp j. pg%253Fmw%2 53D690&w=600&h=400&ei=qPCXUPOxB7GE0QGo8YGIBg&zoom=1&iact=hc&vpx=384&vp y= t =104&sig=116726128244913874306 y=245&dur=11185&hovh=183&hovw=275&tx=144& y= y &page=2&tbnh=154&tbnw=260&start=20&ndsp=25&ved=1t:429,r:14,s:20,i:168

20.2 Potencia de la mezcla Entre mayor sea la energía suministrada en el fluido, mayor sera la turbulencia resultante y por lo tanto la mezcla será la mejor. “La potencia disipada por unidad de volumen del líquido en la mezcla se puede servir como parámetro para medir la eficiencia de la operación” (Crites & Tchobanoglous, 2000; pág 262). Camp y Stein estudiaron la formación y efectos de los gradientes de velocidad en diferentes tanques, obteniendo la ecuación 20.1 que se puede usar para diseño y operación de unidades para mezcla:

G

P  V

Donde: G P µ V

= = = =

Gradiente media de velocidad – L/s Potencia necesaria – pie – lb/s o W Viscosidad dinámica – lb s/pie2 o Ns/m2 Volumen del tanque - pie3 o m3

Como G es una medida del gradiente de medio de velocidad del fluido y depende de la potencia suministrada al sistema, viscosidad del flujo y volumen del tanque, es posible 75



multiplicar a ambos lados por el tiempo de retención. Así se obtendrá la ecuación 20.2 a partir de la ecuación 20.1

Gt d 

V P 1 PV  Q  V Q 

Donde: td Q

= Tiempo de retención – s = Caudal pie3/s o m3/s

20.3 Potencia para mezcladores de turbina y hélice Para lograr la mezcla debe existir flujo turbulento donde predominen las fuerzas de inercia. Rushton, desarrollo la siguiente expresión para calcular la potencia de mezcla bajo condiciones de flujo turbulento y laminar. Flujo laminar; número de Reynolds < 10 P  k  n 2 D 3 Flujo turbulento; número de Reynolds >10 P  k  n 3 D 5 Donde: P K µ 

D N

= = = = = =

Potencia necesaria – pie.lb/s o W Constante (según tabla 16) Viscosidad dinámica – lb s/pie2 o Ns/m2 Densidad del flujo – slug/pie3 o kg/m3 Diámetro del impulsor – pie o m Velocidad de rotación – rps

Para número de Reynolds intermedios se obtiene a partir de la ecuación 20.5

N R 

D 2 n  

Donde: D n

= Diámetro del impulsor – pie o m = Velocidad de rotación – rps 76





µ

= Densidad del flujo – slug/pie3 o kg/m3 = Viscosidad dinámica – lb s/pie2 o Ns/m2

Tabla 16. Hélice pitch cuadrado, 3 palas 41.0 Hélice pitch 3 palas 43.5 Hélice 6 palas planas 71.0 Hélice 6 palas curvas 70.0 Turbina ventilador 6 palas 70.0 Turbina, 6 palas en punta de flecha 71.0 Paleta plana 6 palas 36.5 Turbina cerrado 2 palas curvas 97.5 Turbina cerrada con estator (sin 172.5 deflector) Fuente: Tomado de (Crites & Tchobanoglous, 2000; pág 264)

0.32 1.0 6.30 4.80 1.65 4.0 1.70 1.08 1.12

20.3 Potencia para mezcladores de paletas La potencia suministrada a un fluido con mezclador de paleta puede relacionarse con la fuerza de resistencia al avance de las paletas mediante las siguientes expresiones:

F D 

C D A v p2 2

P  F D v p 

C D A v p3 2

Donde: P FD CD A 

Vp

= Potencia necesaria – pie – lb/s o W = Fuerza de resistencia al fluido de las paletas – lbf o N = Coeficiente de resistencia al avance de las paletas = Área de la sección transversal de las paletas – pie2 o m2 = Densidad del flujo – slug/pie3 o kg/m3 = Velocidad de la paleta con respecto al fluido pie/s o m/s La velocidad de la paleta se asume entre 0.6 y 0.75 veces la velocidad tangencial de las paletas

20.4 Potencia para mezcladores estáticos Aplicando la ecuación 20.8 es posible encontrar la potencia consumida para mezcladores estáticos 77



P   Qh Donde: P 

Q h

= = = =

Potencia disipada - pie.lb/s o kW Peso específico del agua – lb/pie3 o kN/m3 Caudal - pie3/s o m3/s Pérdida de energía disipada en el paso del mezclador estático – pie o m

20.5 Potencia para mezcladores neumáticos Al inyectar aire en las unidades de mezcla, la potencia disipada al ascender las burbujas de aire se puede estimar con la expresión 20.9  P c   P  a 

P  paV a ln

20.9

Donde: p Pa Va Pc

= = = =

Potencia disipada - pie.lb/s o kW Presión atmosférica – lb/pie2 o kN/m2 Volumen de aire introducido a la presión atmosférica – pie3/s o m3/s Presión del aire en el punto de descarga - lb/pie2 o kN/m2

78



La remoción de sólidos gruesos y finos de origen orgánico e inorgánico presentes en las aguas residuales se retiran mediante operaciones unitarias como desarenadores y sedimentadores así como en procesos biológicos que igualmente operan como éstos últimos. Es propio de estas unidades su baja eficiencia de remoción de sólidos suspendidos, DBO y E. Coli razón por la cual se conocen como operaciones que integran el tratamiento primario.

Se denominan arenas a aquellos materiales sólidos como gravas, cenizas u otras materiales cuyo peso específico es mayor a los sólidos susceptibles de descomposición presente en el agua residual, es decir es de 2.65 gr/cm 3 y una temperatura del agua residual de 15.5 °C. La remoción de arenas se realiza en unidades de tratamiento denominados desarenadores con el fin de 1) proteger los equipos mecánicos de la abrasión, 2) reducir la formación de depósitos de sólidos pesados en unidades y conductos aguas abajo, 3) reducir la frecuencia de limpieza de los digestores por causa de acumulación excesiva de arenas. Las arenas se remueven de las aguas residuales para:  



Proteger los equipos mecánicos de la abrasión y del excesivo desgaste Reducir la formación de depósitos de sólidos pesados en unidades y conductos aguas abajo Reducir la frecuencia de limpieza de los digestores por causa de acumulación excesiva de arenas

Normalmente, los desarenadores se ubican después de las unidades que remueven sólidos gruesos (tamizado) y antes de tanques de sedimentación primaria. Tres clases de desarenadores son los más usados: de flujo horizontal para canales de sección rectangular o cuadrada; aireados y de vórtice. 21.1 Desarenadores de flujo horizontal tipo canal Contiene un canal que debe tener velocidad controlada, para el caso es del orden de 0.3 m/s, proporcionando el tiempo suficiente para que las partículas de arena sedimenten en el fondo del canal. Esta velocidad se controla con las dimensiones del canal y el uso de vertederos con secciones especiales para el efluente. La extracción de arenas sedimentadas se realiza mediante un mecanismo transportador dotado de raspadores. La 79



elevación de arenas para su lavado se realiza mediante tornillos. Ver figura 19. Si la planta de tratamiento es pequeña, la remoción de arenas se hace en forma manual.

Figura 19. Desarenadores de flujo horizontal. Tomado http://www.google.com.co/imgres?q=desarenadores+de+flujo+horizontal&hl=e s419&biw=1366&bih=605&tbm=isch&tbnid=Ob3IR5Pr6jWJJM:&imgrefurl=http:/ /sistemadetratamientodelagua.blogspot.com/&docid=HkCMZDoJCAehKM&img url=http://1.bp.blogspot.com/_bR24QACpyFQ/SeJ2n5BdWRI/AAAAAAAAAA8/ 9ACGu_ytvw/s320/decantadores_cilindro.jpg&w=290&h=222&ei=e2qYUIrZIcP30gHxgIHIC w&zoom=1&iact=hc&vpx=353&vpy=160&dur=14376&hovh=177&hovw=232&tx =115&ty=88&sig=116726128244913874306&page=1&tbnh=143&tbnw=190&s tart=0&ndsp=16&ved=1t:429,r:1,s:0,i:66

21.2 Desarenadores rectangulares de flujo horizontal El agua a tratar pasa a través de la cámara en dirección horizontal y la velocidad lineal del flujo se controla con las dimensiones del canal, mediante compuertas para distribuir mejor el flujo. 21.2.1 Criterios de diseño Tabla 17. Tiempo de retención Velocidad horizontal Velocidad de sedimentación para remover: Material malla 50 Material malla 100 Pérdida de carga en la sección de control como % de la profundidad del canal

s pie/s

45 – 90 0.8 – 1.3

60 1.0

pie3/min pie3/min

9.2 – 10.2 2.0 – 3.0

9.6 2.5

%

30 – 40

36

80



Longitud adicional por aumento de % 25 – 50 turbulencia Fuente: Tomado de (Crites & Tchobanoglous, 2000; pág 292)

30

21.3 Desarenadores cuadrados de flujo horizontal El caudal afluente se distribuye uniformemente por toda la sección transversal del tanque a través de compuertas o deflectores y fluye a través del mismo hasta rebosar por un vertedero de descarga libre. Los sólidos sedimentados se transportan por medio de barredores mecánicos de rotación hasta un pozo ubicado al lado del tanque, los que son retirados mediante equipos para posterior lavado. 21.4 Desarenadores aireados Las arenas se remueven del desarenador aireado por el movimiento es espiral que hace el agua residual. Debido a su masa, las partículas de arena se aceleran y abandonan las líneas de flujo hasta que alcanzan finalmente el fondo del tanque, dado que el flujo en espiral es un campo con aceleración variable inducido por el aire inyectado. El diseño de este tipo de desarenadores se usa para remover sólidos de 0.21 mm o mayores, con tiempo de retención de 2 a 5 minutos bajo condiciones de caudal pico horario. Si la velocidad es excesiva, las partículas de arena saldrán del desarenador y a velocidades bajas se incentiva la remoción de material particulado. La sección transversal se diseña para crear flujo en espiral, de ahí que contiene un canal colector de arenas de 0.9 m de profundidad, con paredes laterales inclinadas, ubicado a lo largo del fondo del tanque justo debajo de los difusores de aire. Ver figura 20. Estos últimos se ubican entre 0.45 a 0.6 m. por encima del fondo del tanque (Crites & Tchobanoglous, 2000). Los criterios de diseño se presentan en la tabla 18. Tabla 18. Tiempo de retención min para caudal pico Dimensiones: Profundidad pie Longitud pie Ancho pie Relación ancho – Razón profundidad Relación largo – ancho Razón Suministro de aire por pie3/pie-min pie de longitud Cantidad de arena pie3 Fuente: Tomado de (Crites & Tchobanoglous, 2000; pág 296)

2 – 5

3

7 – 16 25 - 65 8 – 23

10 40 12

1:1 a 5:1

1.5:1

3:1 a 5:1

4:1

3 – 8

5

0.5 – 27

2

81



Figura 20. Tomado

de

http://www.google.com.co/imgres?q=desarenadores+aireados+de+flujo+en +espiral&hl=es419&sa=X&biw=1366&bih=605&tbm=isch&tbnid=4DCvZDelZV4crM:&imgrefu rl=http://www.monografias.com/trabajos82/pretatamiento-aguasresiduales/pretatamiento-aguasresiduales2.shtml&docid=OlhbNeC0n2IfuM&imgurl=http://www.monografias. com/trabajos82/pretatamiento-aguasresiduales/image025.jpg&w=333&h=227&ei=Gm2YUL_IN4f28wSOpICYCw&z oom=1&iact=hc&vpx=661&vpy=165&dur=178&hovh=181&hovw=266&tx=15 9&ty=86&sig=116726128244913874306&page=1&tbnh=135&tbnw=198&st art=0&ndsp=19&ved=1t:429,r:15,s:0,i:108

21.5 Desarenadores de vórtice Es un tanque cilíndrico al cual ingresa el agua a tratar en forma tangencial, creando un vórtice dentro del cilindro. La turbina giratoria se emplea para producir una trayectoria toroidal de las partículas, logrando la sedimentación en el fondo de donde se extraen con una bomba de arenas. Otros desarenadores generan un vórtice libre por acción del flujo tangencial de entrada. El efluente sale por el centro de la parte superior de la unidad desde un cilindro rotatorio. Las fuerzas centrífuga y gravitacional presentes dentro del cilindro rotatorio limitan la liberación de las partículas con densidad superior a la del agua. Las arenas se sedimentan por gravedad mientras que las otras partículas son liberadas por el efluente debido a la acción de las fuerzas centrífugas. La tabla 19 presenta los criterios de diseño para este tipo de desarenadores. Tabla 19. Tiempo de retención a caudal medio Diámetro Cámara superior Cámara inferior Altura Tasas de remoción Material malla 50

s

20 – 30

pie pie pie

4.0 – 24 3.0 – 6.0 9.0 – 16

%

92 – 98

30

95 82



(0.30mm) Material malla 70 % (0.21mm) Material malla 100 % (0.15mm) Fuente: Tomado de (Crites & Tchobanoglous, 2000; pág 296)

80 – 90

85

60 – 70

65

21.6 Dimensionamiento El dimensionamiento del desarenador consistirá en determinar las dimensiones del tanque, es decir, el alto, largo y ancho del mismo.

El objetivo de la sedimentación es remover los residuos sólidos sedimentables y material flotante para disminuir la concentración de sólidos suspendidos. Los sedimentadores primarios empleados como pretratamiento del agua residual, remueven entre el 50% y el 70% de sólidos suspendidos y entre el 25% y 40% de la DBO 5. La sedimentación se clasifica en cuatro tipos a saber: Discreta, floculenta, de zona y de compresión. La primera, conocida también como sedimentación tipo I, se caracteriza por que la sedimentación se realiza en forma individual y sin interferir entre ellas. La teoría que rige este tipo de sedimentación es la Ley de Stokes, aunque la aproximación a través de la relación Q/As es la más utilizada para aguas residuales. La sedimentación floculenta o tipo II, se caracteriza por ser una sedimentación de partículas poco concentradas con tendencia a la floculación, por lo tanto; la velocidad de sedimentación de las partículas aumentan con el proceso de sedimentación. Es propio en sedimentadores primarios. La sedimentación zonal o tipo III, ocurre en concentraciones intermedias de partículas, cuando estas forman al final del proceso de la sedimentación la interfase sólido – líquido totalmente definida. Es propio de la sedimentación secundaria. Los parámetros que gobiernan el diseño de este tipo de sedimentación es la carga de sólidos, el caudal, tiempo de detención superficial y la relación (QX/A s). La sedimentación de compresión ocurre cuando las partículas están sedimentadas y tienen una estructura de partículas ya formadas. Por lo tanto, puede suceder la sedimentación por compresión. Ocurre en los espesadores y en el fondo de los sedimentadores secundarios siendo su parámetro de diseño el caudal.

83



22.1 Sedimentación primaria Siempre que un líquido que contenga sólidos es suspensión se encuentre en estado de relativo reposo, los sólidos de peso específico superior al del líquido tenderán a depositarse en el fondo, y los de menor peso específico a ascender. Este es el principio de funcionamiento de los tanques de sedimentación primaria, los cuales dimensionados y operados de manera eficiente pueden eliminar entre el 50 y 70%. 22.1.1 Fundamentos del diseño

R 

t a  bt

Donde: R t a, b

= Porcentaje de remoción de DBO o SST esperado - % = tiempo nominal de retención - h = constantes empíricas

De acuerdo con Crites y Tchobanoglous (2000), las constantes a y b puede tomar los siguientes valores a 20°C como se muestran en la tabla 20. Tabla 20. DBO 0,018 0,020 SST 0,0075 0,014 Fuente: Tomado de (Crites & Tchobanoglous, 2000; pág 304)

22.1.2 Tiempo de retención Por lo general, los tanques de sedimentación primaria se proyectan para proporcionar un tiempo de retención entre 1,5 a 2,5 horas para el caudal medio del agua residual. La tabla 21, presenta presenta las características características típicas de diseño para sedimentadores primarios y la figura 21 el esquema típico. Tabla 21 Sedimentación primaria seguida de tratamiento secundario:  Tiempo de retención, h  Carga de superficie - m 3/m2 día - A caudal medio - A caudal punta

1.5 – 2.5

2.0

30 – 50 80 – 120

40 100 84



Carga sobre vertedero, m 3 día Sedimentación primaria con adición del lodo activado en exceso:  Tiempo de retención - h  Carga de superficie - m 3/m2 día - A caudal medio - A caudal punta  Carga sobre vertedero - m3 día 

125 – 500

250

1.5 – 2.5

2.0

24 – 32 48 – 70 125 – 500

28 60 250

Fuente: Tomado de (Metcalf & Eddy, 1996)

Figura 21.

.Tomado

de

http://www.google.com.co/imgres?q=sedimentador+primario&hl=es419&biw=1366&bih=605&tbm=isch&tbnid=11oNWO27WX9vxM:&imgrefurl=http://www.bibliocad.com/biblioteca/sedi mentadorprimario_5701&docid=I77h6MAoDuwNkM&imgurl=http://images.bibliocad.com/biblioteca/image/00000000/5000/s edimentadorprimario_5701.gif&w=405&h=110&ei=VH2YUPP8KdDU0gG804CwDw&zoom=1&iact=rc&dur=446&sig=116726128244 913874306&page=1&tbnh=72&tbnw=266&start=0&ndsp=18&ved=1t:429,r:0,s:0,i:63&tx=158&ty=42

La acción séptica es un proceso biológico natural donde las bacterias propias de las aguas residuales, actuando en ausencia de oxígeno reducen la materia orgánica a formas poco oxidadas, algunos sólidos son disueltos y se desprenden gases que contienen anhídrido carbónico, metano, gas sulfídrico y otros gases (trazas). La mayor actividad séptica se da en el lodo. Se utilizan los tanques sépticos para saneamiento rural y núcleos poblaciones pequeños. Tiene como ventaja el proceso séptico la poca generación de lodo, estimándose que pueden estar entre un “25% a un 40% menor en peso y 75% a 80% menor en volumen que el lodo de tanque sedimentación primaria” (Báez, Op. Cit., pág 48).

A pesar de ser pequeña la cantidad de lodo, estos deben extraerse periódicamente ya que de no hacerse, disminuye el volumen del tanque originándose la disminución del 85



periodo de retención y por consiguiente el aumento de la velocidad de flujo que conduce al arrastre de materias sedimentables y mayor velocidad de colmatación de tratamientos secundarios. El esquema típico del tanque séptico se presenta en la figura 22.

Figura

22. Tomado de :http://www.google.com.co/imgres?q=tanque+septico&um=1&hl=es419&sa=N&biw=1192&bih=528&tbm=isch&tbnid=OLX1q3xjM8SDuM:&imgrefurl=http://www.upme.gov.co/guia_ambiental/carbon/gestion/guias/plantas/cont enid/medidas.htm&docid=z4LQ8GM7Qq4_5M&imgurl=http://www.upme.gov.co/guia_ambiental/carbon/gestion/guias/plantas/contenid/fig7.gif&w=650&h= 329&ei=KoqoULrjI6Xs0QHHu4CYDg&zoom=1&iact=hc&vpx=118&vpy=139&dur=3381&hovh=160&hovw=316&tx=146&ty=93&sig=116726128244913874306& page=2&tbnh=139&tbnw=275&start=8&ndsp=20&ved=1t:429,r:8,s:0,i:130

23.1 Criterios de diseño Tabla 22. Altura útil Menos de 20 personas Hasta 35 personas Hasta 50 personas Hasta 100 personas Relación Largo – ancho

1.70 m 2.00 m 2.30 m 2.50 m 4:1

Fuente: Tomado Tomado de (Unda O., F., 1993; pág 352)

El tiempo de retención hidráulico del tanque séptico se consigue a través de la utilización de la siguiente ecuación:  r  1.5  0.3 * log( P * d )

86



Donde:  r

P d

= Periodo de retención hidráulico – días = Población servida – hab = Dotación – L/hb-d

El volumen del tanque se obtiene a partir de la aplicación de la ecuación 23.2

V  103 * ( P * d ) r Donde: V

= Volumen del tanque séptico – m3

El volumen de lodos se obtiene a partir de la aplicación de la ecuación 23.3

V l  G * P  N Donde: Vl G N

= Volumen de lodos – m3 = Volumen de lodos percápita – L = Frecuencia de limpieza – años

En clima cálido, una persona el volumen de lodos es 40 L/hb – año y en clima frio es 50 L/hb – año A la profundidad útil del tanque séptico, se debe adicionar 0.70 m para efectos del dejar desarrollar la nata sobrenadante. También debe considerarse mínimo 0.30 m de borde libre. Normalmente, los tanques sépticos se construyen de dos (2) compartimientos, herméticos, el primero se recomienda se encuentre a 2/3 de la longitud del tanque. 23.2 Unidades complementarias Para efectos de mejorar la calidad del agua tratada en el tanque, se suele acompañar de un filtro anaerobio de flujo ascendente, cuyo volumen de diseño debe ser 0.05 m 3/hb servido. La unidad, tendrá dispuesto como filtro material granular grueso con espesor de lecho de 0.40 m, sobre el se coloca arenas gruesas y finas de 10 cm de espesor cada capa, es decir se alcanza una altura de lecho filtrante de 0.60 m 23.3 Campos de infiltración 87



Consisten en drenes conformados por tuberías perforadas o dispuestas a junta perdida que se conectan desde una caja de distribución luego de haber pasado el agua residual por el filtro anaerobio. La tubería descansa sobre un material granular de ¼ “dispuesta entre una zanja que suele tener entre 0.30 y 0.40 m de profundidad y entre 0.50 y 1m de ancho. Para calcular la longitud de la zanja se utiliza la ecuación 22.4

L 

N * d a * K 5

Donde: L A N d K5

= Longitud de la zanja de drenaje = Ancho de la zanja en metros = Número de personas = Dotación L/hb- d = Coeficiente de absorción para el sistema de drenaje – L/m2 – d

El coeficiente de absorción, se obtiene a partir de la tabla 23 Tabla 23.

2 o menos 3 4 5 10 15 30 45 60 Más de 60

2.30 2.80 3.25 3.50 4.65 5.35 7.00 8.45 9.30 No es conveniente infiltrar

Fuente. Tomado de (Unda O., F., 1993; pág 372)

88



Son tanques de digestión caracterizados porque en una unidad estructural se ha refundido el estanque de sedimentación primario sobre una cámara de digestión. Las aguas servidas escurren por la cámara superior y las partículas sedimentables pasan entre las dos cámaras hasta la final o de digestión. El fondo tiene una abertura por donde se extraen los lodos y los gases escapan al aire por las chimeneas de ventilación. Tienen como ventaja estos sistemas de tratamiento su bajo costo de operación y mantenimiento siendo su desventaja, su alto costo de construcción, ya que los volúmenes que debe albergar son altos en virtud a que la cámara de digestión al no poder ser calentada, debe manejar largos tiempos de retención. Generalmente no se alcanza a cubrir la región de espuma de flotación, por lo que no se puede recolectar el gas de la digestión. 24.1 Criterios de diseño Tabla 24. Carga superficial Periodo de retención Relación largo/ancho Pendiente de la cámara de sedimentación Abertura de paso entre cámaras Longitud del traslapo Deflector de espuma Por debajo de la superficie Por encima de la superficie Borde libre

m3/m2 - d h Relación

41 - 24 2- 4 2:1 – 5: 1 1.25:1 – 1.75: 1

33 3 3:1 1.5: 1

pulgadas

0.15 – 0.31

0.25

m

0.15 – 0.31

0.25

m

0.25 – 0.41

0.31

0.31

0.31

m

0.43 – 0.61

0.61

Área (con relación al área superficial total) Ancho de la abertura*

%

15 – 30

20

m

0.46 – 0.77

0.61

Capacidad de almacenamiento (sin calentamiento) Volumen** Tubería de extracción de lodos Distancia libre hasta

Mes

4 – 8

6

m3/hb pulgadas

0.06 – 0.10 8 – 12

0.07 10

m

0.30 – 0.90

0.60 89



el nivel del lodo Profundidad total del tanque (desde la superficie hasta el fondo

m

7.5 – 9.5

9

Fuente: Tomado de (Crites & Tchobanoglous, 2000; pág 330). Adaptado por la Autora * La abertura mínia debe ser de 18” ó

** Para digestión de 6 meses

Otras consideraciones de diseño. El caudal de diseño debe ser el promedio. El tanque imhoff tipo se muestra en la figura 23

Figura 23.

Tomado de

http://www.bvsde.paho.org/tecapro/documentos/sanea/163esp-diseno-ti.pdf

Es conocido este proceso como UASB, RAFA O PAMLA. El agua residual afluente se hace por el fondo del reactor y fluye por un manto de lodos conformado por material granular biológico generando en ese contacto bacterias con características ideales para sedimentación, bien mezcladas por el gas de circulación. La figura 24, muestra un diagrama tipo de estos reactores

90



Figura 24. Filtro UASB – RAFA PAMLA tipo Tomado de www.fing.edu.uy/imfia/ambiental/reactores_anaerobios.ppt

25.1 Características  

 

No posee material inerte para el soporte de la biomasa La inmovilización de microorganismos se realiza por la formación de flóculos densos suspendidos, que se disponen en capas de lo a partir del fondo del reactor El flujo es ascendente y pasa a través del lecho de lodo denso La estabilización de la materia orgánica se da en todo el reactor

En la parte superior del sistema se localiza el sedimentador para evitar la salida de partículas de lodo con el efluente, debajo se dispone el evacuador de gases . 25.2 Criterios de diseño Tabla 25. Parámetro

Valor

Carga orgánica volumétrica kg DQO/m - d Carga hidráulica volumétrica - m3/m2-d Tiempo de retención - h Carga de lodos* - kg DQO/kg SSV-d Profundidad del digestor - m Profundidad del sedimentador -m Profundidad del reactor - m Volumen del reactor – m3 3

< 15 <5 ≥ 4.8 0.05 – 0.15 ≤4.5 ≤1.5 ≤6 <1500

Fuente: Tomado de (Romero R., J., 2005, pág 703. Adaptado por la Autora * En operación puede alcanzar 2 kg DQO/kg SSV-d

91



El tratamiento biológico de las aguas residuales implica actividad biológica para disminuir la carga orgánica de compuestos orgánicos solubles convirtiendo la materia orgánica disuelta y finamente dividida en flóculos biológicos y sedimentables. Para ello se vale de proceso aerobios, anaerobios, anóxicos y combinados que varían según el tipo de crecimiento y régimen de flujo.

Lección 26. LLodos aactivados Corresponde esta tecnología de tratamiento de agua a un proceso aerobio de crecimiento en suspensión. El proceso consiste en producir masa activa de microorganismos capaces de estabilizar de manera aerobia el agua residual. Para ello debe previamente al afluente del tanque de lodos haberse realizado sedimentación. Dicho tanque, debe estar completamente aireado (tanque de aireación) para que se dé la mezcla agua – microorganismos – aire a fin de que los organismos oxiden la materia orgánica a dióxido de carbono y agua obteniéndose energía como resultado. Posteriormente, la mezcla se lleva a sedimentación donde los microorganismos floculantes se asientan; el efluente puede reutilizarse o descargarse. Los lodos del sedimentador secundario tienen dos vías. La primera se destina para realimentar el afluente mediante recirculación y la segunda se destina a tratamiento de lodos propiamente dicho (entiéndase estos lodos como residuo). (Crites & Tchobanoglous, Op.Cit.). 26.1 Criterios de diseño 

Criterios de carga. Incluyen la relación alimento/microorganismo (F/M), tiempo medio de retención celular (TMRC) y la tasa volumétrica de carga. Esta última se relaciona en detalle en la tabla 25.

Tabla 26.  c

Flujo de pistón convencional Mezcla completa Aireación extendida Zanjón de oxidación

3 - 15

0.2 – 0.6

20 – 40

1000 – 3000

4– 8

0.25 – 0.75

0.75 - 15

0.2 – 1.0

50 – 120

800 – 6500

3.5

0.25 – 1.0

20 – 40

0.04 – 1.0

5 – 15

2000 – 8000

18 – 36

0.5 – 1.50

15 – 30

0.04 - 0.10

5 – 15

2000 – 8000

8 – 36

0.5 – 1.50

Fuente: Adaptado de (Crites & Tchobanoglous, 2000; pág 456) 92



El tiempo medio de retención celular es el tiempo que duran los microorganismos en el tanque de aireación y se expresan mediante la ecuación 26.1

 c 

V r X Qw X r  Qe X e

Donde:

 c

Vr X Xr Xe Qw Qe



= = = = = = =

Tiempo de retención celular – días Volumen del reactor – m3 Concentracción de microrganismos en el afluente SSV – mg/L Concentracción de microrganismos en la recirculación SSV – mg/L Concentracción de microrganismos en el efluente SSV – mg/L Caudal de desechos – m3/s Caudal efluente – m3/s

Volumen basado en la relación F/M

Vr 

Q( S o ) X ( F / M )

Donde: Vr Q So X 

= = = =

Volumen del reactor – Mgal Caudal afluente – Mgal/d Concentración del sustrato afluente SSV – mg/L promedio de los sólidos suspendidos en el licor mezclado – mg/L

Recirculación de lodos

Para determinar la cantidad de lodo que deben recircularse y mantener así los sólidos suspendidos en el licor mixto SSLM, es necesario utilizar la ecuación 26.3

Q( X o )  Qr ( X r )  (Q  Qr ) X

93



Donde: Q Qr Xo Xr X 

= = = = =

Caudal afluente – Mgal/d Caudal recirculado – Mgal/d Concentración de SST en el afluente – mg/L Concentración de SST en la línea de recirculación – mg/L SSLM en el reactor – mg/L

Producción de lodo

Se obtiene a partir de la ecuación 26.4

Y ob s 

Y 1  k d  c

Donde: Y, Kd = Coeficientes cinéticos  c = Tiempo promedio de retención celular - días La tabla 27, muestra la producción de lodo en función del proceso de lodo activado Tabla 27. Tasa alta (Sin nitrificación) Convencional (sin nitrificación) Tasa baja (con nitrificación)

0.75 – 2

0.5 – 0.8

0.6 - 0.9

3–8

0.4 – 0.6

0.5 – 0.8

>15

0.3 – 0.5

0.5 – 0.7

Fuente: Tomado de (Crites & Tchobanoglous, 2000; pág 458) 

Requerimiento de oxígeno

Considerando la oxidación carbonácea, nitrificación y desnitrificación se puede calcula el requerimiento de oxígeno a partir de la ecuación 26.5

Lb O2  ( S o  S )  P x (1.42)  4.6( NO3 ) f  2.86( NO3 ) u

94



Donde: So S Px 1.42 (NO3)f 2.86 (NO3)u

= = = = = = =

Concentración del sustrato afluente SSV – mg DQO/L Concentración del sustrato efluente SSV – mg DQO/L Células producidas que son desechadas – mg/L Factor de conversión para DQO Cantidad de nitrato que se forma - mg/L Factor de conversión para el oxígeno equivalente a los nitratos Cantidad de nitrato utilizado - mg/L

Los constituyentes particulados biodegradables en aguas residuales para el proceso de lodos activados se reflejan en la siguiente tabla Tabla 28.

Tasa alta (Sin nitrificación) Convencional (sin nitrificación) Tasa baja (con nitrificación)

0.75 – 2

0.6 – 0.8

3–8

0.7 – 0.9

>15

0.8 – 1.1 4.6 – 4.7

Fuente: Tomado de (Crites & Tchobanoglous, 2000; pág 458)

26.2 Aireación El oxígeno requerido se suministra a través de equipos. Diferente son ellos: Mecánicos y difusores. 26.2.1 Aireación con difusores. Involucra la inyección de aire bajo presión para efectos de mantener el reactor bien mezclado. Mediante la ecuación 26.6 se obtiene la capacidad de aire requerido en los sopladores

Qaire 

W oxígeno

 ERTO O2  aire 1440 min/ d 

Donde:

Qaire = Flujo requerido de aire – pie3/min W oxígeno = Requerimiento de oxígeno – Lb/d ERTO =Eficiencia real de transferencia de oxígeno O2 = Porcentaje de fracción de oxígeno por peso – 0.2315  aire = Peso específico del aire (0.075 Lb/pie3 a una atmosfera y 20 °C 95



Lección 27. ZZan j de o oxidación jones d Este es un proceso de tratamiento de aguas residuales correspondiente a una variación de los lodos activados. Le es inherente la aireación prolongada. Usa un canal cerrado con dos curvas para generar allí la aireación y la mezcla. Un zanjón típico no incluye sedimentación primaria, solo el canal de aireación, sedimentación primaria y lechos de secado o tratamiento de lodos como residuo. 27.1 Criterios de diseño Profundidad Paredes Velocidad del agua Velocidad de operación de los cepillos Sumergencia Tasas de transferencia de oxigeno Número de aireadores

= 1.2 a 1.8 m = laterales con inclinación a 45° = 0.30 m/s = 60 – 110 RPM = 5 – 30 cm = 1.5 – 10 Kg O2/m-h = usualmente 2

La tabla 29, indica algunos parámetros adicionales para el diseño de zanjones de oxidación Tabla 29. Parámetro Relación A/M – kg DBO/kg SSV- d Carga orgánica volumétrica – g DBO/m3- d SSLM – mg/L Edad de lodos – d Tiempo de aireación – h Relación de recirculación % Profundidad – m Sumergencia de los cepillos – cm Longitud de los cepillos m Velocidad de los cepillos – RPM Relación ancho zanjón/longitud de cepillo Relación volumen zanjón/longitud de cepillo

Valor 0.1 – 0.3 200 - 1200 2000 - 6000 20 - 30 12 - 36 25 - 75 1 – 1.5 18 (para cepillos de 1.07 m de diámetro) 0.3 – 4.5 (para cepillos de 70 cm de diámetro) 60 - 95 1.5 – 2.8 150 – 200

Fuente: Tomado de (Romero R., J., 2005; pág 509)

El volumen del reactor se consigue mediante la utilización de la ecuación 26.2

96



Lección 28. FFiltros ppercoladores Corresponde este sistema a proceso aerobio de película bacterial adherida, es decir los microorganismos están adheridos al lecho. Cuentan con una clasificación, es decir pueden de película adherida no sumergida, adherida y crecimiento en suspensión y adherido sumergido. Para el primero el exponente de ellos es el filtro percolador, entre tanto a los segundos; corresponden los biofiltros y los últimos son lechos de crecimiento de flujo ascendente. Los filtros percoladores consisten en hacer pasar el agua a través de un medio granular grande alcanzando tamaños entre 2 y 4 pulgadas. Sin embargo, para mejorar la eficiencia del tratamiento, se han desarrollado medios nuevos de plástico. 28.1 Criterios de diseño Tabla 30. Elemento Medio filtrante Tamaño – pulg Superficie específica Espacio vacío % Carga hidráulica Gal/pie2 -min Tasa carga orgánica

Baja carga

Carga intermedia

Carga alta

Carga alta

Piedra/desechos 1 - 5/2 - 5



Plástico 24X24X48

12 - 30

12 - 30

12 - 30

24 - 60

40 – 55

40 – 55

40 – 55

92 - 97

0.02 – 0.06

0.06 – 0.16

0.16 – 0.64

0.2 – 1.20

5 – 25

15 – 30

30 – 80

50 - 200

6 -8

6- 8

6 - 8

10 - 40

0

0 – 1

Remoción de carbono Lb DBO5/103 pie3-d

Profundidad pie Relación de recirculación

1

– 2

1 -4

Fuente: Tomado de (Crites & Tchobanoglous, 2000; pág 485)

28.2 Diseño criterio NCR Es el método más comúnmente usado para el diseño de filtros percoladores. Pueden ser de una (1) o dos (2) etapas. Para ello se utilizan las ecuaciones 28.1 a 28.3

97



    100   E 1   W   1  0.0561 1  VF  

Donde:

E1 W1 F R Qr Q

= y = = = = =

Eficiencia de remoción de DBO para procesos a 20 °C, incluyendo recirculación sedimentación - % Carga de DBO al filtro – Lb/d Factor de recirculación Relación de recirculación Caudal de recirculación Caudal de agua residual

F 

1  R

1  R / 102

    100   E 2   0.0561 W 2   1    1  E 1 VF 

E2

= Eficiencia de la remoción de la DBO para un filtro de segunda etapa a 20 °C, incluyendo recirculación y sedimentación - %

W1

= Carga de DBO al filtro en la segunda etapa – Lb/d

98



Lección 29. LLagunas Los sistemas de tratamiento de aguas residuales que utilizan lagunas de estabilización para la degradación de la materia orgánica no solo actúan como tal sino que también son perfectos tanques de sedimentación si se tiene en dimensiones suficientes. (Imhoff, 1979). Las lagunas de estabilización contienen principalmente algas y bacterias en suspensión, el oxígeno liberado por estas (las algas) a través de la fotosíntesis es usado por las bacterias para la descomposición aeróbica de la materia orgánica. 29.1 Factores de influencia Fotosíntesis, pH, profundidad, nutrientes, sedimentos de lodos, vientos, oxígeno disuelto, radiación solar, temperatura, entre otros son factores determinantes para el diseño y operación de los sistemas lagunares. La figura 25 muestra el proceso de tratamiento en una laguna

Figura 25. Proceso de tratamiento en una laguna Tomado de (Romero R., J., 1994; PÁG 120)

99



29.2 Modelos de diseño Según Romero R., J., 1994, son principios para el diseño de lagunas de estabilización los siguientes:  

 

 

Escaso dinero disponible para el tratamiento de aguas residuales Las lagunas de estabilización constituyen procesos de tratamiento biológico más confiable por su resistencia máxima a cargas de materiales orgánicos Lagunas en serie son más eficientes y por tanto más económicas Las lagunas primarias tienen como propósito la remoción de la DBO 5, coliformes y sólidos suspendidos Las lagunas secundarias tienen como propósito la remoción de la DBO 5, coliformes Las lagunas terciarias remueven esencialmente la remoción de coliformes fecales

29.3 Criterios de diseño Tabla 31.

Área - ha Tiempo de retención - d Profundidad – m COS DBO5 kg/ha-d SST efluente – mg/L

<4 10 - 40

0.2 – 0.8 4- 6

0.2 – 0.8 20 – 50

0.8 – 4 5 - 30

0.8 - 4 5 - 20

0.9 – 1.2 65 – 135

0.3 – 0.45 90 – 180

2.4 – 5 220 – 560

1.2 – 2.4 56 – 202

0.9 – 1.5 ≤17

80 – 140

150 – 300

80 – 160

40 – 60

10 - 30

Fuente: Tomado de (Romero R., J., 1994; 141)

29.4 Lagunas aerobias Conocidas también como lagunas de oxidación. Aplicando los estudios de Oswald, la producción de oxígeno por las algas, es función de la energía solar y se puede calcular mediante la ecuación 29.1

O  0.28 FS Donde: O F S

= Producción de oxígeno – Kg O2/ha –d = factor de oxigenación = Radiación solar – cal/cm2 – d 100



El factor de oxigenación F, representa la relación entre la masa de oxígeno producido y la DBOU a satisfacer. (se obtiene por gráfica). La radiación solar es función de la localización geográfica, elevación y condiciones meteorológicas (se obtiene por tabla). La carga orgánica superficial se puede calcular por medio de la siguiente ecuación:

COS 

10d ( DBOU ) 

Donde: COS d

= = =  DBOU = 10 =

Carga orgánica superficial – kg DBO/ha – d Profundidad de la laguna – m Tiempo de retención – d DBO última – mg/L Factor de conversión de mg/L a kg/ha – d

Igualando la producción de oxígeno se obtiene la ecuación 29.3

d 

 0.028

FS ( DBOU )

29.5 Lagunas facultativas Se pueden diseñar con base en reactores de mezcla completa y cinética de remoción de DBO de primer orden como el modelo de Marais, carga orgánica, entre otros. 29.5.1 Modelo de mezcla completa y cinética de primer orden – Marais Supone que las partículas del fluido afluente son dispersadas a través de toda la masa de agua. Para obtener la concentración del efluente de la laguna se utiliza la siguiente ecuación:

C 

600 2d  8

La constante de remoción de la DBO se obtiene con la ecuación 29.5

K T  K 35 T 35 101



 

1  C O

  1  K  C 

Donde: K Co C

= Constante de reacción de primer orden – d-1 = Concentración de la DBO en el afluente – mg/L = Concentración de la DBO en el efluente – mg/L

La ecuación 29.6 permite determinar la laguna facultativa primaria y secundaria. Cuando se calcula la secundaria, la concentración afluente es el valor de la salida de la DBO de la laguna primaria y la concentración efluente es el valor determinado por la norma de vertimiento impuesta o calidad esperada en mg/L. 29.6 Lagunas de maduración Se calculan para remover carga de contenido microbiológico. La reducción de coliformes fecales en lagunas anaerobias, facultativas y maduración se calcula según la siguiente expresión:

N 

N O 1  K b

Donde: N No Kb

= Número de CF/100 ML del efluente = Número de CF/100 ML del afluente = Constante de remoción de primer orden

Las constantes, varían según el tipo de laguna como se muestra en la tab la 30. Tabla 32. Kb,t = Kb,t = Kb,t = Kb,t = Kb,t = Kb,t =

2.60 1.41 3.27 1.10 0.41 0.36

(1.19) T-20 (1.40) T-20 (1.59) T-20 (1.075) T-20 (1.15) T-20 (1.25) T-20

2.60 1.41 3.27 1.10 0.41 0.36

d-1 d-1 d-1 d-1 d-1 d-1

Mezcla completa Mezcla completa – laguna primaria Mezcla completa – laguna secundaria Flujo pistón Flujo pistón – laguna primaria Flujo pistón – laguna secundaria

Fuente: Tomado de (Romero R., J., 1994; pág 163) 102



29.7 Lagunas anaerobias Se caracterizan por albergar cargas orgánicas altas y no poseer zonas aerobias excepto en la superficie. Se usan como lagunas primarias para aguas residuales domésticos. La profundidad oscila entre 2.5 y 5 m. 29.7.1 Criterios de diseño 

Carga orgánica volumétrica:

Permite utilizar la siguiente ecuación de diseño:

COV  16.5T  100 Donde: COV T 

= Carga orgánica volumétrica – g DBO /m3-d = Temperatura de diseño - > 10 °C

Modelo de Vincent:

Supone mezcla completa y temperatura del agua de 20 °C

C 1 

C o n

 C 1    K   1  C o 

Donde: C1 Co 

K n

= = = = =

DBO efluente – mg/L DBO afluente – mg/L Tiempo de retención hidráulico – d Constante de remoción de la DBO – 6.0 d-1 Exponente = 4.8

Luego      C o  1      1 n  C 1   C 1   K     C o   103



Lección 30. B Biodiscos En las dos últimas décadas, los biodiscos se han consolidado en los países más desarrollados como una de las tecnologías más notables en el tratamiento de aguas residuales e industriales. En la actualidad hay cerca de 10.000 instalaciones en todo el mundo, especialmente en Europa. Japón y Estados Unidos. La figura 26 muestra el biodisco tipo.

Figura 26. Biodisco tipo Tomado. Congreso aneiap 2000

La película biológica está fijada sobre discos colocados sobre un eje horizontal que los hace girar lentamente. Dicho eje, se encuentra en el tanque que contiene el agua residual quedando la mitad sumergida; cuando giran los discos, la película biológica queda expuesta alternadamente entre el agua residual y el aire atmosférico. Los discos tienen diámetro de 0.6 a 3 m y espesor entre 0.7 y 15 mm, ubicándose en bloques de 20 discos y a una distancia de 2 cm sobre ejes de hasta 7 m de longitud. En una cuba o caja de soporte, pueden ubicarse cuatro (4) bloques de discos, solo con dos (2) se obtiene una eficiencia de remoción de 85%. Se identifican como principales ventajas el bajo consumo de energía, fácil operación y mínimo mantenimiento.

104



30.1 Criterios de diseño Tabla 33. Disminución de la DBO5 - % Número de etapas Área superficial – m2/hb

80 2 1

90 >3 2

95 >4 3

Fuente: Tomado de (GTZ, Cooperación Técnica República Federal Alemana, 1991; pág 619)

Los discos comerciales, tienen la siguiente área superficial: Discos de 2 m de diámetro= As= 5.9 m2 Discos de 3 m de diámetro= As= 13 m2 GTZ, Op. Cit., pág 619 

Cálculo de área necesaria para el disco:

A 

S om * Q B A

Donde: A Som Q BA

= = = =

Superficie necesaria del disco – m2 DBO afluente – mg/l Caudal de diseño – L/s Carga superficial DBO5 – kg/m2 - d Para la carga superficial de la primera etapa menor a 60 gr/m2 –d para ARD Para la carga superficial de la segunda etapa menor a 40 gr/m2 –d para AR en degradación

Luego: BA BA

= 8 gr/m2 –d para condiciones mínimas o para menos de 500 personas como población a servir = Para completar la nitrificación: 4 gr/m2 –d

Se debe corregir el volumen del agua calculado cuando se esperan variaciones de caudal o de carga de DBO5. La tabla 34, presenta el factor de corrección. Tabla 34. >10000 1 10000 – 5000 1.1. a 1.2 5000 – 1500 1.2 a 1.3 1500 – 400 1.3 a 1.5 <400 1.5 Fuente: Tomado de (GTZ, Cooperación Técnica República Federal Alemana, 1991; pág 620) 105



Luego el caudal corregido es igual a q corregido  q * factor de corrección 

Volumen de la unidad

Se calcula de acuerdo con la siguiente ecuación:

V B  0.32 D 2  L  me Donde: VB D L m e 

= = = = =

Volumen de la unidad – m3 Diámetro del disco – m Longitud entre los discos de una etapa y las paredes externas - m Número de discos en el eje Espesor de los discos - m

Número de revoluciones

Mediante la utilización de la ecuación 30.4

n

6.37

D

(0.9 

V R Qh

Donde: n

= Número de revoluciones de los discos por minuto. Se alcanzan siempre qie haya suficiente desarrollo bacterial. Para ello:

Diámetro = 2; n debe ser mayor a 2.05 rev/min Diámetro = 3; n debe ser mayor a 1.368 rev/min Datos tomados de GTZ, Op. Cit. Pág 621 qh = Caudal afluente – m3/h 

Tiempo de contacto

T 

Qh * 24 V B

Donde: T

= Tiempo de contacto – adimensional 106



UUNNIIDDAADD 3 3 TTRRAATTAAM CO MIIEENNTTO O C OM MPPLLEEM MEENNTTAARRIIO O

Las sustancias contaminantes que se degradan en los diferentes procesos de tratamiento generalmente se concentran en los lodos. De ahí que debe ser parte integral de la depuración de las aguas residuales. Diferentes tecnologías existen para ellos en función de su composición y uso final una vez tratado.

Constituyen un subproducto importante de las plantas de tratamiento de las aguas residuales las arenas, residuos gruesos y lodos (fangos), siendo éste último sin duda, el de mayor volumen y el de mayor complejidad en su tratamiento. De ahí que es necesario conocer la procedencia, cantidad y las características de los lodos.

La tabla 35 muestra la cantidad de lodo que se produce en los sistemas de tratamiento por diversos procesos y operaciones. Tabla 35.

Sedimentación primaria: Sin digerir Digeridos y deshidratados en lechos de arena Filtro percolador Precipitación química Deshidratado en filtros de vacío Sedimentación

m3/miles de m3 de Agua residual

m3/1000 personas -día

% Humedad

Peso específico de sólidos del lodo

Peso específico del lodo

kg/miles de m3 de Agua residual

m3/1000 personas -día

2,950 -

1,09 0,16

95 60

1,40 -

1,02 -

150 90

56 34

0,754 5,120 -

0,27 1,9 0,55

92,5 92,5 72,5

1,33 1,93 -

1,025 1,03 -

57 396 396

22 150 150

107



primaria y lodo activado Sin digerir Digerido en tanque separado Digerido y deshidratado en lecho de arena Digerido y deshidratado en filtro de vacío Tanques sépticos Tanques imhoff, digerido Fuente: Datos tomados de ó 113 gramos/hb – día

6,900 2,700

2,55 1

96 94

-

1,02 1,03

280 168

106 63

-

0,5

60

-

0,95

168

63

-

0,33

80

-

0,95

168

63

0,900 0,500

0,32 0,18

90 85

1,40 1,27

1,04 1,04

97 83

37 31

(Metcalf & Eddy, 1981, pág 613). Para caudal de 378 L/hb – d, y SSS de 300 mg/L

En tanques sépticos, la cantidad de lodo varía de acuerdo con la frecuencia de remoción, siendo usual un valor de 226.8 L/hb-año. Conocer el volumen anual de lodos se puede realizar aplicando la ecuación 31.1 Volumen anual 

(# tanques sépticos) * (Volumen ) Frecuencia de remoción de lodos

Donde: Volumen anual Volumen Frecuencia de remoción de lodos

= Cantidad de lodos del tanque séptico – m3/año = Volumen del tanque séptico - m3 = Tiempo entre remoción de lodos - año

31.2 Características El lodo proveniente de la sedimentación primaria es relativamente diluido con una concetración característcia del lodo del 5%, desprende olor desagradable. Puede ser digerido en condiciones adecuadas. Cuando proviene de precipitación química suele ser negro, viscoso y/o gelatinoso dada la presencia de hidrato de hierro. De no extraerse sufre descomposición. Entre tanto, si proviene de una planta de lodos activados, tiende a volverse séptico muy rápidamente y a desprender olor desagradable. Finalmente, si se encuentra digerido no es perjudicial y su olor al ser débil no es perceptible. La tabla 36 ofrece los datos tipícos sobre la composición química de los lodos crudos y digeridos.

108



Tabla 36. Concepto

Sólidos secos totales % Sólidos volátiles (% de ST) Proteinas (% de ST) Nitrógeno (% ST) Potasio K 2O pH

(como

Lodo primario crudo Intervalo Típico 2 –7 4

Fango digerido Intervalo Típico 6 – 12 10

60 – 80

65

30 – 60

40

20 – 30

25

15 – 20

18

1.5 – 4.0

2.5

1.6 – 6.0

3

0 –1

0,4

0 – 3.0

1

5 –8

6

6.5 – 7.5

7

Fuente: Datos tomados de (Metcalf & Eddy, 1981, pág 618)

31.3 Relación peso volumen El volumen de lodo depende principalmente de la cantida de agua que posea. Si la materia sólida se compone de sólidos fijos y volátiles, el peso específico se puede calcular utilizando la ecuación 31.2

W s W f W v   S S  S f  S v Donde: Ws SS 

Wf Sf Wv Sv

= Peso de los sólidos = Peso espećifico cifico de los sólidos = Peso espećifico cifico del agua kg/dm 3 = Peso de los sólidos fijos (materia mineral) = Peso específicos de los sólidos fijos = Peso de los sólidos volátiles = Peso específicos de los sólidos volátiles

La influencia del contenido de agua en un determinado tipo de lodo, con una concentración constante de sólidos en un volumen e lodos, se obtiene a partir de la ecuación 31.3

V 1 TS 2 100  WG2   V 2 TS 1 100  WG1

109



Donde: V1, V2 TS1, TS2 WG1, WG2

= Volumen de lodo. p.e. antes y después del espesamiento = Contenido de sólidos - % por unidad de peso = Contenido de agua - % por unidad de peso

La fórmula anterior demuestra la importancia que debe dársele al drenaje del agua que contiene el lodo para reducir su volumen y facilitar su utilización y/o eliminación.

Es generalmente la primera etapa del tratamiento de lodos; puede hacerse por gravedad o flotación con aire disuelto para mejorar la operación de los digestores y disminuir el volumen de lodos principalmente. Se entiende por espesamiento, a la separación para producir lodo concentrado (Romero R., J., Op. Cit). 32.1 Espesamiento por gravedad Se obtiene a partir de la utilización de sedimentadores provistos con barredoras de lodos para obtener un lodo más concentrado que el aplicado. Son criterios de diseño los que se presentan en la tabla 37. Tabla 37.

Lodos primarios Lodos secundarios

100 - 150 20 - 50

16 - 32 2 – 8

1 – 6

5 – 12

Fuente: Datos tomados de (Romero R., J., 2005), 2005), adaptado por por la autora

Cuando el lodo proviene de lodos activados, se recomienda mezclarlo con lodo primario. Las siguientes precauciones deben tenerse en cuenta, cuando se haga espesamiento por gravedad de lodos activados: 





Si la temperatura del A.R. > 20 °C, se debe usar espesamiento por gravedad cuando la edad del lodo es mayor a 20 días Mantener el lodo en el espesador por un término menos a 18 horas para disminuir efectos indeseables en la actividad biológica El diámetro del tanque debe ser menor a 12 m

Otros criterios de diseño son: 110



Forma circular  Profundidad de 2 – 5 m  Diámetro 3 a 30 m, previene problemas de gasificación y flotación por incremento del tiempo de retención y actividad anóxica resultante  Pendiente de fondo 12.5 a 25% (Centraliza los lodos hacia el fondo del espesador, permitir menor tiempo de retención, maximiza la profundidad del lodo sobre la tubería de extracción)  Tiempo de retención entre 2 y 4 dias Para la succión de lodos: 

 

Velocidad de flujo 1 a 2 m/s Velocidad de la barredora de lodo: 0.08 – 0.10 m/s

32.2 Espesamiento por flotación Es utilizado principalmente para lodos proveniente de sistemas de lodos activados y filtros percoladores. Consiste en la separación de sólidos del líquido mediante la introducción de aire en forma de burbujas finas dentro de la fase líquida. “Las burbujas se adhieren a los sólidos y el empuje combinado del gas y el sólido hace que suban a la superficie del líquido donde son removidos” Ibid pág 784. En el proceso, se da una recirculación del caudal afluente, presurizado entre 280 y 480 kN/m 2 (40 – 70 psi). El aire introducido se combina con el caudal recirculado. La tubería de recirculación se calcula para producir una velocidad de flujo de 2 a 3 m/s, siendo el material utilizado acero al carbón calibre 40 – 80.

En la cadena de transformación biológica de los sólidos del lodo para convertirse en sustrato soluble, que las células bacterianas pueden absorber, lo primero que se dá es la desintegración hidrolítica de las sustancias vegetales (papel, residuos vegetales, carbohidratos), grasa y proteínas (animal y vegetal). Dicha desintegración se realiza por respiración aerobia y anaerobia, siendo su principal diferencia es que cuando se realiza vía aerobia, la velocidad de reproducción es mucho más rápido. 33.1 Estabilización aerobia Complementariamente, por acción enzimática, los carbohidratos polímeros se convierten en azúcar, las grasas en ácidos grasos y glicerina y la proteína en péptidos. La desintegración hidrolítica de los sólidos incrementa rápidamente su capacidad de dilatación. (GTZ, Cooperación Técnica República Federal Alemana, 1991; pág. 799), conversión que es igual bajo condiciones aerobias y anaerobias, solo que cuando se 111



originan los primeros, los productos finales son CO 2 y HOH como se observa en la figura 27.

Respiración de substratos + O2 aerobio

Hidrólisis

Biomasa

CO2, energía

H2O,

Aminoácidos, azúcar, glicerina y ácidos grasos

Metabolismo

de

la

Sustancia celular nueva, materia en reserva

Sustancia residual no propensa a descomposición

síntesis de la sustancia celular

Figura 27. Proceso metabólicos, estabilización aerobia. (GTZ, Cooperación Técnica República Federal Alemana, 1991, pág 799)

En digestores, las etapas individuales de descomposición se presentan simultáneamente de modo que no exista acumulación de productos intermedios. En sistemas para que no ocurra nitrificación significativa, el volumen del digestor aerobio se calcula utilizando la ecuación 33.1.

V 

Q( X O  YS O ) X [ K d P v  (1/  c )]

Donde: V Q Xo Y So X Kd Pv  c

= = = = = = = = =

Volumen del digestor aerobio – m3 Caudal afluente al digestor - m3/d Sólidos suspendidos del afluente – mg/L Fracción decimal de la DBO afluente – aporte del lodo primario crudo DBO afluente – mg/L Sólidos suspendidos del digestor aerobio – mg/L Constante de reacción – d-1 Fracción decimal de sólidos suspendidos volátiles del digestor Edad del lodo - d-1

33.2. Estabilización anaerobia La gráfica 28 muestra el proceso anaerobio de degradación en la estabilización del lodo. 112



2a. Fase: Formación de ácidos Bacterias

1a. Fase: Hidrólisis

Hidrólisis

Biom asa

3a. Fase: Formación de ácido acético

4a. Fase: Formación de metano Bacterias

CO2, H2, ácido acético Aminoácidos, azúcar, glicerina y ácidos grasos

NH4 Ácido propiónico, butírico, alcoholes, y otros compuestos

Bacterias anaerobias facultativas

Biogas Metano 70%, CO2: 30%

Bacterias

CO2, energía

H2O,

Bacterias acetogénicas

Bacterias metanogénicas

Figura 28 Proceso metabólicos, estabilización anaerobia. (GTZ, Cooperación Técnica República Federal Alemana, 1991, pág 800)

La digestión anaerobia también conocida como digestión alcalina anaerobia de lodos, se realiza en tanques para plantas de tratamiento pequeñas en climas cálidos. Debe disponerse de equipo de calentamiento adicional que funcione con coque, gas, etc. Se identifican como etapas en la estabilización anaerobia las siguientes: 33.2.1 Etapa hidrolítica. Por acción enzimática se convierten las sustancias no disueltas en disueltos. 33.2.2 Etapa de acidificación. Se producen ácidos orgánicos de cadena corta: acético, alcoholes, H2 y CO2, son convertidos por acción de las bacterias metanogénicas en metano. 33.2.3 Etapa acetogénica. Aquellos productos excedentes de la etapa anterior o no convertidos en gas metano, se transforman en H2 y CO2 y ácido acético. Las bacterias acetogénicas despliegan sus actividades solo en simbiosis bioenergética conjunta con las bacterias metanogénicas u otros organismos que consumen H 2. 33.2.4 Etapa metanogénica. Se produce metano en esta etapa principalmente por la descomposición de H2 y CO2 y ácido acético. Ibid.

http://www.bvsde.paho.org/bvsaidis/aresidua /peru/mextar014.pdf

113



33.3 Tratamiento químico Es la estabilización con cal como es posible estabilizar químicamente el lodo; sirve además para eliminar olores y patógenos para alcanzar pH de 12 UN por un término de 2 horas. Son criterios para adición de cal los siguientes: El lodo debe estar líquido, dosificar suficiente cal para elevar el pH a 12 UN, siendo recomendado, por estudios desarrollados en plantas de Estados Unidos 0.12 kg Ca(OH) 2/kg sólidos secos, 0.19 kg Ca(OH) 2/kg sólidos secos cuando los lodos son mezclados y digeridos anaeróbicamente y 0.20 kg Ca(OH)2/kg sólidos secos si estos provienen de tanques sépticos. (Ibid pág 808). 33.4 Dimensionamiento y carga de la unidad de estabilización del lodo Las últimas etapas del proceso de digestión biológico se localizan en el límite técnico de la digestión, es decir cuando se alcanza el 90% del volumen del gas a 15° C. El dimensionamiento de los tanques se determina a partir de datos experimentales como se presentan en la tabla 38. Tabla 38.

Sistema de sedimentación 50 20 150 Sistema de filtración biológica 75 25 180 Carga baja Carga alta 100 30 220 Sistema de activación 150 40 320 Carga baja Carga alta 100 35 220 Fuente: Datos tomados de (GTZ, Cooperación Técnica República Federal Alemana, 1991) (GTZ, Cooperación Técnica República Federal Alemana, 1991, pág 813)

Son parámetros de dimensionamiento no solo la carga volumétrica sino tambien el periodo de digestión y el volumen de lodo crudo. Por lo tanto los periodos de retención dependen sustancialmente del grado de reducción del contenido de agua mediante el espesamiento preliminar, como se muestra en la tabla 39.

Tabla 39. Carga para digestores <50000 2 kg ó ST/m 3 con calentamiento de 30 50000 - 100000 3 kg ó ST/m 3 a 33 °C >100000 4 kg ó ST/m 3 Fuente: Datos tomados de (GTZ, Cooperación Técnica República Federal Técnica República Federal Alemana, 1991, pág 814)

-d -d -d Alemana, 1991)

20 – 30 d 15 – 20 d 10 – 15 d (GTZ, Cooperación

114



Consiste en el retiro del agua del lodo reduciendo así su contenido de humedad hasta alcanzar aproximadamente el 85% de humedad. Son comunes las técnicas de secado sobre lechos, filtración al vacio, centrifugación, filtración a presión, vibración sónica o mecánica. Tiene como objetivo el proceso de secado de lodos, reduccir los costos de transporte hasta el sitio de disposición final, manejar fácilmente el lodo y aumentar el valor calórico para su incineración. 34.1 Lechos de secado Se utilizan para deshidratar lodo extendiendolo sobre una capa de arena de espesor 20 a 25 cm, dejándolo secar. Una vez perdida la humedad, se puede utilizar como material de relleno o fertilizante. Para comunidades pequeñas, es decir para aquellas plantas de tratamiento que manejan caudales menores a 100 L/s, esta općión de deshidratación se considera óptima, entre tanto; para poblaciónes superiores a 20000 habitantes debe optarse por técnicas más avanzadas. Se identifican como ventajas de los lechos de secado de lodos los siguientes: En la medida que haya terreno disponible, el costo es bajo; no requiere operación especial, bajo consumo de energía, bajo consumo de químicos. Como desventajas de este tipo de reducción de contenido de humedad es el utilizar grandes áreas, requiere lodos estables y sensible a los cambios de clima. En la tabla 40, se incluyen valores característicos para diseño de lechos. Tabla 40. Área requerida percápita Lodo primario  Lodo primario y filtro percolador   Lodo primario y lodos activados Otros lodos  Carga de sólidos secos Lodo primario  Lodo primario y filtro percolador  Lodo primario y lodos activados  Altura sobre la arena Diámetro tubería drenaje principal Pendiente tubería drenaje principal Distancia entre drenajes principales Distancia entre tuberias laterales de drenaje Espesor de la grava Tamaño de la grava Profundidad de la arena Coeficiente de uniformidad de la arena

0.09 m2/hb 0.15 m2/hb 0.18 m2/hb 0.1 – 0.25 m2/hb 134 kg/m2-año 110 kg/m2-año 73 kg/m2-año 0.5 – 0.9 m >0.10 m >1% 2.5 – 6 m 2.5 – 3 m 20 – 46 cm 3 – 25 mm 20 – 46 cm <4 115



Tamaño efectivo de la arena Ancho del lecho para limpieza manual Longitud del lecho de secado Cobertura Operación

0.3 – 0.75 mm 7.5 mm < 60 m Plástico – fibra de vidrio Para remoción manual la pasta debe contener 30 – 40% de sólidos

Fuente: Tomado de (Romero R., J., 2005, pág 833)

Descarga

Arena Grava Lecho filtrante

Drenaje

Figura 29. Lechos de secado. Tomado de http://www.casanare.gov.co/recursos_user/imagenes//Sec._Obras/Alcantarillado_sanitario/Conv013_09/013_5.JPG . Adapatado por La Autora

De otra parte, si se requiere un contenido de sólidos en la torta superior al 35%, los filtro prensa son viables a pesar de su costo y de requerir lodos bien acondicionados. En este caso, los lodos se bombean al filtro prensa a presiones que oscilan entre los 700 y los 2100 kPa, forzando el líquido a través de un medio filtrante y dejando una torta de sólidos atrapada entre las telas de filtración que cubren las placas huecas (Romero R., J., 2005, pág: 829).

También, la filtración al vacío cumple con el propósito de remover el contenido de humedad de una masa de lodo. Para este caso, la caída de presión se provee creando un vacío sobre un lado del medio poroso y para ello, el filtro vacío que es un tambor cilíndrico, rota parcialmente sumergido en un tanque de almacenamiento de lodo acondicionado. El vacío aplicado a la sección sumergida del tambor hace que el filtrado pase a través del medio y se forme la torta. La zona de secado la constituye un 40 a 60% de la superficie del tambor. Al final del ciclo, se acciona la válvula que expone la superficie del tambor a la presión atmosférica y la torta es separada del medio y conducida al sitio de disposición final o posterior tratamiento (Romero R., J., Op. Cit.; pág 819).

116



Corresponde esta etapa del tratamiento de lodos a la ubicación final del lodo tratado. Incineración, disposición en lagunas de lodos, compostaje, aplicación en el suelo, rellenos y vertido al mar son las técnicas más utilizadas. 35.1 Incineración Se utiliza esta técnica cuando no existe suficiente terreno para disponer los lodos tratados. Tiene como ventaja la reducción de la masa y el volumen de la torta en un 95% minimizando los requisitos de disposición, eliminación de tóxicos y recuperación de energía mediante combustión. De hecho tambien se presentan desventajas dada su requerimiento para la operación, mantenimiento y control de emisiones. Componen la incineración los elementos combustibles, inertes y húmedos que ingresan al horno así como el exceso de aire y combustible de requerirse. Efluente del sistema es la humedad, exceso de aire, material particulado como NO x, SO x, HC y CO2, así como otros productos de la combustión completa. Se estima un requerimiento de “3.2 Kg de aire para liberar 10 MJ a partir del lodo o combustible suplementario” (Romero R., J., 2005) . 35.2 Lagunas de lodos Las lagunas de secado de lodos se pueden usar para deshidratar el lodo estabilizado combinado con sedimentación y evaporación. La profundidad de la laguna puede ser de 0.62 a 1.25 m con carga de sólidos entre 36 y 39 kg/m 2 – año (Crites & Tchobanoglous, 2000). Una vez la laguna llena, la entrada del lodo es discontinua dando inicio a la fase de secado formando a medida que la superficie se seca una costra que se rompe mecánicamente. Una vez el contenido de sólidos alcanza entre el 20 y 30%, el lodo debe removerse. 35.3 Compostaje Es el proceso mediante el cual se desinfecta el lodo generando un producto similar al humus con uso posterior, preferiblemente como mejorador de suelos. Según Crites & Tchobanoglous, el proceso de compostaje es el siguiente: 



Mezclar el lodo deshidratado con madera o cortezas, para aumentar el contenido de sólidos, proveer carbono cuplementario e incrementar la porosidad. Se produce un calentamiento de lodo mezclado por acción de las bacterias hasta que los organismos patógenos se destruyen 117





Airear la mezcla durante 15 o 30 dias mediante paleo, voleto o sopladores (si el compostaje es de tipo aerobio mecánico) Tamizar para efectos de retirar los materiales adicionados al lodo

35.3.1 Compostaje con volteo. Se conforman pilas de 1 a 2 m de altura y de 2 a 5 m de ancho en la base. Si este es aerobio se realiza sobre bases impermeabilizadas, al aire libre, dando ventilación natural mediante volteo por paleo o con equipos, para dejar escapar la humedad. Se recomienda volteo 5 veces en quince (15) días y mantener una temperatura de 55 °C mantener las pilas durante 30 o 45 días en este proceso para obtener compost aerobio. 35.3.2 Compostaje sin volteo. Si el compostaje es anaerobio, (no se hace volteo ni se adiciona aire), se debe dejar la pila estática entre 14 a 21 días si es anaerobio. La altura de la pila oscila entre 2.5 a 4 m manteniendo el mismo ancho de la pila aerobia. El oxígeno se adiciona mediante la utilización de un ventilador, aire que se libera hacia la atmósfera mediante el filtro del compost. 35.4 Aplicación en el suelo Tiene como fin mejorar las condiciones del suelo para optimizar los fines agrícolas ya que la materia orgánica también contribuye a la capacidad de intercambio catiónico del suelo permitiéndole retener el potasio, el calcio y el magnesio. Seleccionar el lugar para disponer los lodos es una característica. Para ello se buscan suelos cenagosos, arenosos, en terrenos con pendientes de hasta 15% cuando la utilización del lodo es agrícola, entre tanto; si el lodo es para uso en silvicultura la pendiente del terreno donde se debe aplicar no debe ser superior al 30%. Otras características del suelo son: Permeabilidad moderada, pH del suelo de neutro a alcalino, drenado. El nivel freático debe estar al menos a 1 m de profundidad. 35.4.1 Tasa de aplicación Encontrar el lugar adecuado con el área necesaria para aplicar el lodo es quizás lo más crítico, de ahí; que los requerimientos de terreno dependen de la tasa de aplicación como se observa en la tabla 41. Tabla 41.

Agricultura Bosques

Anual Una vez o intervalos de tres a cinco años Una vez Anual

Recuperación de suelos Sitio de disposición específico Fuente: Tomado de (Romero R., J., 2005; pág 853)

2 – 70 10 – 220

11 45

7 – 450 220 – 900

112 340

118



La carga máxima de aplicación se obtiene a partir de la aplicación de la ecuación 35.1 1000 L

CM 

C

35.1

Donde: CM L C

= Carga máxima de aplicación de lodo, con base en un componente específico del lodo, en un periodo determinado, base lodo seco - Mg/ha = Carga límite del componente específico del lodo para el periodo seleccionado kg/ha = Concentración del componente específico del lodo – mg/kg

35.5 Rellenos Es el enterramiento de lodos mediante la colocación de una capa de suelo sobre él. El relleno sanitario es una alternativa adecuada cuando se dispone de lodos. En algunos rellenos sanitarios el lodo compostado, así como el lodo tratado químicamente se ha usado como material de cobertura.

119



Los humedales y sistemas acuáticos corresponden a sistemas de tratamiento de aguas residuales de origen orgánico principalmente utilizando plantas acuáticas siendo representativos los humedales artificiales, plantas acuáticos flotantes y la combinacipon entre humedales – plantas.

El uso de plantas acuáticas para el tratamiento de aguas residuales tiene como propósito además de reducir costos, dada la economía que representa este tipo de alternativas de depuración de agua, presentar efluentes de buena calidad susceptibles de usar en fines como la acuicultura. 36.1 Tipos de plantas 36.1.1 Jacinto de agua. ( ). Es un tipo de vegetación flotante, conocida también como oreja de mula o lirio de agua, propia de climas cálidos y frios. Gracias a que en su tallo se encuentra aire, puede flotar la planta, Las hojas son alargadas, de color verde brillante. Es una planta de flor aunque de corta duración. Se reproduce fácilmente, bajo temperatura óptima de crecimiento, duplicando su biomasa en un periodo relativamente corto (menos de un mes) lo que obliga a su control permanentemente. Es resistente a plagas y enfermedades; a través de su raíz toma todos los nutrientes del agua

Figura 30. Jacinto de agua Tomado de http://www.atlas.eea.uprm.edu/sites/default/files/ Jacinto%20de%20agua-Eichhornia%20crassipes_0.pdf

120



36.1.2 Lenteja de agua. ( ). Planta angiosperma, monocotiledónea, que en su estructura es plana verde y con una sola raíz de color blanco. El talo se ha considerado como un tallo modificado, hoja tallo o una hoja. Se desarrolla en temperaturas entre los 5 y 30° C, presentado óptimo crecimiento cuando se encuentra entre los 15 y 18 °C. Se adapta fácilmente a las condiciones de luz. En presencia de nutrientes crece rápidamente aunque cuando se presentan trazas de hierro su desarrollo se torna lento ya que este elemento se vuelve una limitante.

Figura 31. Lenteja de agua Tomado de http://fichas.infojardin.com/acuaticas/ lemma-minor-lenteja-de-agua-lentejas-agua.htm

36.1.3. Espadaña. ( Conocida también como Totora, Enea, Anea, Junco, Bayón, Bayunco, Bohordo, Henea, Junco de la pasión, Maza de agua. Su crecimiento se dá hacia los bordes de las masas de agua, pantanos, esteros y cunetas. Su crecimiento es de aproximadamente 2.5 metros y su enraizamiento es pequeño, no supera los 40 cm, haciéndola bastante frágil antes los eventos del clima. Tiene una alta sensibilidad a las aguas de baja calidad por lo que aguas bien aireadas son ideales para su desarrollo.

Figura 32. Espadaña. Tomado de http://fichas.infojardin.com/acuaticas/typha-latifoliatotora-enea-anea-junco-bayon-bayunco.htm 121



36.1.4 Cañas. Son gramíneas, de tallo leñoso, gran altura: su principal exponentes es la Phragmatis communis que se caracteriza por su rápido crecimiento.

Se ha utilizado este tipo de plantas acuáticas para remoción de contaminación. Usualmente se han implementado en las lagunas de estabilización para efectos de mejorar su eficiencia de remoción ya que se caracterizan por remover metales pesados, nutrientes, pesticidas y otros contaminantes orgánicos. (Romero R., J., 2005). 37.1 Criterios de diseño  

Profundidad adecuada que garantice contacto entre el agua residual y la planta La frecuencia de limpieza y/o cosecha depende de la calidad del agua residual a tratar y de la tasa de crecimiento de la planta

Tabla 42. Aguas residuales crudas Tiempo de retención Carga hidráulica Profundidad Carga orgánica Número de lagunas Longitud/ancho Efluente secundario Tiempo de retención Carga hidráulica Profundidad Carga orgánica Longitud/ancho Número de lagunas

>50d 300 m3/m2 -d ≤ 1.5 m ≤30 kg DBO/ha -d >2 >3:1 >6d 800 m3/m2 -d ≤ 0.9 m ≤50 kg DBO/ha -d >3:1 >2

DBO ≤ 30 mg/L SS ≤ 30 mg/L

DBO ≤ 10 mg/L SS ≤ 10 mg/L P ≤ 5 mg/L N ≤ 5 mg/L


Tabla 43. Tiempo de retención Carga hidráulica Profundidad Carga orgánica Número de lagunas Longitud/ancho

10d 1000 m3/ha -d ≤ 1.5 m ≤220 kg DBO/ha -d >2 >3:1

DBO ≤ 30 mg/L SS ≤ 30 mg/L

Fuente: Tomado de (Romero R., J., 2005; pág 891) 122



Son sistemas de tratamiento de agua donde se utilizan plantas para la remoción de la contaminación, tratamiento secundario y tratamiento de aguas para riego. Usualmente son conocidos como humedales artificiales con espejo de agua. Los humedales con espejo de agua son áreas donde la planta emergente está inundada hasta una profundidad de 10 – 45 cm. Son propios de ella los juncos, las cañas y la espadaña. La vegetación, sus raíces y tallos al estar sumergidos sirven como medio de soporte de crecimiento bacterial reduciendo el potencial de crecimiento de algas y oxígeno. 38.1 Criterios de diseño Tabla 44. Tiempo de retención para remoción de DBO – d Tiempo de retención para remoción de nitrógeno – d Carga de DBO – kg/ha – d Carga hidráulica para remoción de nitrógeno – mm/d Profundidad - cm Carga orgánica Tamaño mínimo – m2/m3-d Longitud/ancho

2- 15 7- 14 <112 7.5 – 62.5 10 - 60 ≤220 kg DBO/ha -d 5 - 11 2:1 – 4:1


La remoción de sólidos suspendidos se realiza mediante la utilización de la ecuación 38.1

SSE  SSA(0.1139  3.3 *104 CH ) Donde: SSE SSA CH

= Sólidos suspendidos totales en el efluente – mg/L = Sólidos suspendidos totales en el afluente – mg/L = Carga hidráulica – cm/d

123



La remoción de nitrógeno en el humedal se realiza mediante la nitrificación y denitrificación. La remoción del nitrógeno amoniacal se obtiene aplicando la ecuación 38.2

N e  N o e  kt Ne No k t

= = = =

Concentración de nitrógeno amoniacal en el efluente – mg/l Concentración de nitrógeno amoniacal en el afluente – mg/l 0.22 d-1 a 20 °C Tiempo de retención – d

Para utilizar la ecuación 38.2 se supone que el nitrógeno amoniacal del efluente es el nitrógeno Kjeldhal, teniendo en cuenta que todo el nitrógeno se convertirá en amoniacal. Para corregir k por temperatura se puede usar  = 1.048 en la ecuación de Arrhenius. Cuando el nitrógeno está e forma de nitrato, se puede utilizar la ecuación 38.2 siempre que k = 1 d -1 y  = 1.15 (Romero R., J., 2005). La remoción de nitrógeno debe verificarse utilizando la ecuación 38.3 así:

N t  0.193 N o  0.61 ln(CH )  1.75 Donde: Nt Co CH

= Concentración de nitrógeno total del efluente – mg/L = Concentración de nitrógeno total del afluente – mg/L = Carga hidráulica – cm/d

Entre tanto, la remoción de fósforo se obtiene mediante la utilización de la ecuación 38.4

C e  C o e  K / CH Donde: Ce Co CH K

= = = =

Concentración de fósforo del efluente – mg/L Concentración de fósforo del afluente – mg/L Carga hidráulica promedio anual – mm/d 27.4 mm/d

124



El agua fluye por debajo de la superficie entre un medio poroso sembrado de plantas emergentes. Tal medio es grava y arena en espesores de 0.45 a 1 m y con pendiente entre 0 y 5%. La principal ventaja de este tipo de humedales es su menor requerimiento de área frente a otros tratamientos acuáticos como los humedales sin espejo de agua, flujo superficial y el mismo humedal con espejo de agua. 39.1 Criterios de diseño Tabla 45. Arena media 1 Arena gruesa 2 Arena y grava 8 Grava media 32 Grava gruesa 128 Fuente: Tomado de (Romero R., J., 2005; pág 899)

0.30 0.32 0.35 0.40 0.45

500 1000 1500 10000 100000

Tabla 46. Tiempo de retención – d Carga de DBO – kg/ha – d Carga hidráulica superficial – m3/ha -d Profundidad - cm Profundidad del medio – cm

3- 4 <112 470 - 1870 30 - 60 45 - 75


Para conocer el rendimiento del humedal, se utiliza la siguiente ecuación:

C e  C o e  Kt Donde: Ce Co K t

= = = =

Concentración del efluente – mg/L Concentración del afluente – mg/L Constante de remoción – d-1 Tiempo de retención – d 125



Para remover la DBO se utiliza la ecuación 39.2 a fin de conocer el valor de K

K 20  K o (37.31e 4.172 ) Donde: Ko K20 e

= = = =

Constante óptima de remoción para medios con raíces desarrolladas 1.839 d-1 para aguas residuales domésticas Constante a 20 °C – d-1 porosidad del medio, fracción decimal

El área de la sección transversal, se obtiene mediante la utilización de la ecuación 39.3

Q  KAt

h  L

Donde: Q K At h  L

= Caudal – m3/s = Conductividad eléctrica del lecho. (Para diseño se toma el 10% del valor de la tabla 44 = Área sección transversal del lecho - m2 = Pendiente del lecho

En los humedales de flujo superficial conocido también como humedal de flujo libre superficial el agua fluye sobre la superficie del suelo con vegetación perdiéndose en algunos casos el agua por evapotranspiración y percolación. 401. Criterios de diseño El criterio de diseño en el que se fundamenta este tipo de humedales es en el de la ecuación de Manning que define flujos en canales abiertos.

126



La velocidad de flujo está relacionado con la profundidad del agua, pendiente de la superficie y la vegetación.

1

2

1

v  y S 2 n 3

Donde: V n y S

= = = =

Velocidad de flujo – m/s Coeficiente de manning – s/m Profundidad del agua en el humedal – m Gradiente hidráulico – m/m

El coeficiente de Manning se puede calcular utilizando la ecuación 40.2 n 

a 1

y 2

Donde: a

= Factor de resistencia – s * m1/6 = 0.4 s * m1/6 para vegetación escasa y profundidad de agua residual y >0.4 m = 1.6 s * m1/6 para vegetación moderadamente densa y profundidad de agua residual y = 0.3 m = 6.4 s * m1/6 para vegetación muy densa y capa de residuos en humedales donde la profundidad del agua residual y = 0.3 m La longitud de la celda del humedal es igual a 2

 3 3 2 A y m * 86400  L   s  aQ   8

1

Donde: Q W As L m

= = = = =

Caudal – m3/d Ancho de la celda del humedal – m Area superficial de la celda del humedal – m2 Longitud de la celda del humedal – L Pendiente del fondo del lecho - % 127



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

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

15 1.5 3 0.6 25

– 30 – 3.0 – 6 – 1.2

- 30 0.6

41.1.2 Valoración del terreno. Tipo de suelo, textura, estructura, permeabilidad y profundidad a aguas subterráneas. Pozos de muestreo, perforaciones de terreno, piezómetros y estudios de percolación son necesarios para caracterizar el suelo. (Crites & Tchobanoglous, 2000). 128



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

h  H 

h H Zm

Z m 2

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

 QC  L  Z m      A  4 

n

 1     Kh 

0.5 n

10.5 n

 t     S y   

Donde: Q A C L K n S y t

= = = = = = = =

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

129



Tabla 48.

1 3.4179 1.7193 2 2.0748 1.7552 4 1.1348 1.7716 8 0.5922 1.7793 Fuente: (Crites & Tchobanoglous, 2000; pág 917)

Los sistemas más comunes de disposición in situ son los lechos de infiltración por gravedad. Existen otras técnicas tales como distribución de dosificación por presión, sistemas de capa de piedra, sistemas de evapotranspiración entre otros. 42.1 Lechos de infiltración Son los tanques sépticos los que utilizan esta alternativa para la disposición de su caudal tratado. 42.1.1 Criterios de diseño    

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

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

L  N * K 4 Donde: L N K4

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

42.2 Distribución por dosificación a presión 130



Se realiza mediante sifones de dosificación con una bomba en toda el área de absorción promoviendo un flujo insaturado y proveer periodos consistentes de secado y reaireación entre dosis. Si el efluente proviene de tanque séptico, el sistema de distribución puede usar orificios de 3 mm de diámetro, espaciados uniformemente entre 0.3 a 0.6 m. (Crites & Tchobanoglous, 2000) 42.3 Sistemas de capa de piedra El agregado o roca de drenaje se ubica sobre la superficie del suelo formando un lecho de piedra que se cubre son suelo. Entre la roca se dispone el tubo de drenaje embebido en tela sintética. Ibid. 42.4 Sistemas de evapotranspiración Consiste en conformar un lecho de arena fina de 0.1 mm, con una profundidad de 0.45 m. En la parte superior se cubre con tierra orgánica donde se pueda plantar vegetación que tolere la calidad del efluente vertido. El agua residual tratada atraviesa el medio vertido y en la parte superior la humedad se evapora a la atmósfera. Ibid. El área del lecho se puede obtener mediante la aplicación de la ecuación 42. 2

A 

Q ET  P r  P

Donde: A Q ET Pr P

= = = = =

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

131



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

Figura 33. Esquema típico riego por goteo Tomado de : http://www.google.com.co/imgres?q=RIEGO+POR+GOTEO+de+aguas+residuales&start=324&um=1&hl=es419&biw=1192&bih=528&tbm=isch&tbnid=ecZdfdjAdRuIYM:&imgrefurl=http://pedia.redlibre.co/A/Goteo.ht ml&docid=Hkup9ox3jCS27M&itg=1&imgurl=http://pedia.redlibre.co/I/350pxDripirrigation.gif&w=350&h=173&ei=GqapULzGKqTU0gHmpYHQDw&zoom=1&iact=hc&vpx=296&vpy=129& dur=10220&hovh=138&hovw=280&tx=129&ty=104&sig=116726128244913874306&page=18&tbnh=124&t bnw=252&ndsp=20&ved=1t:429,r:30,s:300,i:94

43.2

Riego por aspersión

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

No se requiere la nivelación del terreno pero se debe establecer el tipo de cultivos a regar. No es viable regar árboles frutales con este tipo de aguas 132



Se debe proveer una protección especial para los trabajadores que manipulan estas aguas

El efluente del agua residual tratada, se depura por sí misma en la naturaleza. Lo hace por fermentación o por aireación, siendo el plancton el principal conjunto de organismos vivos que se encargan de hacer la depuración final. La autodepuración de los ríos, requiere de conocer el nivel de oxígeno del cuerpo receptor. 44.1 El consumo de oxígeno Depende de las impurezas, tiempo de descomposición y temperatura, el consumo de oxígeno en el proceso de descomposición. “Se estima que este a 20 °C es de 20.6 %”

(Unda O., F., 1993; pág 262). La descomposición completa se obtiene a los 20 dias. Cuando se trata de agua residual depurada biológicamente, el primer escalón o fase de la autodepuración se puede obviar dando lugar a la segunda fase. Cuando el cauce es plano o poco profundo, los tiempos que tarda la descomposicion es mas corta. 44.2 Reaireación “Cuando se tiene un nivel de oxigeno disuelo menor que el valor de saturación, el agua disuelve más oxígeno de la atmósfera y se acerca nuevamente al nivel de saturación”

(Romero R., J., 2005). De ahí que la tasa de solubilización de oxígeno es proporcional al déficit de saturación y se puede obtener mediante la utilización de la ecuación 44.1

D  Doe  K t 2

Donde: D = Déficit de oxígeno para el tiempo t – mg/L Do = Deficit inicial de OD – mg/L K2 = Constante de reaireación, base natural – d-1 Si se expresara los déficit de oxígeno en término de concentración, se obtendría la ecuación 44.2  C s  C     K 2t  C C o   s

ln 

133



Donde: C Co Cs

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

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

F  K 2

V A

Donde: V A F K2

= = = =

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

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

4 -6 20 130 75 300 - 2000 700 - 3000

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

F  78200V 0.67 H 0.85 Donde: F V H

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

134



Las reacciones y el movimiento de un residuo cuando se realiza una descarga se evidencia el transporte hidrodinámico y de las transformaciones físicas, químicas y biológicas causadas por la biota, sedimentación, etc. El oxígeno disuelto es un indicador de las condiciones ambientales y de la salud del rio así como de la habilidad para conservar las condiciones que garanticen a la comunidad biótica las condiciones ecosistémicas ideales. De ahí, que conocer la cantidad de oxígeno disuelto resultado de las interacciones es una de las principales funciones de los modelos. Según Romero R., J., 2005, se identifican como funciones de utilización del oxígeno disuelto en un río las siguientes:   

DBO carbonácea, dispersa y disuelta en el agua DBO nitrogenada, dispersa y disuelta en el agua OD utilizado en la respiración de plantas acuáticas

Las fuentes principales de oxígeno disuelto en el rio son:   

Reaireación atmosférica Fotosíntesis Inyección de oxígeno disuelto por equipos de aireación

Luego, los modelos de oxigeno disuelto suponen:     

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

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

135



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

Dc 

K 1 Loe  K t c K 2 1

Donde: Dc tc K1 K2 Lo

= = = = =

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

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

t c 

1

K 2  K 1

 K 2  Do  K 2  K 1   1   K K L 1 o   1 

ln 

La distancia al punto crítico es igual a:

X c  vt c Donde: v

= Velocidad de flujo en el rio

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

136



K 1,T  K 1,2 1.047T 20 K 2,T  K 2, 2 1.022T 20

Donde: K1,T K2,T

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

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

137



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