I GE IERIA DE AGUAS RESIDU.ALES TRATAMIENTO, VERTIDO Y REUTILIZACION (TERCERA EDICION)
Volumen I METCALF & EDDY, INC. Revisado por GEORGE TCHOBANOGLOUS Catednitico de Ingenierfa Civil y Ambiental Universidad de California, Davies
FRANKLIN .L. BURTON Vicepresidente jubilado de Metcalf & Eddy Inc.
Traducci6n y revision tecnica
JUAN DE DIOS TRILLO MONTSORIU IAN TRILLO FOX Departamento de lngenierfa de Procesos Asesorfa Tecnica y Control, S. A. (A.T.C.)
Pr6logo de
ANGEL CAJIGAS Subdirector General de calidad de las aguas (MOPTMA)
McGraw-Hill MADRID • BUENOS AIRES • CARACAS • GUATEMALA • LISBOA • MEXICO NUEVA YORK • PANAMA • SAN JUAN • SANTAFE DE BOGOTA • SANTIAGO • SAO PAULO AUCKLAND • HAMBURGO • LONDRES • MILAN • MONTREAL • NUEVA DELHI • PARIS SAN FRANCISCO • SIDNEY • SINGAPUR • ST. LOUIS • TOKIO • TORONTO
Necesidad del tratamiento avanzado de las aguas residuales ....... . Tecnologfas empleadas en el tratamiento avanzado de las aguas residuales. Eliminaci6n de los s6lidos suspendidos residuales mediante filtraci6n en medio granular .......................................... . Eliminaci6n de s6lidos suspendidos residuales por microtamizado .. . Control de nutrientes ..................................... . Conversi6n del amonfaco por nitrificaci6n biol6gica ............. . Eliminaci6n del nitr6geno por nitrificaci6njdesnitrificaci6n biol6gica .. Eliminaci6n biol6gica del f6sforo ............................ . Eliminaci6n conjunta de nitr6geno y f6sforo mediante procesos biol6gicos . Eliminaci6n de nitr6geno mediante procesos ffsicos y qufmicos .... . Eliminaci6n del f6sforo por adici6n qufmica ................... . Eliminaci6n de compuestos t6xicos y compuestos organicos refractarios. Eliminaci6n de sustancias inorganicas disueltas ................. . Temas de debate y problemas .............................. . Referencias bibliograficas .................................. .
13.1 Desarrollo de los sistemas de tratamiento natural ................ . 13.2 Consideraciones fundamentales en Ia aplicaci6n de los sistemas de trata- · miento natural ........................................... . 13.3 Sistemas de baja carga ..................................... . 13.4 Sistemas de infiltraci6n nipida ............................... . 13.5 Sistemas de riego superficial ................................. . 13.6 Terrenos pantanosos artificiales .............................. . 13.7 Sistemas de tratamiento de plantas acmiticas flotantes ............ . 13.8 Temas de debate y problemas ............................... . 13.9 Referencias bibliognificas ................................... .
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Capitulo 14 Sistemas de tratamiento para pequeiias comunidades . . . . . . . . .
1153
14.1 14.2 14.3 14.4 14.5 14.6 14.7
1052
Problemas especfficos asociadas a las pequefias comunidades ...... . 1153 Caudales y caracterfsticas de las aguas residuales de pequefias comunidades . : ................................................ . 1155 Tipologfa de los sistemas de tratamiento y vertido de aguas residuales de pequefias dimensiones ..................................... . 1158 Sistemas individuales para viviendas aisladas e instalaciones comunitarias en zonas no conectadas a una red de alcantarillado .......... . 1162 Selecci6n y disefio de sistemas individuales .................... . 1181 Unidades de gesti6n de sistemas individuales de tratamiento ...... . 1213 Sistemas de aguas residuales en pequefias comunidades .......... . 1214
X
CONTENIDO
Sistemas. de pequeflas dimensiones para urbanizaciones y comunidades muy pequeflas ........................................... . 14.9 Sistemas con plantas de tratamiento prefabricadas .............. . 14.10 Instalaciones de tratamiento especfficamente disefladas para cada caso .. 14.11 El lfquido de fosas septicas y su vertido ....................... . 14.12 Temas de debate y problemas .............................. . 14.13 Referencias bibliognificas .................... , ............. .
1220 1224 1233 1236 1244 1247
Capitulo 15
Gesti6n de las aguas residuales de redes de alcantarillado unitarias. .
1249
Historia de las redes de alcantarillado unitarias . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . Componentes de las redes de alcantarillado unitarias . . . . . . . . . . . . . . . Caudales en las redes unitarias y caracterfsticas del agua residual . . . . . . Metodos para el control de caudales aliviados . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . Tratamiento de los caudales aliviados . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . Futuras tendencias en la gesti6n de los caudales aliviados de tormentas . . Temas de debate y problemas .............................. , . . Referencias bibliognificas . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . .
Factores de conversi6n . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . Propiedades ffsicas del aire ..... ·•. . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . Propiedades ffsicas del agua ................................. : . . . Solubilidad de gases disueltos en agua . . . . . . . . . . . . . . .. . . . . . . . . . . . . . .Concentraci6n de oxfgeno disuelto en agua en funci6n de la temperatura, de la salinidad y de la presi6n barometrica . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . .
1407 1415 1417 1421 1423
CONTENIDO ,
F G
Tablas del NMP y su aplicaci6n Procedimiento general de soluci6n de balances de materiales en un reactor de flujo discontinue, un reactor de mezcla completa y un rfiactor de flujo en pist6n H Determinaci6n de coeficientes cineticos I Diagramas de Moody para el amilisis del flujo en tuberfas 0
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Indices Indice de nombres Indice alfabetico de materias 0
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Prologo a Ia edicion espanola
Hace mas de veinte afios, buscando libros relacionados con Ia depuraci6n de las aguas en una conocida librerfa londinense, compre un libro titulado «Wastewater Engineering» (Metcalf-Eddy, McGraw-Hill). Acababa de adquirir, sin saberlo, uno de los documentos que posteriormente se convertirfa en un referente obligado de cuantos profesionales estabamos vinculados de alguna manera a Ia ardua y muchas veces incomprendida tarea del saneamiento de nuestros rfos. Aun guardo de aquellos afios, entre las hojas del libro, notas manuscritas que no son otra cosa que apuntes traducidos de los aspectos que me resultaban de mas interes y sobre todo de mas uso. Que terrible resultaba transformar las Iibras por pie Cuadrado, los galones por minuto y los pies cubicos por galones en medidas inteligibles en nuestro quehacer diario. Por ello, cuando supe que un osado ingeniero, conocedor como pocos del tema, lo estaba traduciendo (alia por el afio 1976) sentf un gran alivio. Podrfa leer el Iibro sin dificultad, sin el diccionario en permanentemente manejo y tratando de convertir unas medidas ininteligibles. En definitiva, aquel acto de valentfa de nuestro amigo y compafiero Juan Trillo me iba a ahorrar tiempo y problemas. Han pasado varios afios, hemos aprendido mucho, sobre todo de los fallos y errores de los primeros momentos, y aunque en mi caso, como en el de muchos de mis colegas, hemos podido pasar del estudio y disefio de instalaciones a Ia gesti6n y direcci6n de planes de saneamiento, seguimos necesitando un libro de consulta que sin duda evolucione con el tiempo y que por tanto tiene que modificar su texto de acuerdo con las mejoras y profundos cambios en la xiii
xiv
PROLOGO A LA EDICION ESPANOLA
tecnologfa y el manejo de los sistemas de saneamiento y depuraci6n de las aguas residuales. · Por ello, una vez mas, mil gracias a mi amigo y colaborador por repetir la hazafia de antafio, esta vez con la colaboraci6n inestimable de su hijo Ian, en un momento quizas menos ilusionante .para el, que la primera vez, pero mucho mas significativo que entonces. En efecto, se acaba de aprobar el Plan Nacional de Saneamiento y Depuraci6n, como consecuencia de la Directiva Europea 91/271, que implica el disefio, construcci6n y explotaci6n de un importante numero de nuevas instalaciones de depuraci6n, ademas de la mejora, ampliaci6n y adaptaci6n de muchas de las existentes, por lo que nuevas generaciones de profesionales, ya sean ingenieros, qufmicos, bi6logos o licenciados en ciencias del mar, van a necesitar mas que nunca, por un lado, la experiencia que podamos aportar los que con mucha ilusi6n y pocos medios empezamos a disefiar hace mas de 20 afios lo que hoy empieza a ser realidad y, por otro, con el apoyo absolutamente imprescindible de unos textos de consulta y trabajo como el que se prologa aquf, que son el compendia del saber en una disciplina en la que muchos creen saber mucho, pero que realmente s6lo unos pocos han llegado a tener las ideas claras de lo que verdaderamente se necesita en nuestro pafs. Espero que esta contribuci6n sirva para que mas profesionales se vayan incorporando a este mundo, ya no tan pequefio, de entusiastas que siempre ha pretendido conseguir que nuestros rfos y mares sean cada vez mas limpios, convirtiendose en lo que alguna vez fueron. ANGEL CAJIGAS DELGADO
·Subdirector General de Ing. de Saneamiento. DGR caUdad de las aguas (MOPTMA)
Sobre los autores principales
George Tchobanoglous es profesor de ingenierfa civil en la Universidad de California en Davis. Es graduado en ingenierfa civil en la Universidad del Pacffico, y tiene un master en ingenierfa sanitaria por la Universidad de California en Berkeley y un doctorado en ingenierfa ambiental por la Universidad de Stanford. Los aspectos que han centrado su interes investigador se encuentran en los campos de tratamiento de aguas residuales, ·filtraci6n de aguas residuales, sistemas acmiticos de tratamiento de aguas residuales, sistemas de tratamiento especfficos «in situ» y gesti6n de residues s6lidos. Es autor o coautor de mas de 200 publicaciones tecnicas y 6 libros de texto. Es el autor principal y el editor de las dos primeras ediciones de este texto. El profesor Tchobanoglous es consultor, en el ambito nacional e internacional, tanto de organismos gubernamentales como de empresas privadas. Miembro activo de numerosas asociaciones profesionales, ha sido presidente de la Association of Environmental Engineering Proffessors. Es ingeniero civil colegiado en California.
Franklin L. Burton ha trabajado durante 30 afios en Metcalf & Eddy como vicepresidente e ingeniero jefe de la Oficina Regional del Oeste en Palo Alto, California. Es graduado en ingenierfa mecanica en la Universidad de Lehigh y tiene un master en ingenierfa sanitaria por la Universidad de Michigan. Ha sido re~ponsable de la planificaci6n, disefio y revisi6n tecnica de mas de 40 estaciones depuradoras y del libra de texto de Metcalf & Eddy «Wastewater Engineering: Collection and Pumping of Wastewater». Asimismo, ha formado parte del Technical Practice Board de Metcalf & Eddy, encargado de la supervisi6n tecnica de las actividades de la empresa. Es Fellow de la American Society of Civil Engineers y miembro de varias asociaciones tecnicas. Se retir6 de Metcalf & Eddy en 1986 y ejerce la actividad profesional en Los Altos, California. XV
Introducci6n
En 1914, casi inmediatamente despues del cambia de siglo, Metcalf & Eddy public6 su universalmente famoso tratado sabre ingenierfa sanitaria, compuesto por tres voh1menes, titulado American Sewerage practice. El tercer volumen, Disposal of Sewage (Evacuaci6n del agua residual) fue objeto de revisiones en 1916 yen 1935. Posteriormente, en 1922, los tres voh.1menes fueron integrados en un unico texto titulado Sewerage and Sewage Disposal, y se public6 una segunda edici6n en 1930. En 1972 se public6 una nueva versi6n del texto con el tftulo de Wastewater Engineering: Collection, Treatment and Disposal (traducido al espafiol con el tftulo Tratamiento y Depuraci6n de Aguas Residuales. Editorial Labor, 1977) que fue seguida en 1979 por una segunda edici6n titulada Wastewater Engineering: Treatment, Disposal, Reuse (traducido al espafiol con el tftulo Ingenierfa Sanitaria: Tratamiento, Evacuaci6n y Reutilizaci6n de aguas Residuales. Editorial Labor, 1985). AI igual que los primeros textos, ambas ediciones han _gozado de una enorme acogida en universidades y por parte de los ingenieros en Ia pnl.ctica de Ia profesi6n, tanto en el sector publico como privado. En 1981 se public6 un texto complementario titulado .Wastewater Engineering: Collection and Pumping of Wastewater (traducido al espafiol con el tftulo Ingenierfa Sanitaria: Redes de Alcantarillado yBombeo de Aguas Residuales. Editorial Labor, 1985). Desde Ia publicaci6n de Ia segunda edici6n. en 1979, se han producido diversos y notables cambios en el campo de Ia ingenierfa de las aguas residuales como resultado del mejor entendimiento de los efectos ambientales del vertido de aguas residuales, de las. mejoras en los metodos de tratamiento, de los cambios en las normativas aplicables y de Ia creciente importancia del agua xvii
XViii
INTRODUCCION
residual regenerada como recurso hfdrico. La tercera edici6n comparte muchos de los objetivos de las anteriores: (1) estar al dfa con el desarrollo tecnol6gico que se ha producido en los ultimos 10 afios en el campo de la ingenierfa ambiental; (2) reflejar el impacto producido por la cambiante legislaci6n federal sobre el control de calidad del agua y Ia gesti6n del fango; (3) proporcionar informaci6n sobre los otros tipos de sistemas relacionados coi1 el agua residual, tales como los pequefios sistemas de tratamiento y caudales aliviados procedentes de redes unitarias de alcantarillado que estan siendo objeto de una atenci6n creciente, y (4) continuar Ia labor de poner una informaci6n util a disposici6n de estudiantes, profesores, ingenieros y otros usuarios. Con esta tercera edici6n, el conjunto de publicaciones de Metcalf & Eddy abarca en Ia actualidad casi un siglo entero durante el cual Metcalf & Eddy ha compartido su conocimiento del agua residual con el ejercicio de Ia profesi6n. Como consecuencia de la lentitud con que se esta produciendo Ia adopci6n en los Estados Unidos de America del Sistema Internacional de Unidades, esta edici6n incluye las unidades de uso comun en el pafs como primer metodo de expresi6n. Gran parte de los usuarios de la primera edici6n han continuado utilizandola como referenda debido a que fue elaborada usando este sistema de unidades. La decisi6n de abandonar el Sistema Internacional de Unidades (SI) ha sido particularmente diffcil. No obstante, en muchos casos se incluyen ecuaciones alternativas expresadas en unidades SI. Asimismo, se incorporan factores de conversi6n en las tablas de datos y en el apendice del libro. Se han incluido algunos problemas en donde se utilizan las unidades SI con objeto de mantener la familiaridad con los calculos en unidades metricas. Todos los capftulos han sido objeto de detallada revisi6n y de complementaci6n para proporcionar la informaci6n mas actual. Se han afiadido dos capltulos completamente nuevos, que versan sobre los sistemas de tratamiento individuates y para pequefias comunidades, y sobre la gesti6n del agua residual de los sistemas unitarios de alcantarillado. Los aspectos de evacuaci6n y ventilaci6n que, previamente, habfan sido tratados conjuntamente en un unico capftulo, se desarrollan en capftulos independientes como consecuencia de su creciente importancia. Finalmente se ha ampliado el apendice para incluir tablas de datos e informaci6n util para la soluci6n de los problemas. Los cambios, realizados y pendientes, de la legislaci6n federal continuan ejerciendo gran influencia sobre este campo de la ingenierfa. A medida que aumenta el conocimiento sobre las sustancias t6xicas y su impacto sobre el medio ambiente, se elaboran nuevas norma:tivas que reflejan la preocupaci6n existente para su control. Las normas para· el control de emisiones atmosfericas, incluyendolos compuestos organicos volatiles (COVs) y de las substancias t6xicas en el fango tienen la misma importancia que aquellas que regulan la calidad del agua. La ingenierfa del agua residual ha de tener en cuenta la totalidad de los efectos ambientales que puedan producirse en la aplicaci6n de soluciones para la resoluci6n de los problemas. El tratamiento y evacuaci6n del fango, uno de los problemas de mas diffcil soluci6n de la ingenierfa ambiental, se ha ido complicando progresivamente, como consecuencia de la disminuci6n del numero de opciones disponibles. La evacuaci6n a vertedero controlado, el mas popular de los metodos de evacua-
INTRODUCCION
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ci6n del fango, esta siendo objeto de restricciones como consecuencia de la disminuci6n en la capacidad de los vertederos existentes y la dificultad de conseguir nuevos emplazamientos. El vertido de fangos al mar ya no esta permitido. Debido a los problemas potenciales de contaminaci6n atmosferica, la incineraci6n esta perdiendo popularidad en las plantas de gran tamano. La reutilizaci6n del fango ofrece posibilidades muy interesantes si el fango es «limpio». Consecuentemente, el compostaje y otras tecnologfas estan recibiendo gran atenci6n por parte de muchas comunidades, incluyendo grandes poblaciones. La extensi6n dedicada al compostaje y la aplacaci6n de fango al terreno ha sido ampliada para reflejar el aumento del uso de ambos metodos de tratamiento del fango. Los autores desean dedicar su esfuerzo a do.s personas que han hecho enormes contribuciones al campo de la ingenieria ambiental y a Metcalf & Eddy: Harrison P. Eddy y el Dr. Rolf Eliassen. El senor Eddy, nieto del fundador de Metcalf & Eddy, falleci6 en 1989, despues de haber sido Senior Partner y presidente de Metcalf & Eddy, durante muchos anos. El senor Eddy puso un interes personal en las dos primeras ediciones de este texto, y, gracias a su esfuerzo, fue posible su publicaci6n. El Dr. Eliassen, Presidente Emerito de Metcalf & Eddy Inc. ha sido mentor de los autores durante muchos anos y su empuje, aplicado a nuestras respectivas can·eras y a la preparaci6n de estos textos, es una fuente de inspiraci6n para conseguir la excelencia en la ingenierfa. John G. Chalas Senior Vice President Metcalf & Eddy, Inc. Director de Tecnologfa
George Tchobanoglous Professor of Civil Engineering University of California, Davis Autor Principal
Franklin L. Burton Vicepresidente Retirado Metcalf & Eddy, Inc. Autor. Principal
Agradecimientos
Metcalf & Eddy es afortunado al contar con los servicios del Dr. George Tchobanoglous de la Universidad de California en Davis y de Franklin L. Burton, Vicepresidente retirado de Metcalf & Eddy, como principales autores de la tercera edici6n. Es de esperar que esta edici6n continue la contribuci6n de la empresa a la pnictica de la ingenierfa de las aguas residuales que se extiende a la pnictica totalidad de este siglo. Los autores principales son los responsables de la redacci6n, edici6n, coordinaci6n y realizaci6n de las respuestas a los comentarios efectuados por los revisores de la tercera edici6n. Ambos autores han colaborado en las ediciones previas de textos de Metcalf & Eddy. El Dr. Tchobanoglous fue el autor principal de las ediciones primera y segunda de este texto y de su complementario Wastewater Engineering: Collection and Pumping ofWastewater. El senor Burton fue el revisor tecnico de la segunda edici6n y el coordinador y revisor principal por parte de Metcalf & Eddy del texto anteriormente citado. Otros autores son el Dr. Robert G. Smith, de la Universidad de California en Davis, del capftulo 13 «Sistemas de tratamiento naturales», David R. Bingham de Metcalf & Eddy del capftulo 15 «Gesti6n de las aguas residuales de redes de alcantarillado unitarias», del Dr. Takashi Asano del California Water Resources control Board del capftulo 16 «Recuperaci6n y reutilizaci6n de efluentes», y Dr. Dominique N. Brocard de Metcalf & Eddy del capftulo 17 «Evacuaci6n de efluentes». Terry Poxon de la Universidad de California en Davis ha colaborado en la preparaci6n del capftulo 8 «Procesos biol6gicos unitarios».
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XXii
AGRADECIMIENTOS
Una empresa de esta envergadura no puede realizarse en solitario. Queremos expresar nuestro reconocimiento y agradecimiento a las siguientes personas de Metcalf & Eddy: Bradley W. Behrman Stephen L. Bishop Steven Biuso David P. Bova Paul T. Bowen Edward Boyajian Patricia M. Caton William I. Douglass Alan C. Ford Allen F. Goulart Eugene S. Grafton Frank M. Gunby, Jr. Terry L. Krause
John A. Lager Richard H. Marshall, Jr. Jon R. Pearson Winfield Peterson III Charles E. Pound Robert J. Reimold George Ross James A. Ryan, Jr. George K. Tozer Cesar M. Vincenty Mark Vom·hees Stanley Wagher Thomas K. Walsh
Este esfuerzo constituye una combinaci6n singular de talento de la comunidad academica, de instituciones oficiales, ingenieros y cientfficos. El grupo representa a cientos de afios de experiencia en este campo de la ingenierfa. Queremos expresar nuestro especial agradecimiento a David P. Bova, director de Tecnologfa del agua residual, y a Stephen L. Bishop, director de Tecnologfa del agua, ambos de Metcalf & Eddy, por sus apoyos y consejos durante la preparaci6n del texto. Asimismo, agradecemos a James E. Allen, de la Universidad de Purdue, y a Paul H. King, de la Universidad de Northeastern, por sus revisiones del manuscrito. Finalmente, nuestro agradecimiento y reconocimiento a Eckardt C. Beck, Presidente del Consejo de Metcalf & Eddy Companies, Inc.; RichardT. Dewling, Presidente del Consejo de Metcalf & Eddy, Inc.; y George A. Bicher, Presidente de Metcalf & Eddy, Inc., cuyo estfmulo profesional y apoyo han hecho posible la realizaci6n de este trabajo. John G. Chatas Senior Vice President Metcalf & Eddy, Inc. Director de Tecnolog(a
Toda comunidad genera residuos tanto s6lidos como lfquidos. La fracci6n lfquida de los mismos -aguas residuales- es esencialmente el agua de que se desprende la comunidad una vez ha sido contaminada durante los diferentes usos para los cuales ha sido empleada. Desde el punta de vista de las fuentes de generaci6n, podemos definir el agua residual como la combinaci6n de los residuos lfquidos, o aguas portadoras de residuos, procedentes tanto de residencias como de instituciones publicas y establecimientos industriales y comerciales, a los que pueden agregarse, eventualmente, aguas subterraneas, superficiales y pluviales. Si se permite la acumulaci6n y estancamiento de agua residual, la descomposici6n de la materia organica que contiene puede conducir a la generaci6n de grandes cantidades de gases malolientes. A este hecho cabe aiiadir la frecuente presencia en el agua residual bruta, de numerosos microorganismos pat6genos y causantes de enfermedades que habitan en el aparato intestinal humano o que pueden estar presentes en ciertos residuos industriales. Tambien suele contener nutrientes, que pueden estimular el crecimiento de plantas acuaticas, y puede incluir tambien compuestos t6xicos. Es por todo ello que la evacuaci6n inmediata y sin molestias del agu
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INGENIERIA DE AGUAS RESIDUALES
des e inquietudes econ6micas, sociales y politicas. Con objeto de proporcionar una perspectiva inicial sobre el tratamiento, evacuaci6n y reutilizaci6n del agua residual, en este capitulo se presenta un breve repaso sobre el desarrollo hist6rico de la ingenierfa sanitaria, asf como sobre la situaci6n actual y las nuevas tendencias en este campo. A pesar de no contemplar los aspectos relativos al origen, recogida, conducci6n y bombeo (vease el pr6logo), al final del capitulo se comenta el papel del ingeniero en el campo de la ingenieria sanitaria.
RESIDUALES Las aguas residuales recogidas en comunidades y municipios deben ser conducidas, en ultima instancia, a cuerpos de agua receptores o al mismo terreno. La compleja pregunta acerca de que contaminantes contenidos en el agua residual -y a que nivel- deben ser eliminados de cara a la protecci6n del entorno, requiere una respuesta especffica en cada caso concreto. Para establecer dicha respuesta es preciso analizar las condiciones y necesidades locales en cada caso, y aplicar tanto los conocimientos cientfficos como la experiencia previa de ingenierfa, respetando la legislaci6n y las normas reguladoras de la calidad del agua existentes.
Antecedentes Aunque la captaci6n y drenaje de aguas pluviales datan de tiempos antiguos, la recogida de aguas residuales no aparece hasta principios del siglo XIX, mientras que el tratamiento sistematico de las aguas residuales data de finales del siglo pasado y principios del presente. El desarrollo de la teorfa del germen a cargo de Koch y Pasteur en la segunda mitad del siglo XIX marco el inicio de una nueva era en el campo del saneamiento. Hasta ese momenta se habia profundizado poco en la relaci6n entre contaminaci6n y enfermedades, y no se habfa aplicado al tratamiento de aguas residuales la bacteriologia, disciplina entonces en sus inicios. En Estados Unidos, el tratamiento y eliminaci6n de las aguas residuales no recibi6 demasiada atenci6n a finales del siglo XIX porque los dafios causados por el vertido de aguas no tratadas en las relativamente grandes masas de agua receptoras (comparadas con las europeas) no eran graves, y porque se disponia de grandes extensiones de terreno para su evacuaci6n. Sin embargo, a principios de este siglo, los dafios causados y las condiciones sanitarias impulsaron una creciente demanda de mayor eficiencia en el tratamiento y gesti6n de las aguas residuales.
Situacion actual Se conoce como operaciones unitarias aquellos metodos de tratamiento en los que predominan los fen6menos ffsicos, mientras que aquellos metodos en
INGENIERIA SANITARIA: UNA PANORAMICA
3
los que la eliminaci6n de los contaminantes se realiza en base a procesos qufmicos o biol6gicos se conocen como procesos unitarios. En la actualidad, las operaciones y procesos unitarios se agrupan entre sf para constituir los asf llamados tratamiento primario, secundario y terciario (o tratamiento avanzado). El tratamiento primario contempla el uso de operaciones ffsicas tales como la sedimentaci6n y el desbaste para la eliminaci6n de los s6lidos sedimentables y flotantes presentes en el agua residual. En el tratamiento secundario son procesos biol6gicos y qufmicos los que se emplean para eliminar la mayor parte de la materia organica. En el tratamiento terciario se emplean combinaciones adicionales de los procesos y operaciones unitarias con el fin de eliminar otros componentes, tales como el nitr6geno y el f6sforo, cuya reducci6n con tratamiento secundario no es significativa. Durante los ultimos 40 afios casi se ha triplicado el numero de plantas de tratamiento al servicio de los municipios y comunidades. El Clean Water Act (Decreta federal que se analizara en el Capitulo 4) provoc6 cambios sustanciales en materia de control de las aguas contaminadas, con el fin de conseguir «aguas aptas para bafio y pesca». Segun los estudios mas recientes de la U.S. Environmental Protection Agency [7] (Agencia de Protecci6n del Media Ambiente de los Estados Unidos), existen actualmente en los Estados Unidos de America mas de 15.000 plantas de tratamiento en funcionamiento. El analisis de los datos referentes al tamafio de las plantas de tratamiento contenidos en la Tabla 1-1 nos muestra que alrededor del 81 por 100 de aquellas que necesitan tratamiento corresponden a caudales men ores de 3.800 m 3 /dfa; el 16 por 100 corresponde a caudales comprendidos entre 3.800 m 3 /dfa y 38.000 m 3 /dfa, y en torno al 3 por 100 corresponde a caudales superiores a los 38.000 m 3 /dfa. El analisis de los datos sabre la capacidad total de tratamiento (de proyecto) de las plantas nos indica, asimismo, que en torno al 9 por 100 de la misma corresponde a plantas de tratamiento con caudales de disefio inferiores a 3.800 m 3 /dia; el 25 por 100 corresponde a plantas cuyo caudal de disefio esta entre 3.800 y 38.000 m 3 /dfa, y que el 66 por 100 restante corresponde a plantas con caudales mayo res de 38.000 m 3 /dfa. Estos datos son esencialmente iguales a los que se obtuvieron en estudios similares realizados en 1974, y no se preven cambios apreciables en los mismos durante los pr6ximos 20 afios [7,8]. En la Tabla 1-2 se ofrecen datos sabre el numero de plantas de tratamiento existentes segun el nivel de tratamiento aplicado en las mismas. En 1988, aproximadamente el 11 por 100 de las instalaciones tenia niveles de tratamiento inferiores al secundario, el 76 por 100 correspondfa a instalaciones con tratamiento secundario o tratamientos mas avanzados, y el 12 por 100 carecfan de vertido. El numero de plantas con tratamiento primario se ha reducido considerablemente en relaci6n a las 2.800 instalaciones que se hallaban en funcionamiento en 1974 [8]. Las previsiones indican que durante los pr6ximos 20 afios se producira un incremento del arden del 10 por 100 en el mimero de plantas de tratamiento en Estados Unidos [6]. No obstante, es notable el aumento en el numero de plantas que han mejorado su nivel de tratamiento.
4
INGENIERIA DE AGUAS RESIDUALES
TABLA 1-1 Numero de plantas de tratamiento en funci6n de los caudales a ~6unero
de plantas
Capacidad total (Hun3/dia)
Caudal un3/dia
1988
38-380 380-3.800 3.800-38.000 >38.000 Otros b
5.983 6.589 2.427 446 146
5.497 7.681 3.376 739 81
0,98 8,73 27,17 71,89 0
1,01 10,15 39,87 116,60 0
15.591 c
17.374
108,77
167,63
Total
~ecesarias
1988
~ecesarias
Adaptado de Ia bibliograffa [7]. Datos no disponibles. ' No se incluyen 117 vertidos no tratatos. a
b
Como muestra la Tabla 1-2, senin sustituidas o venin mejorado su nivel de tratamiento casi todas las plantas que en 1988 desarrollaban tratamientos inferiores al secundario y se vera aumentado en cerca del 55 por 100 el numero de plantas con tratamientos superiores al secundario cuando se cubran las necesidades previstas. Es por ello que el futuro se centra principalmente en la mejora de las plantas existentes para dotarlas de procesos de tratamiento secundario y terciario.
TABLA 1-2 Numero de plantas de tratamiento en funci6n del nivel de tratamiento a ~6unero ~ivel
de tratauniento
Inferior al secundario Secundario Mayor que secundario Sin descarga Otros c Total ' Adaptado de Ia bibliograffa [7]. b Segun estudio de necesidades inicialmente aprobado. ' Datos sobre el nivel de tratamiento no disponibles.
1988 1.789 8.536 3.412 1.854 117 15.708
de instalaciones
~ecesidades
48b 9.659 5.293 2.363 11 17.374
Diferencia (1.741) 1.123 1.881 509 (106) 1.666
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Nuevas tendencias y aspectos problematicos Con la aprobacion de las enmiendas a la ley federal sobre el Control de la Contaminacion del Agua de 1972 (Ley Publica 92-500), el Congreso de los Estados Unidos asumio un programa de gran alcance para el control de la contaminacion en los cursos de agua estadounidenses. La legislacion, implicaciones y contenidos de dicho programa se analizan en el Capitulo 4. Existe un conjunto de problematicas y nuevas tendencias que se ponen de manifiesto en varias areas especfficas del tratamiento de aguas residuales, entre las que se encuentran (1) la naturaleza cambiante del agua residual que hay que tratar; (2) el problema de los residuos industriales; (3) el impacto de las aguas pluviales y las fuentes no localizadas de contaminacion; (4) aliviado de colectores unitarios; (5) operaciones de tratamiento, procesos y conceptos; (6) problematica de la salud publica y el medio ambiente; (7) efectividad de los procesos de tratamiento y (8) pequefios sistemas de tratamiento y sistemas individuales. Naturaie:za cambiante de las aguas residuales. El numero de compuestos organicos que se ha conseguido sintetizar desde principios de siglo pasa hoy en dfa del medio millon, y aparecen unos 10.000 compuestos nuevas cada afio. Estos compuestos aparecen en las aguas residuales de la mayorfa de los municipios y comunidades. Hoy en dfa es de gran importancia para los sistemas de recogida y tratamiento de las aguas residuales la presencia en las mismas de compuestos organicos volatiles (COV) y compuestos organicos volatiles toxicos (COVT). En las redes de alcantarillado yen las plantas de tratamiento tambien es importante el control de los olores y, en particular, el control de la generacion de sulfuro de hidrogeno. Parte del incremento en la generacion de sulfuro en las redes de alcantarillado se atribuye ala considerable reduccion de la cantidad de metales presente en los residuos industriales, consecuencia a su vez de la implantacion de un programa efectivo de pretratamiento y control de los vertidos de origen industrial previa a su descarga a las redes de alcantarillado municipales. Paralelamente, se ha observado en ciertos casos una mayor emision de sulfuro de hidrogeno ala atmosfera tanto en la red de alcantarillado como en las instalaciones de cabecera de planta. Antes, el sulfuro que se generaba en las conducciones de alcantarillado, y que ahora se libera en forma de sulfuro de hidrogeno, reaccionaba con los metales presentes en las aguas residuales para formar sulfuros metalicos, tales como el sulfuro ferrico. La liberacion del exceso de sulfuro de hidrogeno ha conducido a una importante aceleraci6n en los procesos de corrosion y deterioro de los colectores de hormigon y de las obras de cabecera de planta, junto a un incremento de la generacion de olores. El control de los olores es un problema de creciente importancia dado que el desarrollo comercial, social y residencial viene condicionado por la presencia de las plantas de tratamiento existentes y condiciona a su vez la ubicacion de nuevas instalaciones.
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El problema de los vertidos industriales. El numero de industrias que vierten residuos a las redes de alcantarillado domesticas ha aumentado notablemente en los ultimos 20 a 30 afios. Se esta replanteando la validez de la practica general de combinar vertidos industriales (pretratados o parcialmente pretratados) con vertidos domesticos debido a los efectos toxicos que a menudo generan los residuos industriales, incluso cuando su presencia se da en concentraciones muy bajas. De cara al futuro, muchos municipios estudian la posibilidad de tratar ambos tipos de vertido por separado, o bien exigir un tratamiento mas avanzado de los vertidos industriales antes de ser vertidos a los colectores de aguas domesticas, con el fin de que no produzcan dafio alguno. lmpacto de las aguas pluviales y las fuentes no localizadas de contaminaci6n. Conforme va aumentando el numero de plantas con tratamiento secundario o avanzado, aumenta la importancia de las aguas pluviales y fuentes no localizadas de contaminacion (p.e. aguas que provienen de zonas de regadio, y que pueden contener a bonos, fertilizantes ... ) en la calidad de los cursos de agua del pafs. En muchos rfos y lagos, apenas sera perceptible la mejorfa provocada por un aumento en los niveles de tratamiento de las plantas hasta que no se controlen las aguas pluviales y las aguas procedentes de fuentes no localizadas de contaminacion. Aliviado de caudales de colectores unitarios. El aliviado de caudales de las redes de alcantarillado de tipo unitario, esta considerado como un problema diffcil y complejo que es preciso resolver, especialmente en el caso de las ciudades mas antiguas. El aliviado de caudales importantes puede tener un efecto importante en la calidad del agua, y puede impedir que se alcancen los objetivos establecidos. El control de este fen6meno puede conducir a importantes modificaciones en los sistemas de recogida de las aguas, contemplando la posibilidad de la construccion de depositos que puedan absorber parte de los caudales punta, o la adopcion de medidas e instalaciones de tratamiento adicionales. Muchas de estas medidas comportan una elevada inversion, y resultan inviables para los municipios pequefios al carecer de sufiente ayuda financiera por parte del gobierno. Este tema y las tecnologfas de control existentes se desarrollan mas adelante, en el Capitulo 15. Operaciones de tratamiento, procesos y conceptos. Actualmente la mayorfa de las operaciones y procesos unitarios empleados en el tratamiento de aguas residuales estan siendo sometidos a una intensa y continua investigacion, tanto desde el punto de vista de ejecuci6n como de aplicacion de los mismos. Como consecuencia de ello se han desarrollado nuevas operaciones y procesos de tratamiento y se han llevado a cabo muchas modificaciones en los procesos y operaciones existentes con el o bjetivo de conseguir su adecuacion a los crecientes y rigurosos requerimientos que se establecen de cara ala mejora ambiental de los cursos de agua [6]. Ademas de las innovaciones y mejoras en los metodos de tratamiento convencionales, se estan investigando y desarrollando metodos de tratamiento y tecnologias alternativas, como puede ser el
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caso del uso de plantas acmiticas. La aparicion de metodos de tratamiento y caracterizacion de aguas residuales mas avanzados depende pues de los buenos resultados obtenidos siguiendo ambas lineas de investigacion [3]. A pesar de que la mayorfa de los compuestos organicos presentes en el agua residual pueden ser tratados usando metodos convencionales, esta creciendo el numero de tales compuestos que no son susceptibles de ser tratados siguiendo dichos procedimientos. Ademas, en muchos de los casos, la informacion es escasa o nula acerca de los efectos que dichos compuestos tienen, a largo plazo, sobre el medio ambiente. Una vez sean conocidos estos efectos, el interes se centrara en el desarrollo de tratamientos especiales para la eliminacion de contaminantes especfficos. La liberacion incontrolada de COV y COVT en las plantas de tratamiento puede conducir ala necesidad de cubrir las instalaciones de pretratamiento y tratamiento primario de las plantas, asi como la implantacion de tratamientos especiales para el proceso de los compuestos que se liberan. En algunos casos puede ser necesario un control previa en origen para eliminar estos compuestos antes de incorporar los residuos a los sistemas de recoleccion. Debido a la naturaleza cambiante de las aguas residuales se esta intensificando el estudio de la tratabilidad de las aguas residuales, especialmente en relacion con algunos compuestos especfficos. Tales estudios son de especial importancia a la hora de proponer y desarrollar nuevas metodos de tratamiento. Por lo tanto, el ingeniero debe comprender las generalidades y metodologfa implicitas en: (1) la estimacion de la tratabilidad de un agua residual (domestica o industrial); (2) La realizacion de estudios en plantas piloto y laboratorios y (3) la transformacion de datos experimentales en parametros de proyecto. La relacion entre el proyecto de la red de alcantarillado y el tratamiento de aguas residuales es objeto de creciente atencion. Durante el transporte del agua residual por la red de alcantarillado, el agua sufre transformaciones tanto qufmicas como biologicas [5,6]. La naturaleza de estas transformaciones depende en gran medida del disefio de la red y de la naturaleza de los residuos. En el futuro, cuando llegue a conocerse con mayor claridad la influencia de estas transformaciones en el tratamiento del agua residual, el proyecto de la red de alcantarillado y el de las instalaciones de tratamiento debera estar coordinado en un grado mucho mayor que en el pasado. Problematica de Ia salud publica y el medio ambiente. En el intento de cumplir las especificaciones del Clean Water Act y sus enmiendas, la procupacion por la salud publica y el medio ambiente esta desempefiando un papel cada vez mas importante en la eleccion y disefio tanto de la red de alcantarillado como de las plantas de tratamiento. Se esta vigilando muy de cerca la emision de contaminantes al medio ambiente. Como ejemplo podemos citar el ya mencionado caso de la emision de COV y COVT en la red de alcantarillado y en las plantas de tratamiento, y que constituye una preocupacion cada vez mayor. Los olores son, a ojos de la opinion publica, una de las preocupaciones ambientales mas serias. Se estan utilizando nuevas tecnicas para cuantificar el desarrollo y movimiento de los olores que pueden emanar de las instalaciones relacionadas con las aguas residuales, y se estan hacienda grandes esfuerzos
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para diseliar instalaciones que minimicen el desarrollo de olores, sean capaces de contenerlos de manera efectiva, y dispongan de tratamientos adecuados para su destrucci6n. Efectividad de los procesos de tratamiento. AI haberse quedado desfasados los programas federales de subvenciones, muchos municipios estan teniendo que tomar decisiones comprometidas en relaci6n a la financiaci6n de las mejoras en la gesti6n de las aguas residuales. Es por ello que se esta estudiando con detalle la efectividad de todas las instalaciones y mejoras de instalaciones existentes que se proponen, especialmente en cuanto al funcionamiento de las plantas de tratamiento, energia, utilizaci6n de recursos, costes de funcionamiento y de mantenimiento, asi como costes de capitalizaci6n. En los ultimos 15 alios se ha invertido mucho dinero en la construcci6n de plantas de tratamiento de aguas residuales. Desgraciadamente, el funcionamiento de muchas de estas instalaciones no ha satisfecho plenamente las condiciones exigidas por la normativa sobre vertidos. En muchos casos, y con sobrecostes importantes, han tenido que ser replanteadas y modificadas instalaciones recien construidas, para cumplir las normas existentes y para asegurar un mejor rendimiento. Actualmente, en varios estados se exige un certificado de funcionamiento antes de que se lleve a cabo el pago de una obra, en el caso de que esta sea beneficiaria de una subvenci6n gubernamental. De cara al cumplimiento de las cada vez mas exigentes normativas sobre vertidos, sera necesario el diselio de plantas de tratamiento mas modernas cuya explotaci6n y mantenimiento sean mas sencillos. La necesidad de conservar y ahorrar energfa es evidente. En la actualidad, el estudio detallado de los aspectos energeticos tiene un papel importante en cualquier proyecto. Se esta prestando gran atenci6n a la elecci6n de procesos que conserven la energia y los recursos de que se dispone. En el proyecto de plantas de tratamiento existe una tendencia cada vez mas generalizada a minimizar el consumo de energia, prestando atenci6n a la ubicaci6n de la planta e incorporando instalaciones que permitan recuperar energfa para el consumo interno de la planta, como es el caso de la instalacion de placas de energfa solar para la elevaci6n de la temperatura en edificios y tanques en los que los procesos de tratamiento que se llevan a cabo asf lo precisen. Los costes de explotaci6n y mantenimiento desempelian tambien un papel importante. Es por ello que el analisis de la explotaci6n de las plantas de tratamiento esta recibiendo creciente atenci6n, especialmente para las pequelias comunidades con presupuestos reducidos puesto que los gastos de explotaci6n corren a cargo, en su totalidad, de las administraciones locales. Por ello esta ganando popularidad la tendencia a buscar asesoria tecnica de profesionales o sociedades ajenas al proyecto para el estudio de todas las modificaciones propuestas, lo cual se esta traduciendo en un ahorro considerable en los costes. Plantas pequenas y sistemas individuales de tratamiento. Durante los ultimos 10 alios, el interes por los sistemas de tratamiento de pequelio tamalio se ha visto a menudo eclipsado por la preocupaci6n por el proyecto, construecion y explotaci6n de grandes infraestructuras regionales [8]. Las plantas de
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pequeiio tamaiio se habfan concebido, con frecuencia, como simples modelos a escala reducida de grandes plantas de tratamiento. Como consecuencia de ello, muchos de ellos consumen gran cantidad de energfa, e incurren en elevados gastos de explotaci6n. Debido a estos argumentos econ6micos, energeticos y ambientales, el proyecto, disefio y explotaci6n de las plantas pequeflas esta . siendo objeto de una concienzuda revision. Se estan desarrollando nuevos y mas modernos diseflos, y se estan empleando tambien nuevos sistemas de tratamiento. En el Capitulo 14, se prestara especial atenci6n a las plantas de pequeflo tamaflo. Dado que la relaci6n entre el mimero de habitantes que vierten ala red de alcantarillado y el numero de habitantes que vierten a sistemas individuales no ha variado sensiblemente en los ultimos 20 aflos, se esta prestando mayor atenci6n al proyecto, explotaci6n y mantenimiento de esta clase de sistemas. Para ello es importante definir y cuantificar los riesgos y peligros que su adopci6n pueda tener sobre la salud publica y la contaminaci6n, asi como establecer las limitaciones para su utilizaci6n. Otro avance y desarrollo reciente es la creaci6n de organizaciones locales para la explotaci6n y mantenimiento de sistemas de tratamiento individuales.
1.2
FANGOS
La evacuaci6n final de los residuos s6lidos, semis6lidos (fangos) y contaminantes concentrados separados del agua residual mediante los diversos procesos de tratamiento, ha sido y continua siendo uno de los problemas mas complejos y costosos en el ambito de la ingenierfa de aguas residuales. La reciente prohibici6n de verter fangos al mar ha eliminado una de las opciones de evacuaci6n empleada en grandes ciudades costeras. Debido ala problematica de la contaminaci6n del aire y de las aguas subterraneas, se esta prestando mucha atenci6n a los metodos de eliminaci6n del fango por incineraci6n y por evacuaci6n al terreno y/o vertederos. Esta siendo promulgada una nueva legislaci6n que limita el vertido de contaminantes al medio ambiente. El mimero y la capacidad de los vertederos existentes se ha reducido, y cada vez es mas diffcil encontrar ubicaci6n para nuevos vertederos capaces de satisfacer las necesidades ambientales, sociales y econ6micas. Como resultado de ello, el tratamiento y evacuaci6n de los fangos se ha convertido en el mayor reto para los ingenieros ambientales.
Antecedentes A primeros del siglo presente, las aguas residuales de la mayorfa de las comunidades se vertian directamente a rfos y corrientes mediante alcantarillado unitario. La acumulaci6n de fangos y el desarrollo de olores y condiciones desagradables surgieron como consecuencia de esta practica. Para solventar estos problemas se introdujo la evacuaci6n separada de las aguas residuales y de las aguas pluviales, y el tratamiento de las aguas residuales. El problema de
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la evacuaci6n de fangos surge como consecuencia de los grandes volumenes de fango que se empezaron a generar con la aparici6n de metodos de tratamiento de las aguas residuales mas modernos y eficientes.
Situacion actual Cuando la agencia estadounidense para la protecci6n del medio ambiente (EPA) estableci6 que el nivel de tratamiento minimo aceptable para el vertido en aguas superficiales debfa ser el tratamiento secundario, aument6 notablemente la cantidad de fango que habfa que evacuar. En la Tabla 1-3 aparecen los datos sobre los metodos de evacuaci6n del fango que estan siendo empleados en la actualidad. Como se puede comprobar a partir de estos datos, la practica mas empleada consiste en la aplicaci6n al terreno o la evacuaci6n a vertedero. La aplicaci6n del fango al terreno esta muy extendida como metodo de evacuaci6n, asi como de recuperaci6n de terrenos marginales para usos productivos y aprovechamiento de los nutrientes contenidos en el fango. No obstante, como ya se ha comentado con anterioridad, la evacuaci6n al terreno y a los vertederos esta viendose sometida a una legislaci6n cada vez mas estricta, amen del problema que existe para la localizaci6n de terrenos para la instalaci6n de nuevos vertederos. Debido a las potenciales limitaciones de la soluci6n a este problema basada en la evacuaci6n a los vertederos, las plantas de compostaje estan ganando credito como metodo para la estabilizaci6n y distribuci6n del fango para su posterior uso como abono o mejorador de suelos. Las tecnologfas de compostaje han sufrido un notable avance en los ultimos anos. Otro metodo muy extendido como soluci6n a este problema, adoptado especialmente en los grandes municipios, es el de la incineraci6n de los fangos, pero cuenta con el inconveniente de que la explotaci6n de incineradoras y el control de las emisiones estan sujetos a mayores restricciones legales. TABLA 1-3 Sfntesis de datos sobre metodos de evacuaci6n y eliminaci6n de fangos a
Porcentaje de plantas segun su tamaiio (m3/dia) Metodo utilizado Aplicaci6n al terreno Evacuaci6n a vertederos controlados Incineraci6n Distribuci6n y comercializaci6n Vertidos al mar Otros Total " Adaptado de Ia bibliograffa [9].
<3.800
3.800-38.000
>38.000
39 31
39 35
1 11
1 13
21 12 32 19
1 17
0 12
12
100
100
100
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Nuevas tendencias y aspectos problematicos El incremento de la producci6n de fangos como resultado de la construcci6n de mayor numero de plantas dotadas de tratamientos secundarios y avanzados, acabani inevitablemente por saturar las actuales vias de evacuaci6n y tratamiento de fangos. Se hanin necesarios nuevos metodos para mejorar el nivel de tratamiento no tan solo de los contituyentes ordinarios de las aguas residuales, sino tambien para la eliminaci6n de compuestos especfficos (p.e. metales, COVT, etc.). La eliminaci6n de estos compuestos causani, a su vez, la producci6n de mayores volumenes de fangos que tambien requerinin tratamiento. En el futuro, la busqueda de metodos mas eficientes para el tratamiento, evacuaci6n y reutilizaci6n de fangos, tales como el procesado termico y el compostaje, debera seguir ocupando en la Iista de prioridades el importante lugar que tiene hoy en dia, o incluso superior. Cuando se redact6 este texto (1989), la EPA habia propuesto una nueva legislaci6n para regular el uso y evacuaci6n de fangos procedentes del tratamiento de aguas residuales. Esta normativa cuantifica los limites para los contenidos de contaminantes y los modos de actuaci6n para: (1) aplicaci6n al terreno; (2) distribuci6n y comercializaci6n; (3) vertederos especificos para fango; (4) incineraci6n y (5) aplicaciones en superficie [2]. A pesar de que no es posible predecir cual sera en el futuro el impacto de esta normativa sobre la metodologia de evacuaci6n y eliminaci6n de fangos, los limites restrictivos propuestos para ciertos constituyentes como el cobre pueden conducir a una reducci6n en las practicas de aplicaci6n de los fangos al terreno y reducir tambien las posibles opciones de reutilizaci6n de los mismos. Para limitar las concentraciones de contaminantes en los fangos aplicados al terreno, comercializados o reutilizados, sera preciso introducir un pretratamiento industrial y un control mas intensos. En los Capftulos 4 y 12 se analizara el efecto de la legislaci6n de fangos sobre el tratamiento de aguas residuales y la evacuaci6n de fangos.
1.3 RECUPERACION Y REUTILIZACJON AGUAS RESJDUALES Aunque el tratamiento secundario constituye un nivel de tratamiento suficiente para la mayoria de los casos, en determinadas circunstancias se hace necesario el tratamiento terciario o avanzado (vease Tabla 1-2). La existencia de tratamientos avanzados incrementa las posibilidades de reutilizaci6n de los fangos, hecho que se tiene en cuenta a la hora de planificar una instalaci6n.
Antecedentes En el pasado, la evacuaci6n de las aguas residuales se llevaba a cabo en la mayoria de los municipios y comunidades de la manera mas sencilla posible, sin tener en cuenta las desagradables condiciones que se daban en ellugar de
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vertido. El riego constituy6, probablemente, el primer metoda de evacuaci6n de aguas residuales, aunque fue la diluci6n el primero en adoptarse de manera generalizada. La evacuaci6n de efluentes y su efecto sabre el media ambiente prec1san hoy en dfa de mayor atenci6n debido al crecimiento industrial y urbana.
El vertido en aguas superficiales continua siendo el metoda de evacuaci6n de aguas residuales mas comun. No obstante, y con el fin de proteger el media ambiente acuatico, los estados individuales junto con el gobierno federal han desarrollado un marco normativo para los cuerpos receptores de agua de los Estados Unidos, ya sean corrientes, rfos o aguas costeras y estuarios. Muchos estados han adoptado medidas mas restrictivas que las dictadas por el gobierno federal. En algunos lugares, las plantas de tratamiento se han disenado y ubicado de tal manera que parte del efluente tratado pueda ser evacuado aplicandose al terreno y reutilizandose para diversos fines, como pueden ser el riego de campos de golf o como agua para refrigeraci6n industrial. Se supone que esta tendencia aumentara en el futuro, especialmente en aquellas localidades y zonas aridas o semiaridas en la que exista escasez de agua.
y En muchos lugares en los que el abastecimiento de agua no es capaz de satisfacer adecuadamente la demanda, es obvio que debe cambiar la vision que se tiene del agua ya utilizada por los municipios y comunidades. No se debe considerar como un residua a eliminar, sino como un recurso. Esta idea sera mas ampliamente aceptada conforme aumenten las zonas que experimentan escasez de agua. Tambien se espera que aumente en el futuro el numero de ciudades que empleen sistemas duales como en St Petersburg (Florida) y Rancho Viejo (California), ciudades en las que los efluentes tratados se emplean para regadfo junto a otros usos para aguas no potables. Puesto que se espera que la reutilizaci6n del agua gane importancia en el futuro, en el Capitulo 16 se analizara el efecto de la reutilizaci6n del agua sobre la planificaci6n y gesti6n de aguas residuales, asi como las potenciales posibilidades de reutilizaci6n.
Despues de ser tratada, el agua residual debe ser evacuada al media ambiente o reutilizada, como acabamos de ver. El metoda mas comun para la evacuaci6n de los efluentes tratados se basa en el vertido y diluci6n en corrientes, rfos, lagos, estuarios o en el mar. Para evitar impactos ambientales adversos, la calidad de los efluentes tratados y vertidos debe ser coherente con los objetivos locales en materia de calidad del agua.
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Durante muchos alios, la evacuacion de efluentes a cuerpos receptores de agua se llevaba a cabo directamente mediante una tuberfa. La mezcla y dilucion del efluente se daba de manera variable, dependiendo de las caracterfsticas naturales del cuerpo receptor. Un aspecto importante en la evacuacion de efluentes consistfa en la capacidad de asimilacion del cuerpo receptor, representada a menudo por la cantidad de materia organica que podia ser vertida sin comprometer los recursos de oxfgeno disuelto presente en el agua. En la actualidad, tambien se esta prestando atencion a los efectos medioambientales de otros constituyentes tales como los solidos en suspension, nutrientes y componentes toxicos, y como pueden ser asimilados por el medio ambiente acuatico de manera segura.
y La evacuacion de efluentes se centra en el transporte de contaminantes en el medio ambiente y los procesos de transformacion que se dan. En muchos casos es preciso llevar a cabo un riguroso analisis para asegurar que la evacuacion de los efluentes se lleva a cabo dentro del marco normativo para la proteccion del medio ambiente. Para el analisis del transporte se emplean modelos matematicos que incluyen el uso de balances de materia, mientras que para la descripcion de la respuesta del sistema ffsico se emplean expresiones cineticas. Adoptando un modelo para los sistemas fluviales y costeros, es posible conocer la capacidad de asimilacion de dichos sistemas, lo cual permite predecir el impacto de los vertidos. La oxidacion, las transformaciones bacterianas, la fotosfntesis y la respiracion son algunas de las importantes transformaciones que se dan durante este proceso. En el Capitulo 17 se analizan las tecnicas empleadas para el analisis de la evacuacion de efluentes y sus potenciales efectos ambientales.
En la practica, la ingenierfa sanitaria comprende la concepcion, planificacion, evaluacion, proyecto, construccion, explotacion y mantenimiento de los sistemas necesarios para alcanzar los objetivos de la correcta gestion del agua residual. En la Tabla 1-4 se citan los principales elementos de los sistemas de tratamiento de las aguas residuales, relacionandolos con los marcos de accion y responsabilidades del ingeniero en cada caso. Para la correcta comprension de todos los aspectos de la ingenieria sanitaria, es preciso el conocimiento de los metodos que se emplean para determinar las caracterfsticas y caudales de las aguas residuales (Capitulos 2 y 3). De cara al disefio de sistemas de tratamiento de aguas residuales perfectamente integrados, tambien es necesario estudiar los aspectos relativos al control en origen, recoleccion, transmision y bombeo [5].
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El objetivo principal de este libro (Capitulos 4 a 17) se centra en los dos ultimos elementos que aparecen en la Tabla 1-4: (1) tratamiento y (2) evacuaci6n y reutilizaci6n. Estos ambitos de la ingenieria de aguas residuales, como los restantes, han estado y continuan estando en un periodo dinamico de desarrollo. Las antiguas ideas estan siendo reconsideradas, y se estan formulando nuevos conceptos. Para jugar un papel activo en el desarrollo de este campo, el ingeniero debe conocer los fundamentos en los que se basa. Establecer estos fundamentos se convierte pues, en el objetivo ultimo de este libro. TABLA 1-4 Principales elementos de Ia gesti6n de aguas residuales y su relaci6n con el ingeniero
Elemento
Tarea del ingeniero
Capitulo
Origen de las aguas residuales
Estimacion de los caudales residuales, evaluacion de las tecnicas para su reduccion y determinacion de las caracterfsticas del agua residual. Proyecto de plantas para el tratamiento parcial de las aguas antes de su vertido ala red de alcantarillado (ligado principalmente a vertidos industriales. Proyecto de redes de alcantarillado para la evacuacion del agua residual generada en los diferentes orfgenes. Proyecto de grandes alcantarillas (a menudo llamadas colectores o interceptores), estaciones de bombeo y conductos de impulsion para el transporte de las aguas residuales a las plantas de tratamiento y demas instalaciones para su procesado. Seleccion, analisis y diseflo de operaciones y procesos de tratamiento para conseguir unos objetivos especificos de tratamiento relacionados con la eliminacion de los contaminantes del agua residual. Proyecto de instalaciones utilizadas para la evacuacion y reutilizacion del efluente tratado en medio acuatico y terrestre, asf como la evacuacion y reutilizacion de los fangos. Proyecto de instalaciones de recogida, tratamiento, evacuacion y reutilizacion de las aguas residuales de residencias individuales y pequeflas comunidades.
2, 3
Control en origen (pretratamiento)
Sistemas de recogida
Transporte y bombeo
Tratamiento (agua residual y fango)
Evacuacion y reutilizacon
Sistemas de pequeflo tamafloc
b
b
4-13, 15
12, 13, 16, 17
14
Aunque el diseiio de sistemas de pretratamiento para las aguas industriales no se estudia especfficamente en este texto, sf son aplicables los principios que se estudian en los Capftulos 4-13. b No se estudia en este texto. Consultese la bibligraffa [5], texto de la misma colecci6n. ' Los sistemas de tamaiio reducido incluyen todos los elementos que aparecen en la tabla. a
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1.6 REFERENCIAS BIBLIOGRAFICAS 1.
2. 3.
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9. 10. 11.
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La determinacion de los caudales de agua residual a eliminar de una determinada poblacion es fundamental ala hora de proyectar las instalaciones para su recogida, tratamiento y evacuacion. De cara a la obtencion de un disefio adecuado a las necesidades, y de cara tambien ala minimizacion y equitativo reparto de los costes entre los diversos municipios agrupados para tratar conjuntamente sus residuos, es preciso conocer datos fiables sobre los caudales que se quiere tratar. En aquellos casos en los que los datos sobre caudales sean escasos o inexistentes, es preciso estimarlos partiendo de otras fuentes de informacion que guarden estrecha relacion con los mismos, como puede ser el caso de los datos sobre consumo de agua. El objetivo de este capitulo es desarrollar los principios basicos para establecer adecuadamente los caudales de aguas residuales que se generan en una comunidad. Los aspectos a considerar incluyen: (1) definicion de los componentes que constituyen el agua residual; (2) datos sobre abastecimiento y consumo de agua y su relacion con los caudales de aguas residuales; (3) fuentes de generacion de aguas residuales y sus caudales; (4) analisis de los datos y (5) metodos para la reduccion de los caudales de aguas residuales. En cuanto a informacion sobre la determinacion de caudales para el disefio de redes de alcantarillado y la medicion de caudales de agua residual, se recomienda consultar el texto, de esta misma coleccion, que aparece en la bibliograffa de este capitulo [6]. En el Capitulo 6 se analizan los metodos para la determinacion de caudales que se emplean en las plantas de tratamiento. 17
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La composicion de los caudales de aguas residuales de una comunidad depende del tipo de sistema de recogida que se emplee, y puede incluir los siguientes componentes: 1.
Agua residual domestica (o sanitaria). Procedente de zonas residenciales o instalaciones comerciales, publicas y similares. 2. Agua residual industrial. Agua residual en la cual predominan vertidos industriales. 3. Infiltraci6n y aportaciones incontroladas (I/I). Agua que entra tanto de manera directa como indirecta en la red de alcantarillado. La infiltracion hace referencia al agua que penetra en el sistema a traves de juntas defectuosas, fracturas y grietas, o paredes porosas. Las aportaciones incontroladas corresponden a aguas pluviales que se descargan ala red por medio de alcantarillas pluviales, drenes de cimentaciones, bajantes de edificios y tapas de pozos de registro. 4. Aguas pluviales. Agua resultante de la escorrent:fa superficial.
Para la evacuacion de las aguas residuales y pluviales se emplean tres tipos de redes de alcantarillado: redes sanitarias, pluviales y unitarias. En los casos en los que se recoge por separado las aguas residuales (red sanitaria) y las pluviales (red de pluviales), los caudales de aguas residuales estan compuestos por: (1) agua residual domestica, (2) agua residual industrial y (3) infiltraci6n y aportaciones incontroladas. En los casos en los que se emplea una unica red de alcantarillado (red unitaria), debemos afiadir las aguas pluviales a estos tres componentes. En ambos casos, los porcentajes atribuibles a cada uno de los componentes dependen de las caracterfsticas particulares de la zona y de la epoca del afio. En las zonas dotadas de red de alcantarillado, la determinacion de los caudales se lleva a cabo, normalmente, a partir de series historicas o de datos obtenidos en aforos por medicion directa. Para las redes de nueva construecion, los caudales correspondientes se obtienen del analisis de los datos de poblacion y las dotaciones de agua previstas, asi como a partir de estimaciones de los caudales de agua residual per capita en poblaciones de caracterfsticas similares. Estos aspectos se analizan con mayor extension mas adelante en este capitulo.
LOS CAUDALES DE AGUAS A LOS DATOS ABASTECIMIENTO En aquellos casos en los que no es posible medir directamente los caudales de aguas residuales y no se dispone de series historicas de los mismos, los datos
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sobre el abast~cimiento de agua ala comunidad pueden resultar de gran ayuda para estimar los caudales de aguas residuales. En este apartado se estudianin las caracterfsticas de los datos de abastecimiento de agua, y de que manera pueden ser empleados para estimar los caudales de aguas residuales. Para aquellos casos en los que no se dispone tampoco de los datos de abastecimiento, se dan valores tfpicos de dotaciones segun el tipo de usuario, aparatos domesticos e industriales, y la fracci6n del agua de abastecimiento que se convierte en agua residual, datos que pueden ser utiles para estimar el caudal de agua residual que genera una comunidad.
Agua para uso Normalmente se suele dividir el uso publico del agua en cuatro categorfas: (1) uso domestico (agua para uso general y sanitario); (2) uso industrial (no domestico); (3) servicio publico (extinci6n de incendios, mantenimiento de infraestructuras, y riego de espacios verdes) y (4) perdidas en la red y fugas. En la Tabla 2-1 se dan valores tfpicos per capita de estos usos. En esta secci6n tambien se hara hincapie en la importancia de clasificar los usos del agua de cara a estimar los caudales de aguas residuales.
TABLA 2-1
Valores tfpicos de los usos publicos de agua en los Estados Unidos a Caudal (1/hab · dia)
Uso
Intervalo
Media
Porcentaje respecto al caudal medio
Domestico Industrial (no domestico) Servicio publico Perdidas y fugas
150- 490 40- 380 20- 75 40- 150
225 265 40 95
36,4 42,4 6,0 15,2
250-1.095
625
100,0
a
Bibliograffa [8].
Uso Domestico. El uso domestico del agua comprende el agua abastecida a zonas residenciales, comercios, instituciones y espacios recreacionales, y se mide a partir de contadores individuales. Los usos a los que se destina incluyen el agua que se bebe, la usada para limpieza, higiene, fines culinarios, evacuaci6n de residuos, y regado de jardines y zonas verdes particulares. Basandose en los caudales medios que aparecen en la Tabla 2-1, se puede comprobar que se destina al uso domestico mas de una tercera parte de la dotaci6n de agua.
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Zonas Residenciales. El agua que se consume se emplea tanto para usos interiores, p.e. lavabos y duchas, como para usos exteriores como lavar el cache o regar el jardfn. En la Tabla 2-2 se dan valores tfpicos para los usos interiores. En cuanto al consumo para usos exteriores, es dificil proporcionar valores tfpicos pues esta muy ligado a la irrigaci6n de espacios verdes, por lo cual varfa mucho en funcion de la situacion geografica, el clima y la epoca del a:i'io. TABLA 2-2
Distribuci6n tfpica de los consumos interiores en residencias a, b Porcentaje del total
Uso Bailer as Lavavajillas Grifos Duchas Retretes Perdidas en los retretes Lavadoras
8,9 3,1
11,7 21,2 28,4 5,5 21,2 100,0
" Adaptado de Ia bibliograffa [9]. Sin dispositivos para el ahorro en el consumo.
b
Comercios. El agua consumida para fines higienicos y sanitarios depende en gran medida del tipo de actividad que se desarrolla (p.e. el consumo en una oficina comparado con el de un restaurante). En la Tabla 2-3 se proporcionan valores tfpicos para los consumos de agua para diferentes tipos de establecimientos comerciales. Para grandes consumidores como tuneles de lavado y lavanderfas, deberfan hacerse cuidadosas estimaciones sabre los consumos actuales. TABLA 2-3
Establecimientos comerciales: Valores tfpicos de los consumos a Caudal (1/unidad · dia) Usuario
Hotel Albergue Motel Motel con cocina Lavanderia (self-service) Oficina Lavabos publicos Restaurante (incluido lavabo) Convencional Comida nipida Bar Centro comercial Cine Convencional Autocine
lnstituciones. El agua que se consume en hospitales, colegios y residencias se mide normalemente en base a alguna medida del tamafio y servicio que se presta (p.e. medidas por estudiante o por cama). En un colegio, por ejemplo, el consumo sera muy diferente del consumo normal si se trata de un internado. En la Tabla 2-4 se proporcionan valores representativos de los consumos de agua en este tipo de instalaciones. TABLA 2-4 lnstituciones: Valores tfpicos de los consumos a
Caudal (l/unidad · dia) Usuario
Unidad
Intervalo
Valor tipico
Sala de actos Hospital medico
Asiento Cam a Empleado
5-15 490-1.000 20-50
10 550 40
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TABLA 2-4
(Cont.)
Caudal (Jllmidad · dia) u~mario
Unidad
Intervalo
Hospital psiquiatrico
Cama Empleado Reclus a Empleado Residente Empleado
300-570 20-50 300-570 20-50 20-450 20-50
450 40 450 40 340 40
Estudiante Estudiante Estudiante Estudiante
55-110 40-75 20-50 190-380
95 55 40 280
Prision Asilo Colegio, diurno Con cafeteria, gimnasio y duchas Solo con cafeteria Sin cafeteria ni gimnasio Colegio, internado
Valor tipico
" Adaptado parcialmente de la bibliograffa [7] y [8].
TABLA 2-5 Espacios recreacionales: Valores tfpicos de los consumosa,b
Caudal (1/unidad · dia) U1mario
Unidad
Intervalo
Valor tipico
Apartamento, zona turfstica Bolera Campamento Excursionista Para nifios, lavabos comunitarios De dia, sin comidas De dia, con comidas De lujo, baiio privado Caravana, roulotte Zona de acampada, desarrollada Club de campo
Persona Pista
190-265 570-950
225 760
Persona Persona Persona Persona Persona Caravana Persona Socia presente Empleado Persona Visitante Visitante Cliente Empleado Visitante
Dormitorio, barracon Recinto ferial Zona de picnic, con lavabos Piscinas y playas Centro de visitas
" Adaptado parcialmente de la bibliograffa [7] y [8]. b Salvo que se especifique expresamente, se supone que las instalaciones estan dotadas de suministro de agua, retretes y lavabos
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Espacios recreacionales. Instalaciones tales como piscinas, boleras, campings, centros turfsticos y clubes de tenis o golf incluyen usos del agua de muy diversa indole. En la Tabla 2-5 se proporcionan valores tipicos para los diferentes usos. Uso Industrial. La cantidad de agua con que los municipios abastecen a las industrias para su uso en los diferentes procesos de producci6n presenta una gran variabilidad. Las industrias grandes consumidoras de agua, como las refinerias, las qufmicas y las conserveras, suelen abastecerse al margen de las redes publicas de abastecimiento de agua. En cambio, industrias cuyas necesidades y consumos son bastante menores, como las dedicadas a productos de tecnologfa, sf se abastecen a traves de las redes publicas. En la Tabla 2-6 se ofrecen datos sobre los consumos que cabe esperar de las industrias en funci6n de los diferentes procesos que se llevan a cabo. En la pnictica, debido a que los usos industriales del agua son muy variados, es conveniente estudiar con detenimiento tanto el origen del agua utilizada como los residuos producidos. TABLA 2-6
lndustrias: Valores tfpicos de los consumos
Industria Conservera J udias verdes Melocotones y peras Otras frutas y verduras Quimica Amoniaco Di6xido de carbono Lactosa Azufre Alimentaria y bebidas Cerveza Pan Envasado de carne Productos hicteos Whisky Pasta y papel Pasta Papel Textil Blanqueado Tinte a
b
Peso en vivo. Algod6n.
Caudal (m3/ton producto)
45-65 14-18 4-32 90-270 51-80 545-725 7-9 9-15 2-4 15-20 a 9-20 50-70 225-720 110-140 180-270 b 25-50
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Servicio y de El agua destinada a los servicios publicos representa el menor de los componentes del uso publico del agua, e incluye el abastecimiento de los edificios publicos, las bocas de incendios, la irrigacion de espacios verdes municipales, y el mantenimiento de infraestructuras. En este ultimo termino englobamos diversos usos del agua como la desinfeccion de depositos y conducciones y las descargas de limpieza en tomas de agua, conducciones y redes de alcantarillado. Solo una pequefia parte del agua empleada para estos usos llega a la red de alcantarillado, excepto en el caso de los edificios publicos. Perdidas en Ia y Con este termino englobamos los usos y conexiones no autorizados, las lecturas y calibraciones incorrectas de los contadores, los contadores mal dimensionados y los sistemas de control inadecuados. Las fugas se producen como consecuencia del envejecimiento de la red, calidad de los materiales de construccion y falta de mantenimiento. Como resultado de todos estos factores las perdidas en la red alcanzan valores de entre el 10 y el 12 por 100 de la produccion para los sistemas de distrubucion mas modernos (menos de 25 afios) y entre ellS y el 30 por 100 en los sistemas mas antiguos. En el caso de pequefias redes de distribucion, estos valores pueden llegar a alcanzar el 50 por 100 de la produccion. Entre el 40 y el 60 por 100 de estas perdidas son atribuibles a errores en los contadores [1]. Es por ello que aunque los datos sobre abastecimiento y consumo pueden ser de utilidad para estimar los caudales de aguas residuales, debemos verificarlos cuidadosamente. Estimaci6n del consumo de a de los de abasteciLas entidades que gestionan el abastecimiento de agua de los diferentes municipios y comunidades guardan en sus archivos informacion de naturaleza diversa. Esta informacion incluye normalmente los datos sobre la cantidad de agua demandada o producida incorporada a la red de distribucion (a menudo Hamada consumo), y datos sobre el agua realmente utilizada. Es importante observar que en la realidad se consume menos agua de la suministrada a la red. La diferencia entre ambos valores representa la cantidad de agua perdida (perdidas en la red) o no contabilizada en los sistemas de distribucion, a la que hay que afiadir la cantidad de agua utilizada para diversos servicios publicos, que pueden no disponer de contadores. Por ello es necesario conocer los datos reales de agua consumida si se pretende emplear los datos de abastecimiento como base para la obtencion de los caudales de aguas residuales. No debemos incluir como agua consumida la correspondiente a los consumos no autorizados y las fugas, puesto que es agua que no se recoge en la red de alcantarillado. En el Ejemplo 2-1 se analizan datos de archivos municipales para determinar el consumo y las perdidas y fugas en una red de distribucion.
Ejemplo 2=1. Estimaci6n del consume de agua a de los datos del abastec:imiento de agua. Una compafiia de distribuci6n abastece agua de un pozo a una pequefia comunidad de 147 consumidores. Se dispone de los registros de datos
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del agua bombeada ala red. Recientemente, la compafiia ha instalado contadores en las conexiones de todos los consumidores, y se han obtenido los siguientes datos: Abastecimiento (m3/mes)
Factnraci6n (m3/mes)
Mayo Junio Julio
1.414,1 1.421,0 1.407,6
1.033,6 1.104,3 1.086,3
Media (m 3 /dfa)
46,116
35,046
Mes
A partir de los datos de abastecimiento, determinar la cantidad de agua consumida y las perdidas de la red de distribucion. De acuerdo con los datos urbanfsticos, en la zona de estudio se considerani una poblacion de 2,43 personas por consumidor. Solucion
1.
Determinacion del consumo medio diario por habitante. Se realiza a partir de los datos de las facturaciones, pues son las medidas del agua realmente consumida. Consumo diario =
Determinacion de las perdidas como la diferencia entre el agua suministrada y el agua realmente consumida. Perdidas en la red= =
(46,116 - 35,046) x 100% , 46 116 24%
Comentarios. En muchos casos es preciso revisar los datos correspondientes a las mediciones de los contadores puesto que suelen ser responsables, en gran parte, de las perdidas computadas en la red de abastecimiento. Cuando se producen diferencias importantes entre la produccion y el consumo como en el ejemplo propuesto, es conveniente analizar las posibles causas. Esto es debido a que si no se tiene en cuenta el valor de las perdidas al analizar los datos de abastecimiento, los valores que se obtienen para los consumos pueden distar bastante de la realidad.
Consumo de agua diversos aparatos domesticos. En la Tabla 2-7 se especifican valores tipicos de los consumos para algunas aplicaciones y aparatos domesticos. A pesar de que los valores pueden variar considerablemente, pueden ser de utilidad en el caso de que no se disponga de datos mas precisos.
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TABLA 2-7
Valores tfpicos de los caudales de diversos aparatos domesticos a
Aparato/actividad
Unidad
Intervalo
Valor tipi.co
Lavadora automatica Lavavajillas automatico Barrera Fuente de caudal continuo (para beber) Lavavajillas industrial: Tipo cinta transportadora, a 100 kN/m 2 Tipo rejilla estacionaria, a 100 kN/m 2 Manguera de incendios, 38 mm, 13 mm en boquilla, 20 m de carga Manguera de incendios, 38 m de carga, 19 mm Triturador de basura, uso domestico Manguera de jardfn, 16 mm, 8, de carga Manguera de jardfn, 19 mm, 8 m de carga Aspers or Aspersor para cesped, 28 m 2 , 2,5 em Lavabo Retrete, valvula de descarga discontinua, a 170 kN/m 2 Retrete, con cisterna
Establecer una comparaci6n directa entre los registros de abastecimiento de diferentes municipios o comunidades suele conducir a errores. En algunos municipios, grandes cantidades de agua dedicadas a usos industriales se obtienen de fuentes privadas, mientras que en otros municipios las industrias se abastecen de las redes dde distribuci6n publicas. Ademas, como se ha comentado anteriormente, las perdidas y fugas tambien varian bastante. En este apartado se analizan otros aspectos que tienen influencia en la variabilidad en el uso del agua. Factores que afectan al uso publico del agua. El clima, el tamafio de la comunidad, la densidad, el nivel econ6mico, la economia del agua, la fiabilidad y calidad del servicio y el grado de implantaci6n de contadores en la red son factores que afectan al uso publico del agua. Clima. Factores climaticos tales como las temperaturas y las precipitaciones pueden afectar de manera considerable a los valores de los consumos. Debido fundamentalmente al aumento en las necesidades de riego, el consumo
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se maximiza en epocas secas y con altas temperaturas. Los ciclos ecologicos tambien pueden afectar a los consumos, y son diferentes para las distintas zonas geognificas. Tamano de Ia comunidad. No afecta tan solo a los valores de consumo por habitante sino tambien a los consumos maximos. Los consumos presentan mayores variaciones respecto al consumo media cuanto menor es el tamafto de la comunidad, apareciendo maximos y minimos mas acusados. Densidad. La densidad, en cuanto ala estructura de las viviendas (unifamiliares, comunidades de vecinos y apartamentos), influye tanto en los consumos para uso interior como en los consumos para uso exterior. Las viviendas unifamiliares suelen tener mas aparatos consumidores de agua, como lavadoras y lavavajillas, que los apartamentos. En cambio, las necesidades de agua para consumo exterior suelen ser menores en los bloques de apartamentos y comunidades de vecinos que en las viviendas unifamiliares, principalmente a causa de las menores necesidades de riego. Nivel econ6mico. El nivel economico y adquisitivo de una comunidad tambien afecta al consumo de agua, y en consecuencia al caudal de agua residual que genera. El consumo de agua y el caudal de agua residual son mayores cuanto mayor es el nivel de vida, aumento que puede ser debido, en parte, al mayor uso de aparatos que consumen agua como lavadoras, lavavajillas o trituradores de basura [2]. Fiabilidad y calidad serviCIO. Un serv1c10 de calidad y que sea fiable favorece el consumo de agua. Un servicio pobre, en terminos de escasez o falta de presion en periodos secos, de mal sabor o con alto contenido en minerales, puede derivar en un menor consumo de agua. Economfa del agua. La economfa del agua se puede dar de diferentes maneras: (1) la introduccion de restricciones en casas de emergencia, como las sequfas, para conseguir una reduccion del consumo a corto plazo, o (2) la implantacion de programas de actuacion de largo alcance para conseguir la reduccion permanente del consumo, mediante la instalacion de dispositivos que economicen el consumo. En casos de emergencia, puede ser necesario reducir el consumo tanto voluntaria como obligatoriamente para el mejor aprovechamiento de recursos afectados por periodos de sequfa. Este es, por ejemplo, el caso de algunas zonas de Oakland (California), en las que las medidas para economizar el uso del agua consiguieron reducir el consumo entre el 25 y el 35 por 100 durante la sequfa de los aftos 1977 y 1978 [3]. La mayor parte de esta reduccion se consiguio limitando el uso del agua para cubrir necesidades exteriores. Es de esperar que en el futuro aumente considerablemente la instalacion de dispositivos que reduzcan el consumo. Muchas de las normativas de construccion locales que existen en la actualidad especifican la instalacion obligatoria de inodoros con caudales reducidos.
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De cara a la estimaci6n de los caudales de aguas residuales a partir de los datos de consumo, es de particular importancia el efecto de la economia en los usos interiores del agua. En el apartado 2-5 se analiza detalladamente la influencia que tiene en este sentido la instalaci6n de dispositivos que reduzcan el consumo y, consecuentemente, los caudales de aguas residuales generados. El nivel de ahorro en el consumo que se consigue en la realidad depende del nivel de implantaci6n, a gran escala, de las medidas establecidas para la economfa del agua. Para mayor informacion sabre la efectividad de los programas especfficos para la reducci6n del consumo, puede ser util consultar la bibliograffa que se propane al final de este capftulo [9]. ~""""""'~ de servicio dotadas de contadores. El cobra a los usuarios de redes de distribuci6n dotadas con contadores se lleva a cabo normalemente en funci6n del agua consumida. En las redes en las que no existen contadores, se cobra una cantidad fija independientemente de la cantidad de agua utilizada. El hecho de introducir contadores y hacer las facturas en base a tarifas prefijadas evita de manera indirecta el despilfarro por parte de los usuarios de la red, tendiendo a reducir el consumo. En las redes de distribuci6n dotadas con contadores, las perdidas y los malgastos suponen entre el 10 y el 20 por 100 de la dotaci6n del sistema, mientras que en redes no dotadas de contadores suponen porcentajes mayores (alrededor del 30 por 100).
Fluctuaciones en el consumo de Aunque es importante conocer los consumos medias, es igualmente importante disponer de datos sabre las fluctuaciones en el consumo. En la Tabla 2-8 se proporcionan datos respresentativos de estas fluctuaciones. El consumo maximo se presenta en dos situaciones diferentes: en los meses de verano, para satisfacer las necesidades de riego de calles y jardines, y en invierno, epoca en la que se hace circular grandes cantidades de agua para evitar que se hielen conducciones y tuberfas. TABLA 2-8
Fluctuaciones tfpicas del agua en abastecimientos municipalesa
Porcentaje respecto a la media anual
Media diaria en el mes maximo Media diaria en la semana: maxima Maximo diario Maximo horario a b
Bibliograffa [8]. 1,5 X maximo diario.
Intervalo
Valor tipico
110-140
120 140 180
120-170 160-220 225-320
270b
CAUDALES DE AGUAS RESIDUALES
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Las variaciones horarias en el consumo de agua tambien tienen un papel importante en relacion con los caudales de aguas residuales que se generan. Por lo general, la curva de descarga de las alcantarillas es muy parecida a la curva de consumo, pero con un retraso de algunas horas. En algunos lugares, las industrias utilizan grandes cantidades de agua procedentes de fuentes de suministro privadas, y que se vierten a las redes de alcantarillado publico en horario laboral. Esto tiende a provocar que el caudal punta de aguas residuales sea mayor que el caudal derivado de la fluctuacion normal del abastecimiento municipal de agua.
Debido a que las aguas residuales estan constituidas principalmente por agua utilizada, es preciso hacer una estimacion de la proporcion del agua abastecida que llega a las alcantarillas. Una parte importante del agua abastecida no llega a la red de alcantarillado, ya sea por su uso en procesos de produccion, irrigacion de espacios verdes, mantenimiento de infraestructuras, apagado de incendios, o porque corresponda a perdidas y fugas o usuarios no conectados a la red de recogida. Entre el 60 y el 85 por 100 del consumo por habitante se convierte en agua residual. Si no se tiene en cuenta el papel que desempefian tanto la infiltracion como las aportaciones incontroladas, se pueden obtener estimaciones satisfactorias de los caudales de aguas residuales mediante la aplicacion de porcentajes adecuados a los datos de abastecimiento. Sin embargo, una infiltracion excesiva, las aguas pluviales y el agua obtenida de fuentes particulares suministrada a determinadas industrias pueden hacer que los caudales de aguas residuales superen los registros de abastecimiento de la red publica. Excluyendo la contribucion de las aguas pluviales y suponiendo que no se produzcan variaciones considerables en los usos industriales del agua, la relacion entre agua abastecida y agua residual generada no varia demasiado de un afio para otro en comunidades con redes de alcantarillado bien disefiadas.
En esta seccion se proporciona informacion relativa a como estimar los caudales medios de agua residual de origen domestico e industrial, asi como los derivados de la infiltracion y las aportaciones incontroladas. Tambien se facilita informacion acerca de las posibles variaciones en estos caudales, variaciones que deben establecerse antes de proyectar la red de alcantarillado y las instalaciones de tratamiento.
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Origen y caudales de residuales domesticas
aguas
Las zonas residenciales y los centros comerciales constituyen las pricipales fuentes de generaci6n de aguas residuales domesticas, aunque tambien debe tenerse en cuenta la importante contribuci6n que representan los edificios institucionales y los espacios recreacionales. Mas adelante se proponen metodos para estimar los caudales para instalaciones que se van a construir en el futuro, mientras que para las existentes es conveniente disponer de medidas tomadas mediante campafias de aforos directos. Los caudales para asentamientos de pequefio tamafio (menos de 1.000 habitantes) pueden variar considerablemente con respecto a los estimados para poblaciones mas grandes, raz6n por la cual son objeto de un estudio mas detallado en el Capitulo 14. Zonas residenciales. En muchas zonas residenciales, la determinacion de los caudales de aguas residuales suele hacerse en base a la densidad de poblaci6n y a la contribuci6n a las aguas residuales por habitante, empleando valores tipicos como los que aparecen en la Tabla 2-9. En grandes barrios residenciales resulta aconsejable realizar las estimaciones en funci6n de la superficie que ocupan y las densidades de poblaci6n previstas. En caso de que sea posible, es conveniente basarse en datos reales de zonas residenciales de caracteristicas similares. TABLA 2-9
Zonas residenciales: Caudales de agua residual tfpicos a
Caudal (1/unidad · dia) Fuente
Unidad
Intervalo
Valor tipico
Apartamento Alto standing Nivel medio
Persona Persona
132-280 198-300
190 245
Hotel
Cliente
115-210
170
Residencia individual Vivienda media Vivienda clase alta Vivienda de lujo Vivienda antigua Segunda residencia
Persona Persona Persona Persona Persona
170-340 225-380 280-570 115-225 95-190
265 300 360 170 150
Motel Con cocina Sin cocina
Unidad Unidad
340-680 285-570
380 360
Zona caravaning
Persona
115-190
150
" Adaptado parcialmente de Ia bibliograffa [7].
CAUDALES DE AGUAS RESIDUALES
En el pasado, los estudios de crecimiento de la poblaci6n que se empleaban para la estimaci6n de los caudales de aguas residuales eran a menudo responsabilidad del ingeniero, pero hoy en dfa estin disponibles en los diferentes organismos de planificaci6n del territorio locales, regionales y estatales. En caso de no estar disponibles estos datos, puede consultarse la bibliograffa que se propane al final del capitulo para informacion acerca de los metodos que se emplean para determinar el crecimiento de la poblaci6n [5]. Zonas comerciales. Los obtenci6n de los caudales de agua residual que se generan en las zonas comerciales se basa normalmente en la comparaci6n con datos de zonas existentes o de futura implantaci6n, y suelen expresarse en m 3 jha ·d. Los valores tfpicos para las zonas comerciales oscilan entre los 7.5 a 14 m 3 /ha ·d. Debido a esta gran variabilidad, no deberfan escatimarse esfuerzos en la busqueda de datos referentes a instalaciones similares. Para determinados centros comerciales, las estimaciones pueden hacerse a partir de los datos de la Tabla 2-10. TABLA 2-10 Establecimientos comerciales: Caudales de aguas residuales tfpicos a
Caudal (m3/unidad · dia) Fuente
Unidad
Aeropuerto Estaci6n de servicio Bar Grandes almacenes Hotel Edificio industrial (solo aguas sanitarias) Lavanderfa (self-service) Oficina Restaurante Centro comercial
Centros institucionales. En la Tabla 2-11 se ofrecen datos sobre los caudales de agua residual, fundamentalmente domestica, que se generan en instituciones publicas. Es conveniente hacer notar, de nuevo, que los valores varian
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considerablemente en funcion de la region, el clima, y el tipo de institucion. De cara al proyecto de instalaciones, la mejor fuente de informacion es siempre la de centros existentes de similares caracteristicas. TABLA 2-11 Centros institucionales: Caudales de agua residual tfpicos a
Caudal (m3/unidad · dia) Fuente
Unidad
Intervalo
Valor tipico
Hospital medico
Cama Empleado Cam a Empleado Recluso Empleado Residente
470-900 20-55 285-530 20-55 285-570 20-55 190-455
625 40 380 40 435 40 320
Estudiante Estudiante Estudiante Estudiante
55-115 40-75 20-65 190-380
95 55 40 285
Hospital psiqui:Hrico Prision Asilo Colegio, diurno Con cafeteria, gimnasio y duchas Solo con cafeteria Sin cafeteria ni gimnasio Colegio, internado " Adaptado parcialmente de Ia bibliograffa [2].
Espacios y centros de recreo. Los caudales que se generan en este tipo de instalaciones varian de manera muy acusada en funcion de la epoca del afio, dado que su actividad es marcadamente de temporada. En la Tabla 2-12 se dan datos sobre los caudales de aguas residuales que se generan en esta clase de centros.
y
industriales
Los caudales de aguas residuales no domesticas generadas en las diferentes industrias dependen del tipo y tamafio del centro industrial, el grado de reutilizacion del agua y el pretratamiento que se de al agua utilizada, en el caso de que exista pretratamiento alguno. Con el empleo de tanques de retencion y regulacion es posible hacer frente a las frecuentes puntas de los caudales. Para zonas industriales en las que no se empleen procesos humedos, los valores tfpicos de proyecto de los caudales se situan en el intervalo de 9 a 14 m 3 /ha · d para zonas de escaso desarrollo industrial, y en torno a los 14 a 28 m 3 /ha · d para zonas con un desarrollo industrial medio. En aquellos casos en los que se conozca perfectamente la naturaleza de la actividad industrial que se desarrolla, se pueden emplear los valores de la Tabla 2-6. Para las industrias en
CAUDALES DE AGUAS RESIDUALES
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TABLA 2-12 Centros de recreo: Caudales de aguas residuales tfpicos a
Caudal (m3/unidad · dia) Usuario
Unidad
Intervalo
Valor tipico
Apartamento, zona turfstica Refugio, zona turfstica Cafeteria
Persona Persona Cliente Empleado Persona Asiento Socio presente Empleado Persona Por comida Persona Cliente Cliente Empleado Usuario Empleado Butaca Visitante
Zona de acampada, desarrollada Bar Club de campo . Campamento de dfa, sin comidas Corned or Dormitorio, barrac6n Hotel, zona turfstica Tienda, zona turfstica Piscina Cine Centro de visitas " Adaptado parcialrnente de Ia bibliograffa [7].
las que no se reutiliza internamente el agua, podemos asumir que entre el 85 y el 95 por 100 del agua empleada en los diversos procesos se convierte en agua residual, mientras que en las grandes industrias con sistemas de reutilizaci6n de agua es preciso llevar a cabo estudios mas detallados. En cuanto a la contribuci6n de las industrias a los caudales de aguas residuales domesticas, esta se situa en valores del orden de 30 a 95 L/hab ·d.
lnfiltraci6n y aportaciones En la Figura 2-1 se ilustran los caudales que se recogen en la red de manera incontrolada, infiltraci6n y conexiones incontroladas, y que se definen de la siguiente manera: Infiltraci6n. Agua que entra en la red de alcantarillado a traves de tuberias defectuosas, juntas, conexiones entre elementos de la red y paredes de los pozos de registro. Aportaciones permanentes. Agua proviniente del drenaje de s6tanos y cimentaciones, circuitos de refrigeraci6n y drenaje de zonas pantanosas y manantiales. Este tipo de aportaciones permanentes pueden ser medidas e incluidas como parte de la infiltraci6n.
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INGENIERIA DE AGUAS RESIDUALES
Period a 1icipitaciones
Caudales by-pasados o aliviados medidos o estimados Caudal total de aguas residuales
I "' u"' ""0 :::J
I
Curva de caudales de agua residual tfpica en tiempo seco, obtenida antes de las precipitaciones
2
3
Caudales
4
5
Tiempo, en dfas
FIGURA 2-1 ldentificaci6n grafica de Ia infiltraci6n y las aportaciones incontroladas.
Aportaciones directas. Incluyen las aportaciones de la escorrentia superficial a la red sanitaria, circunstancia que provoca el aumento casi instant:ineo de los caudales de agua residual. Los posibles origenes son los bajantes de edificios, drenajes de terrazas y patios, tapas de pozos de registro, alcantarillas unitarias, y conexiones incorrectas entre alcantarillas de pluviales y de aguas residuales. Total de aportaciones incontroladas. La suma de las conexiones directas en cualquier punto de la red y la suma de todos los caudales recogidos en la red aguas arriba de ese punto, ya sea gracias a desbordamientos, bypasses de estaciones de bombeo o similares. Aportaciones retardadas. Aguas pluviales cuyo drenaje e incorporaci6n a la red de alcantarillado se produce al cabo de algunos dfas despues de las precipitaciones. En este apartado se pueden incluir las descargas de los sistemas de bombeo para el drenaje de s6tanos y la filtraci6n de agua en los pozos de registro de zonas anegadas.
Las enmiendas introducidas en el Water Pollution Control Act en 1972 fueron las que propiciaron el interes en la definicion e identificaci6n tanto de la infiltraci6n como de las aportaciones incontroladas, puesto que convirtieron en requisito indispensable para la obtenci6n de subvenciones federales para la construcci6n de instalaciones de tratamiento de aguas residuales la demostraci6n de que las redes de alcantarillado disefiadas no presentaban problemas relacionados con este tipo de aportaciones. Para decidir si resulta mas rentable
CAUDALES DE AGUAS RESIDUALES
35
la reparacion y adecuacion de las redes de alcantarillado para evitar la infiltracion y las aportaciones incontroladas 0 bien dimensionar para caudales mas grandes, es preciso llevar a cabo analisis que contemplen tanto el coste como la efectividad de la actuacion. AI corregir y reducir la infiltracion y las aportaciones incontroladas «sellando» la red de alcantarillado, se obtienen mejoras en el servicio y beneficios para ala comunidad como la desaparicion de los problemas de acumulacion de aguas residuales y desbordamiento de las conducciones, mejora en la efectividad de las instalaciones de tratamiento, y mejor aprovechamiento de la capacidad hidraulica de la red. En el texto de esta misma coleccion que se propane en la bibliograffa de este capitulo [6], se analiza detalladamente los procedimientos para estudiar el problema de la infiltracion y las aportaciones incontroladas, y se incluye un ejemplo de analisis coste-efectividad. En este apartado tambien se estudiara el problema del exceso de infiltracion y aportaciones incontroladas puesto que ambos terminos tienen efectos importantes en la determinacion de los caudales en las plantas de tratamiento. Para mayor informacion al respecto, consultese la bibliografia que se propane al final del capitulo [12]. lnfiltraci6n en las alcantarillas. Parte de las aguas pluviales discurre rapidamente por las alcantarillas pluviales y otros tipos de conducciones de desagtie, parte se evapora, y el resto se infiltra en el terreno convirtiendose en agua subterranea. La proporcion de agua que se infiltra depende de la naturaleza de la superficie, las caracteristicas del suelo, y de la cantidad y distribucion de las precipitaciones segun las estaciones. Toda reduccion en la permeabilidad del terreno, ya sea por la presencia de edificios y calzadas o por heladas, se traduce en un aumento de la escorrentfa superficial y una reduccion en las posibilidades de infiltracion de las aguas pluviales. En terrenos muy impermeables o con subsuelos muy densos la cantidad de agua infiltrada puede resultar inapreciable, mientras que en terrenos arenosos, en los que el agua fluye con mayor facilidad, el agua infiltrada puede llegar a suponer entre el 25 y el 30 por 100 de las precipitaciones. La infiltracion de agua procedente de rios y otros cuerpos de agua puede afectar al nivel freatico de las zonas proximas, provocando continuas subidas y bajadas en el mismo. Los niveles freaticos altos pueden provocar infiltraciones en las alcantarillas, circunstancia que aumenta la cantidad de agua residual y coste de evacuacion. Esta infiltracion de agua subterranea puede tomar valores de entre 0,0094 y 0,94 m 3 /d · mm · km e incluso superiores. Los milfmetros-kilometros (mm · km) de una red de alcantarillado se obtienen como la suma de los productos de los diametros de las conducciones (en mm) por sus longitudes correspondientes (en km). Dicho de otra manera, la infiltracion puede tomar valores entre los 0,2 y los 28m 3 jha ·d. En las epocas de lluvias intensas, cuando puede entrar agua en la red a traves de las tapas de los pozos de registro y pueden producirse aportaciones incontroladas ademas de la infiltracion propiamente dicha, se pueden alcanzar valores de hasta 470 m 3 /ha ·d. El agua que resulta de la infiltracion y las aportaciones incontroladas es una componente variable de las aguas residuales, y depende de la calidad de los materiales y mano de obra empleados en la construccion de las alcantarillas y las conexiones a los edifi-
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cios, asf como del tipo de mantenimiento y de la altura del nivel freatico en relaci6n a la ubicaci6n de la red de alcantarillado. En una comunidad, las primeras conducciones de alcantarillado se colocan normalmente en los valles, cerca de los cursos de agua e incluso, en algunos casos, por debajo de los lechos de los mismos. Como consecuencia de ello estas conducciones pueden recibir grandes cantidades de agua filtrada de aguas subterraneas comparado con las alcantarillas contruidas mas tarde a cotas superiores. Cuanto mayor es la relaci6n entre la superficie edificada o pavimentada de una comunidad respecto de la superficie total de la misma, mayor es la proporci6n de agua pluvial que fluye rapidamente hasta las redes de pluviales y cursos de agua y menor la proporci6n de agua que se infiltra en el terreno y que puede introducirse en la red sanitaria. La intensidad y la cantidad de agua infiltrada depende de la longitud de las alcantarillas, del area servida, de las condiciones topograficas y del terreno, y hasta cierto punto de la densidad de poblaci6n, pues de ella depende el numero y longitud total de conexiones a las casas. A pesar de que la altura del nivel freatico depende en gran medida de las precipitaciones, es frecuente que las perdidas debidas a uniones defectuosas, porosidad del hormig6n y existencia de grietas hayan hecho descender el nivel freatico hasta el nivel de la alcantarilla. La mayoria de las alcantarillas construidas durante la primera mitad de este siglo tenian juntas de mortero de cemento o juntas hechas con mezclas bituminosas aplicadas en caliente. Los pozos de registro eran normalmente de fabrica de ladrillo. El deterioro de las juntas (tanto entre tuberias como entre tuberfas y pozos de registro) y de los recubrimientos de impermeabilizaci6n de las obras de fabrica ha hecho que estas redes antiguas tengan un alto potencial de infiltraci6n. En el disefio moderno de alcantarillas se ha reducido notablemente la infiltraci6n gracias al uso de tuberias de alta calidad, pozos de registro prefabricados y juntas de aro de goma u otros materiales sinteticos. Todo parece indicar que la implantaci6n de estos y otros materiales mas modernos favorecera un descenso en el ritmo de crecimiento de la infiltraci6n en el tiempo respecto del observado en las conducciones antiguas. incontroladas a las alcantarillas. Como ya se ha comentado antes, las aportaciones permanentes se incluyen como parte de la infiltraci6n medida. Las aportaciones directas, por su parte, pueden provocar aumentos instantaneos en los caudales que circulan por la red sanitaria. En el Ejemplo 2-2 se muestra el efecto de las aportaciones incontroladas sobre los caudales punta que hay que tratar en las plantas de tratamiento.
Ejemplo 2-2. Evaluaci6n de las perdidas y las aportaciones incontroladas a partir de los caudales de agua residual. En una gran ciudad se han observado elevados caudales de agua residual durante la epoca humeda del afio. El caudal medio de agua residual correspondiente a la epoca seca del afio, en la que son despreciables el efecto tanto de la infiltraci6n como de las aportaciones incontroladas, es de 128.000 m 3 /dfa. Durante la epoca humeda, en la que el nivel freatico es alto, el caudal
CAUDALES DE AGUAS RESIDUALES
37
media registrado fue de 240.000 m 3 /dfa, valor para el calculo del cual no se tuvieron en cuenta los dfas en los que se produjeron precipitaciones importantes. Durante la ultima tormenta se obtuvieron datos de los caudales horarios tanto de los periodos de caudal punta como de los dfas inmediatamente posteriores a las precipitaciones, datos que se representan en la figura adjunta. Calcular la infiltraci6n y las aportaciones acumuladas, y determinar si la infiltraci6n es excesiva. Se considerara como excesiva infiltraci6n, de acuerdo con los criterios de la agencia de regulaci6n local, valores por encima de los 0,752 m 3 /dfa · mm · km de alcantarilla. La red de alcantarillado tiene 270.000 mm-km. 760.000
Determinacion de la infiltraci6n y las aportaciones incontroladas durante la epoca humeda. a)
Debido a que la infiltraci6n es despreciable durante la epoca seca, podemos calcularla para la epoca humeda como el caudal punta menos el caudal base (correspondiente a la epoca seca del afio): Infiltraci6n
=
=
b)
(240.000 -128.000) m 3 /dfa 112.000 m 3 /dfa
El valor de las aportaciones incontroladas horarias max1mas se puede determinar gr::ificamente a partir de la figura adjunta como la diferencia entre en caudal maximo horario en tiempo humedo durante la tormenta, y el caudal correspondiente al dfa anterior a la tormenta, puesto que en ambas circunstancias podemos considerar como identica la contribuci6n de la infiltraci6n. En este caso, las aportaciones incontroladas maximas tomanin el valor: Aportaciones incontroladas
= =
(680.000- 300.000) m 3 /dfa 380.000 m 3 /dfa
38
INGENIERIA DE AGUAS RESIDUALES
2.
Determinacion de si la infiltraci6n es o no excesiva. a)
Calculo de la infiltraci6n como cociente entre el caudal calculado y los milfmetros-kil6metros de la red de alcantarillado. Infiltraci6n
b)
112.000 m 3 /dia 270.000 mm · km =0,415 m 3 /dfa
= -----'---
De acuerdo con el criteria de la agencia local de regulaci6n, la infiltraci6n que se registra en la red de alcantarillado no resulta excesiva.
Comentario. En este ejemplo, el caudal punta durante la tormenta resulta ser 5,3 veces mayor que el caudal medio en tiempo seco. Tal y como se comentani en el Capitulo 5, resulta un factor demasiado elevado para el tamafio de la red de alcantarillado. Puesto que las aportaciones acumuladas representan casi el 50 por 100 del caudal punta y obligan al aumento de la capacidad hidniulica de las plantas de tratamiento, es preciso tomar medidas encaminadas a reducirlas, para reducir la carga hidniulica tanto de la red de alcantarillado como de las instalaciones de tratamiento.
en los caudales de agua residual En este apartado se analizan brevemente las variaciones debidas a usos industriales, las variaciones a corto plazo, y las variaciones estacionales de los caudales de aguas residuales. La metodologfa de amilisis de los datos y definicion de las variaciones de los caudales se estudian en el apartado 2.4. Va.ria.ciones a corto pla.zo. Los caudales de agua residual registrados en las plantas de tratamiento siguen aproximadamente una ley de variaci6n diaria como la que aparece en la Figura 2-2. En las primeras horas de la manana, en las que el consumo de agua es minimo, tambien son mfnimos los caudales que se registran, caudales compuestos fundamentalmente por aguas infiltradas y pequenas cantidades de agua residual domestica. La primera punta se alcanza cuando llega a las plantas de tratamiento el agua correspondiente al consumo punta, a ultima hora de la manana. La segunda punta suele darse a ultima hora de la tarde, entre las 19 y las 21 h, aunque depende tanto del tamano de la comunidad como de la longitud de la red de alcantarillado. Cuando son mfnimas las aportaciones externas e incontroladas a la red, las curvas de variaci6n de los caudales de aguas residuales son muy semejantes a las curvas de abastecimiento aunque presentan un retardo de algunas horas. Salvo que se concentre en un dfa especffico de la semana el desarrollo de actividades con influencia sobre los caudales de agua residual, como lavar la ropa, las leyes de variaci6n de los caudales de agua residual son identicas para todos los dfas laborables de la semana. En la Figura 2-3 se representa graficamente la variaci6n tipica semanal de los caudales de aguas residuales, tanto para periodos humedos como para perfodos secos.
CAUDALES DE AGUAS RESIDUALES
39
0,20
"' 0,15
~
--"' ""0
::l
u"' 0,05
OL----L----~--~L_
12M
4AM
8AM
___ L_ _ _ _L __ _~
12N
4PM
8PM
12M
Tiempo, en dfas
FIGURA 2-2 Variaci6n horaria tfpica de los caudales de agua residual domestica.
0,20
Caudal diario 0,15
OL-----L-----~----~-----L----~----~L---~
D
L
M
X
J
v
s
FIGURA 2-3 Variaci6n diaria y semanal tfpica de los caudales de agua residual domestica.
Variaciones estaciom.l.les. Las variaciones estacionales en los caudales de aguas residuales se hacen especialmente patentes en zonas turisticas, pequefias comunidades con colegios y universidades, yen zonas en las que las actividades tanto comerciales como industriales se concentran en diferentes epocas del afio. La variaci6n que cabe esperar depende tanto de la actividad que se desarrolla como del tamafio de la comunidad. En la Figura 2-4 se
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expone el caso de Lake Arrowhead (California) como ejemplo de estas variaciones estacionales asf como de la influencia de las infiltraciones y las aportaciones acumuladas en los caudales observados. En el periodo estival, los caudales aumentan debido a la mayor ocupaci6n en centros recreacionales y turfsticos. La epoca del afio en la que se registran mayores caudales es en invierno y principia de la primavera, debido a que sube el nivel de las aguas subtemineas y con el la cantidad de agua infiltrada.
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Mes
FIGURA 2-4 Aportaciones pluviales y caudales de agua residual mensuales en Arrowhead (California).
Variaciones Es diffcil predecir la distribuci6n en el tiempo de los caudales residuales de origen industrial, pues aunque las industrias suelen generar caudales aproximadamente constantes, estos pueden variar notablemente si se produce el cierre temporal de una fabrica (descenso en los
CAUDALES DE AGUAS RESIDUALES
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caudales) o se decide limpiar una instalacion o renovar el agua de los circuitos internos (aumento en los caudales). A pesar de que los cambios y modernizaci6n de los procesos internos pueden conducir a una reduccion de los vertidos, la ampliacion y expansion industrial puede incrementarlos. En los casos en los que esten previstas instalaciones para el tratamiento conjunto de los residuos, debe prestarse especial atencion a la prevision de caudales de origen industrial tanto si el estudio corresponde a las industrias, como si corre a cargo de los servicios tecnicos municipales o es encargado a un ingeniero consultor. Los vertidos industriales son especialmente problematicos en plantas de tratamiento de pequefio tamafio, en las que la capacidad de absorber descargas instantaneas es bastante limitada.
Es necesario analizar con detenimiento, a partir de los datos disponibles, las caracterfsticas y variaciones de los caudales de aguas residuales, pues afectan en gran medida al disefio hidraulico tanto de las redes de alcantarillado como de las instalaciones de tratamiento. En la red de alcantarillado y en las plantas de tratamiento se pueden observar caudales diferentes, debido a la laminaci6n que se produce en la red. Los caudales punta pueden ser absorbidos en parte por la capacidad de almacenado de la red de alcantarillado.
Caudales
diseno
En aquellos casos en los que se disponga de los datos de caudales en las estaciones de bombeo y plantas de tratamiento, se deben analizar los caudales de, como mfnimo, los dos ultimos alios. Las series de datos correspondientes a periodos de tiempo mas largos se pueden utilizar para establecer los cambios y tendencias en las variaciones de los caudales. Mediante el analisis de los datos de caudales deben obtenerse importantes parametros, entre los cuales podemos destacar: Caudal media diario. Es el caudal medio en 24 horas obtenido a partir de los datos de todo el afio. Los caudales medias se emplean para la determinacion de la capacidad de una planta de tratamiento y para obtener los caudales de disefio. Tambien se puede emplear para evaluar los castes de bombeo, inversion en productos qufmicos, volumen de fangos y carga organica. Caudal maximo diario. Maximo caudal en 24 horas obtenido a partir de los datos anuales de explotacion. Es de especial interes en el proyecto de elementos que contemplen un cierto tiempo de retencion, como puede ser el caso de tanques de homogeneizacion o de cloracion.
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INGENIERIA DE AGUAS RESIDUALES
Caudal punta hararia. Es el caudal horario punta que se da en un periodo de 24 horas, obtenido a partir de los datos de explotacion anuales. Es de interes para el disefio de colectores, estaciones de bombeo de aguas residuales, medidores de caudal de aguas residuales, desarenadores, tanques de sedimentacion, tanques de cloracion, y conducciones y canales de una planta de tratamiento. En el Capitulo 5 se estudia la obtencion de caudales punta mediante el uso de los factores de punta. Caudal minima diaria. El caudal mfnimo registrado en 24 horas a partir de los datos de explotacion. Conocerlo es importante de cara al disefio de conducciones en las que se pueda producir sedimentacion cuando circulan caudales pequefios. Caudal minima hararia. El caudal horario permanente minimo que se presenta en un periodo de 24 horas, obtenido a partir de datos anuales. La informacion sobre caudales horarios mfnimos es necesaria para determinar posibles efectos sobre algunos procesos y para el dimensionamiento de caudalfmetros, especialmente de aquellos que controlan los sistemas de adicion de reactivos. En algunas plantas, tales como las de filtros percoladores, se precisa la recirculacion del efluente tratado para mantener el proceso durante periodos en los que el caudal afluente es bajo. Los caudales minimos son importantes en el bombeo de las aguas residuales, con objeto de asegurar la adecuacion de los grupos motobomba a los caudales que hay que bombear. Caudal permanente. Es el caudal cuyo valor persiste o es excedido durante un numero especificado de dfas consecutivos, obtenido a partir de datos anuales. La informacion sobre los caudales permanentes es u.til para el dimensionamiento de tanques de regulacion y otros elementos hidniulicos de la planta. En la Figura 2-5 se muestra un ejemplo de representacion grafica de la relacion entre caudales permanentes punta y minimo. Cuando se pretenda desarrollar curvas similares, debe utilizarse el maximo periodo disponible en que se haya realizado aforos.
estadfstico
caudales de aguas residuales
En el desarrollo de sistemas de gestion de aguas residuales suele ser necesario determinar las caracterfsticas estadfsticas de los caudales. El primer paso en la obtencion de las caracteristicas estadfsticas de una serie de datos consiste en ver si los datos se ajustan a una distribucion normal o si son datos sesgados. En la mayorfa de los casos practicos, la determinacion del tipo de distribucion se lleva a cabo representando los datos en diferentes papeles probabilfsticos y comprobando si pueden o no ser ajustados por una recta. Si se trata de una distribucion normal, los parametros que se emplean para caracterizar la serie de datos incluyen, entre otros, la media, la mediana, la moda, la desviacion tfpica, el coeficiente de asimetrfa y el coeficiente de curtosis [ 4,13,14]. Si se trata de una distribucion sesgada, resultan relevantes tanto la media geometrica como la desviacion tfpica. En el Ejemplo 2-3 se ilustra como obtener los parametros estadisticos a partir de los datos de caudales.
43
CAUDALES DE AGUAS RESIDUALES
30 Nlrmero de dfas consecutivos durante el periodo de registro en que se mantuviron los caudales
FIGURA 2-5 Relaci6n entre el caudal medio y los caudales permanentes maximos y mfnimos para perfodos de tiempo inferiores a 30 dfas.
Ejemplo 2-3. Am11isis estadfstico de caudales de agua residua!. Determinar las caracterfsticas estadfsticas de los siguientes datos trimestrales de caudales obtenidos de los vertidos correspondientes a ciertas explotaciones industriales. A partir de los datos, estimar el maximo caudal semanal para un afio entero de explotaci6n. Semana mimero
Caudal (m3/semana)
1
768 803 985 888 996 1.078 1.061
2 3 4 5 6 7
Semana mlimero
8 9 10 11
12 13
Caudal (m3/semana)
971 1.007 912 863 840 828
Soluci6n 1.
Determinar gnificamente, mediante la representaci6n de los datos en papel de probabilidad, si la distribuci6n de los datos corresponde a una distribuci6n normal o sesgada (log-normal): a) Confeccionar una tabla de an:ilisis de datos con tres columnas, como la descrita a continuaci6n:
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INGENIERIA DE AGUAS RESIDUALES
En la primera columna, la numeracidn de los datos. En la segunda columna, los datos ordenados en orden creciente. En la tercera columna, su probabilidad asociada, p = [m/(n + 1)]100, con n = numero total de datos y m = numero de orden del dato correspondiente.
1. 2. 3.
Se usa el valor (n + 1) en lugar den para considerar la posibilidad de que se den caudales o bien superiores al maximo de los datos, o bien inferiores al minimo de ellos. Nlimero orden
Representar los caudales semanales y sus probabilidades tanto en papel aritmetico como logaritmico. A continuaci6n se adjuntan las gnificas correspondientes. Debido a que ambas graficas se ajustan bien con una recta, podemos adoptar para los datos ambos tipos de distribuci6n, lo cual indica que la distribuci6n no es marcadamente sesgada, y que podemos aplicar los metodos estadfsticos habituales para la distribuci6n normal.
b)
1.200
10.000
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c
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c
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en en cr) en
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100 o..
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OOOOLO l.!':l r----eo en m
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0?
OJ
en. . en. . m en en %de valores iguales o inferiores a! valor indicado (b)
m
CAUDALES DE AGUAS RESIDUALES
2.
45
Determinacion de las caracteristicas estadisticas de los datos de caudales. a)
Confeccion de una tabla de analisis estadfsticos para obtener las cantidades necesarias para determinar los panimetros estadfsticos. Caudal
Observando estos datos podemos ver que esta distribucion es ligeramente asimetrica (coef. de asimetrfa 0,152 frente al valor 0 de la normal), y que es bastante mas aplanada que la normal (coeficiente de curtosis 1,78 frente al valor 3 de la normal). 3.
Determinacion del caudal semanal maximo anual. a)
Determinar el factor de probabilidad.
m
m
Punta semanal = - - = - - = 0 981 n + 1 52+ 1 ' b)
Determinacion grafica del caudal correspondiente al percentil 98.1 Caudal semanal punta= 1.002 m 3jsemana
Comentario. El analisis estadfstico de los datos es de gran importancia para el proyecto de las plantas de tratamiento de aguas residuales. En el Capitulo 5 se estudia la aplicacion de los metodos de analisis estadfstico para la obtencion de otros parametros de disefio.
Dada la importancia del ahorro tanto de recursos como de energfa, los procesos que puedan llevar a la reduccion tanto de los caudales de aguas residuales domesticas como de la carga contaminante de las mismas estan ganando interes. La reduccion de los caudales de agua residual depende directamente de la reduccion en el consumo interior de agua, motivo por el cual, desde este
CAUDALES DE AGUAS RESIDUALES
47
punto de vista, los terminos caudal de agua residual domestica y consumo interior de agua son identificables. En la Tabla 2-13 se comparan los consumos (y la cantidad de agua residual por habitante correspondiente) entre viviendas dotadas de dispositivos para la reducci6n del consumo y viviendas no dotadas de estos elementos. En la tabla se hace referenda a dos niveles de implantaci6n de dispositivos de ahorro en el consumo: (1) elementos que afectan al conjunto de la vivienda, como restrictores de caudal y (2) reducci6n del consumo mediante la utilizaci6n de aparatos consumidores de agua de bajo consumo, como lavavajillas o inodoros de bajo consumo de agua. TABLA 2=13 Comparaci6n entre los consumos interiores de viviendas con elementos para Ia reducci6n del consumo y viviendas no dotadas de estos dispositivos a
l/hab· dia
Usos
Baneras Lavavajillas Grifos Duchas Retretes Perdidas en retretes Lavadoras Total
Sin dispositivos de reducci6n
Con de Nivell
Nivel 2
26,5 7,6 34,0 60,6 83,3 15,1 60,6
26,5 3,8 34,0 45,4 72,9 15,1 53,0
26,5 3,8 30,3 30,3 53,0 30,3 49,3
287,7
250,7
223,0
" Adaptado de Ia bibliograffa [9].
En la Tabla 2-14 se describen los principales aparatos y dispositivos que se emplean para la reducci6n del consumo, mientras en la Tabla 2-15 se comparan los caudales a los que se puede reducir el consumo mediante la adopci6n de estos dispositivos con los caudales que se consumen con aparatos convencionales. Otro metodo para reducir los caudales de aguas residuales domesticas consiste en limitar la instalaci6n y utilizaci6n de los aparatos que consuman agua, como lavavajillas y trituradores de basura. En muchas comunidades se especifica, en la construcci6n de nuevas residencias, la implantaci6n de uno o mas elementos que reduzcan el consumo, y en otras se ha limitado la instalaci6n de trituradores de basuras. Ademas, tambien se ha observado la tendencia ala adopci6n de estas medidas voluntariamente por parte muchas personas, preocupadas por el problema de la escasez de agua.
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INGENIERIA DE AGUAS RESIDUALES
TABLA 2-14 Aparatos y sistemas de reducci6n de caudales
Descripci6n
Difusor de grifo
Ducha con limitador de caudal
Retretes de caudal reducido V
Kits de reduccion de consumo para cuartos de bafio
Retretes con sistemas de retencion Detector de fugas en los retretes Lavavajillas de consumo eficiente Lavadora de consumo eficiente
Incrementa el poder de aclarado del agua afiadiendo aire y concentrando el caudal, reduciendo por lo tanto la cantidad de agua usada en ellavado. Restringe y concentra el paso del agua por medio de orificios que limitan y desvfan el flujo, para un optimo aprovechamiento por parte del usuario. Reducen Ia cantidad de agua en cada descarga. Mantiene la presion del agua de la casa por debajo de la de la red de distribucion, reduciendo los caudales y la probabilidad de escapes y goteos. Consisten en sistemas de restriccion del agua en las duchas, retretes con sistemas de retencion y tabletas para la deteccion de perdidas en las cisternas de los retretes. Una division en la cisterna que reduce el volumen de agua en cada descarga. Pastillas que se disuelven en la cisterna y colorean el agua, que se emplean como trazadores. Reducen la cantidad de agua empleada. Reducen la cantidad de agua empleada.
TABLA 2-15 Reducciones obtenidas con Ia implantaci6n de elementos y sistemas de reducci6n de caudales a, b
Reducci6n obtenida (l/ha b · dia o
Difusor de grifo Duchas con limitador de caudal 11 1/min 1,9 ljmin Retretes de caudal reducido 13 ljdescarga 1,9 1/descarga Valvula de reduccion de presion, por 100 Sistemas de reduccion para lavabos Retretes con sistemas de retencion Detectores de fugas en retretes l/dia · retrete Lavavajillas de consumo eficiente Lavadora de consumo eficiente a b
Adaptado de la bibliograffa [9], [10] y [11]. Comparado con sistemas sin dispositivos de reducci6n de caudales.
2 27
53 30 76 11-23 15-27 15
91 4 6
CAUDALES DE AGUAS RESIDUALES
2.1.
49
Si las aguas residuales de la ciudad A fluyen a un tanque de aireaci6n con tiempo de detenci6n de 6 horas (volumenjcaudal) bajo condiciones de caudal medio, (,Cwil serfa el tiempo de detenci6n de 8 de la manana a 2 de la tarde? Utilfcese la variaci6n del caudal de la figura adjunta.
Hora del dfa
2.2.
2.3.
2.4.
2.5.
2.6.
Se va a instalar una red de alcantarillado en una zona de camping que tiene capacidad de acampada para 200 personas, bungalows para 100 personas y apartamentos de temporada para 50 personas. Se supone que las personas que ocupan los bungalows utilizan el comedor para 3 comidas al dia, y que existe una cafeteria con capacidad para 50 personas, que presenta una clientela media de 150 personas al dia, en la que trabajan 4 empleados. Asimismo, se preve una asistencia diaria a los centros de visita del 50 por 100 de la capacidad del camping. Otras instalaciones incluyen: lavanderfa con 10 lavadoras, un bar con capacidad para 20 personas, y 3 estaciones de servicio (7,5 m 3 /d · estaci6n). Determinar el caudal medio de agua residual en m 3 /dia utilizando los caudales unitarios de proyecto de la Tabla 2-12. Obtener de algun organismo local los datos de tres aflos tanto de dotaciones como de consumos y numero de consumidores en la red de abastecimiento. Determinar las perdidas que se producen en la red. Calcular el consumo medio por habitante a partir del tamaflo medio de las viviendas. Empleando los datos del Problema 2.3, (,Se puede observar alguna tendencia en el consumo de agua? Determinar los diferentes facto res que puedan modificar las tendencias de consumo actuales. En el caso de que durante el periodo del que se dispone de datos se haya pasado una epoca de sequia, £,en cminto se redujo el consumo durante el periodo de sequia? Obtener de una planta de tratamiento de aguas residuales los registros de caudales correspondientes a un aflo de explotaci6n. A partir de estos datos, determinar el caudal medio, los caudales maximo y minima diario, y los caudales maximo y mfnimo horario. Calcular los cocientes que los relacionan con el caudal medio. A partir de los datos de los Problemas 2.3 y 2.5, calcular la relaci6n que existe entre el agua abastecida y los caudales de agua residual registrados. (,Responde esta relaci6n a los valores que se proporcionan en este capitulo?
INGENIERIA DE AGUAS RESIDUALES
2.7.
2.8. 2.9. 2.10.
2.11.
2.12.
A partir de los datos del Problema 2.5, calcular el factor que relaciona el caudal punta de agua residual con el caudal medio, y comparar este valor con los que se proporcionan en la Figura 2-5. Realizando un analisis estadfstico y representando en un papel de probabilidad los datos del Problema 2.5, determinar la media, la desviacion tfpica y el caudal maximo con probabilidad de ocurrencia de 1 dfa al afio. Estimar la relacion existente entre el caudal punta horario en periodos humedos y el caudal medio diario para periodos secos a partir de la grafica de Ia Figura 2-3. Estimar la demanda para el dfa maximo y la hora maxima si se supone que los consumos medios del Ejemplo 2-1 son representativos de los consumos medios anuales. Si enla comunidad del Ejemplo 2-1 se instauraran medidas para la economfa del agua y se proveyera a cada vivienda de un sistema de reduccion del consumo compuesto por un difusor de grifo, retretes con sistemas de retencion, y una ducha que limita el caudal a 11 1/min, (1) calcular el ahorro que se conseguirfa en las viviendas en las que se intalara este sistema y (2) calcular la demanda correspondiente a la hora maxima del dfa maximo, y comparar los resultados con los obtenidos en el Problema 2.10. Una planta de tratamiento ha venido registrando caudales de agua residual altos en los meses humedos. Los caudales medios mensuales registrados son los que aparecen en la tabla adjunta. El rapido incremento de los caudales que corresponde a los meses de invierno se atribuye principalmente al aumento de la infiltracion y de las aportaciones incontroladas, correspondiendo a Ia infiltracion el 67 por 100 del exceso de caudal. Se considera que es necesario reparar 331,5 km de conducciones de la red de alcantarillado con un coste de 62.150 $/km, y que dicha medida solo reducirfa la infiltracion en un 30 por 100. i, Cuantos afios se tardarfa en cubrir los gastos de reparacion con el dinero ahorrado en el coste del tratamiento de las aguas si se supone que los caudales futuros van a ser los mismos que los que figuran en la tabla? El coste actual del tratamiento de las aguas es de 0,25 $/m 3 , y se supone que crecera con un incremento del 6 por 100 anual. Supongase tambien que las operaciones de reparacion tendran una duracion de tres afios.
Mes Enero Febrero Marzo Abril Mayo Junio Julio Agosto Septiembre Octubre Noviembre Diciembre
En una determinada zona, la ocupaci6n del terreno es Ia que se muestra en Ia primera de las siguientes tablas. El colegio cuenta con 1.500 alumnos y genera caudales de aguas residuales de 75 1/alumno · dia, con factor de punta 4,0. En la segunda de las tablas, se proporcionan los datos de caudales medios y factores de punta para el resto de las instalaciones de Ia zona. Determinar los caudales de agua residual de Ia zona.
125 11 4
Residencial Co mercia! Colegio Industrial
Residencial Co mercia! Industrial
2.14.
1.
2. 3. 4. 5.
51
8
Caudal medio
Factor de ptmta
40
3,0 2,0
20 30
2,5
Estimar los caudales de agua residual que se generan en un polfgono industrial de 200 ha, en el que, de acuerdo con las lecturas de los contadores, se consumen 424.106 m 3 anuales. El 20 por 100 de la superficie bruta del poligono son espacios verdes, siendo Ia demanda correspondiente al riego de estos espacios verdes de 1,3 m/afio. Calcular Ia producci6n anual de agua residual suponiendo que el 85 por 100 del agua no destinada a riego llega a la red de alcantarillado. Estimar el maximo caudal si se supone que la producci6n de agua residual se mantiene constante durante las 12 h/dia, 5 dfas/semana en que funcionan las industrias del poligono. Calcular tambien el caudal diario y el factor de punta que relaciona el caudal maximo con el caudal media anual. No se tendra en cuenta para los calculos Ia influencia de la infiltraci6n ni de las aportaciones incontroladas.
BRAINARD, F. S., Jr: «>, The Johns Hopkins University School of Engineering, 1962. HARNETT, J. S.: «Effects of the California Drought on the East Bay Municipal District>>, Journal AWWA, vol. 70, pag. 69, 1978. McCUEN, R. H.: Statistical Methods for Engineers, Prentice-Hall, Englewood Cliffs, NJ, 1985. McJUNKIN, F. E.: «Population Forecasting by Sanitary Engineers>>, J. Sanitary Engineering Division, ASCE, vol. 90, mim. SA4, 1964.
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El conocimiento de la naturaleza del agua residual es fundamental de cara al proyecto y explotacion de las infraestructuras tanto de recogida como de tratamiento y evacuacion de las aguas residuales, asf como para la gestion de la calidad medioambiental. Para facilitar este conocimiento, en este capitulo se proporciona informacion sobre las diferentes areas tematicas de interes, que incluyen: (1) introduccion a las caracteristicas ffsicas, qufmicas y biologicas del agua residual; (2) definicion y utilidad de las caracterfsticas ffsicas; (3) definicion y utilidad de las caracterfsticas qufmicas; (4) definicion y utilidad de las caracterfsticas biologicas; (5) composicion de las aguas residuales; y (6) estudios de caracterizacion de aguas residuales.
1 A continuacion se describen brevemente los constituyentes ffsicos, qufmicos y biologicos de las aguas residuales, los contaminantes importantes de cara al tratamiento de las aguas, los metodos de analisis, y las unidades que se emplean para caracterizar la presencia de cada uno de los contaminantes en el agua residual.
Las aguas residuales se caracterizan por su composicwn ffsica, qmm1ca y biologica. La Tabla 3-1 muestra las principales propiedades ffsicas de agua
53
54
INGENIERIA DE AGUAS RESIDUALES
residual asf como sus pricipales constituyentes qmm1cos y biol6gicos, y su procedencia. Es conveniente observar que muchos de los panimetros que aparecen en la tabla estan relacionados entre ellos. Por ejemplo, una propiedad ffsica como la temperatura afecta tanto a la actividad biol6gica como a la cantidad de gases disueltos en el agua residual. TABLA 3-1 Caracterfsticas ffsicas, qufmicas y biol6gicas del agua residual y sus procedencias
Caracteristicas Propiedades ffsicas: Color Olor S6lidos
Temperatura Constituyentes quimicos: Organicos: Carbohidratos Grasas animales, aceites y grasa Pesticidas Fenoles Protefnas Contaminantes prioritarios Agentes tensoactivos Compuestos organicos volatiles Otros Inorganicos: Alcalinidad Cloruros Metales pesados Nitr6geno pH F6sforo
Procedencia
Aguas residuales domesticas e industriales, degradaci6n natural de materia organica Agua residual en descomposici6n, residuos industriales Agua de suministro, aguas residuales domesticas e industriales, erosion del suelo, infiltraci6n y conexiones incontroladas Aguas residuales domesticas e industriales
Aguas residuales domesticas, agua de suministro, infiltraci6n de agua subterranea Aguas residuales domesticas, agua de suministro, infiltraci6n de agua subterranea Vertidos industriales Residuos agrfcolas y aguas residuales domesticas Aguas residuales domesticas, industriales y comerciales Aguas residuales domesticas, industriales y comerciales; aguas de escorrentfa
Procedenda Aguas residuales domesticas, industriales y comerciales Agua de suministro; aguas residuales domesticas, comerciales e industriales Descomposici6n de residuos domesticos Descomposici6n de residuos domesticos Agua de suministro; infiltraci6n de agua superficial Cursos de agua y plantas de tratamiento Cursos de agua y plantas de tratamiento Aguas residuales domesticas, infiltraci6n de agua superficial, plantas de tratamiento Aguas residuales domesticas, infiltraci6n de agua superficial, plantas de tratamiento Aguas residuales domesticas
en el tratamiento En la Tabla 3-2 se describen los contaminantes de interes en el tratamiento del agua residual. Las normas que regulan los tratamientos secundarios estan basadas en las tasas de eliminacion de la materia organica, solidos en suspension y patogenos presentes en el agua residual. Gran parte de las normas implantadas recientemente, mas exigentes, incluyen el control de la eliminacion de nutrientes y de los contaminantes prioritarios. Cuando se pretende reutilizar el agua residual, las exigencias normativas incluyen tambien la eliminacion de compuestos organicos refractarios, metales pesados y, en algunos casos, solidos inorganicos disueltos.
Para la caracterizacion del agua residual se emplean tanto metodos de analisis cuantitativos, para la determinacion precisa de la composicion qufmica del agua residual, como analisis cualitativos para el conocimiento de las caracterfsticas ffsicas y biologicas. Los metodos cuantitativos pueden ser gravimetricos, volumetricos o fisicoquimicos. Estos ultimos se utilizan para determinar panimetros no relacionados con las propiedades masicas o volumetricas del agua, e incluyen metodos instrumentales como la turbidimetrfa, colorimetria, potenciometrfa,
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INGENIERIA DE AGUAS RESIDUALES
polarografia, espectrometrfa de adsorci6n, fluorometrfa, espectroscopia y radiaci6n nuclear. Los detalles relativos a los diversos ana1isis pueden encontrarse en la publicaci6n Standard Methods [18], que constituyen la referencia mas ampliamente aceptada que detalla los procedimientos para llevar a cabo los analisis del agua y del agua residual.
TABLA 3-2 Contaminantes de importancia en el tratamiento del agua residual
O:mtamimmtes
Razon de la importancia
Solidos en suspension
Los solidos en suspension pueden dar lugar al desarrollo de depositos de fango y de condiciones anaerobias cuando se vierte agua residual sin tratar al entorno acuatico.
Materia organica biodegradable
Compuesta principalmente por protefnas, carbohidratos, grasas animales, la materia organica biodegradable se mide, en la mayoria de las ocasiones, en funci6n de la DBO (demanda bioquirnica de oxfgeno) y de la DQO (demanda quimica de oxfgeno). Si se descargan al entorno sin tratar su estabilizaci6n biol6gica puede llevar al agotamiento de los recursos naturales de oxigeno y al desarrollo de condiciones septicas.
Patogenos
Pueden transmitirse enfermedades contagiosas por medio de los organismos pat6genos presentes en el agua residual.
Nutrientes
Tanto el nitrogeno como el f6sforo, junto con el carbono, son nutrientes esenciales para el crecimiento. Cuando se vierten al entorno acuatico, estos nutrientes pueden favorecer el crecimiento de una vida acuatica no deseada. Cuando se vierten al terreno en cantidades excesivas, tambien pueden provocar la contaminacion del agua subterranea.
Contaminantes prioritarios
Son compuestos organicos o inorganicos determinados en base a su carcinogenicidad, mutagenicidad, teratogenicidad o toxicidad aguada conocida o sospechada. Muchos de estos compuestos se hallan presentes en el agua residual.
Materia organica refractaria
Esta materia organica tiende a resistir los metodos convencionales de tratamiento. Ejemplos tfpicos son los agentes tensoactivos, los fenoles y los pesticidas agrfcolas.
Metales pesados
Los metales pesados son, frecuentemente, afiadidos al agua residual en el curso de ciertas actividades comerciales e industriales, y puede ser necesario eliminarlos si se pretente reutilizar el agua residual.
Solidos inorganicos disueltos
Los constituyentes inorganicos tales como el calcio, sodio y los sulfatos se afiaden al agua de suministro como consecuencia del uso del agua, y es posible que se deban eliminar si se va a reutilizar el agua residual.
CARACTERISTICAS DE LAS AGUAS RESIDUALES
57
y Los resultados de los amilisis de muestras de agua residual se expresan en unidades de medida tanto ffsicas como qufrnicas. En la Tabla 3-3 se indican las unidades de medida mas frecuentes. Las mediciones de parametros qufrnicos suelen TABLA 3-3 Unidades comunmente empleadas para expresar los resultados de los analisis
Magnitud
Determinacion
Unidades
Andlisis jfsicos:
Densidad Porcentaje en volumen Porcentaje en masa Relaci6n de volumen Masa por unidad de volumen
Masa de disoluci6n Unidad de volumen V olumen de soluto x 100 V olumen total de disoluci6n
% (en volumen)
Masa de soluto x 100 Masa total de soluto + disolvente
% (en masa)
Mililitros Litro
ml/1
Microgramos Litro de disoluci6n
Jlg/1
Miligramos Litro de disoluci6n
mg/1
Gramos Metro ctibico de disoluci6n Miligramo 10 6 miligramos
ppm
Molalidad
Moles de soluto 1.000 gramos de disolvente
mol/kg
Molaridad
Moles de soluto Litro de disoluci6n
moljl
Normalidad
Equivalentes de soluto Litro de disoluci6n
equivjl
Relaci6n de masa Andlisis quimicos:
Miliequivalentes de soluto Litro de disoluci6n Note: mg/1 = g/m 3
meq/l
58
INGENIERIA DE AGUAS RESIDUALES
expresarse en unidades fisicas, miligramo por litro (mg/1) o gramo por metro cubico (g/m 3 ). Las concentraciones de trazadores se expresan normalmente en microgramos por litro (g/1). Para los sistemas diluidos en los que un litro pesa aproximadamente un kilogramo, como es el caso tanto de aguas naturales como aguas residuales, se pueden sustituir las unidades mg/1 o gjm 3 por la unidad partes por mill6n (ppm), que representa la relaci6n en peso. Los gases disueltos se consideran como constituyentes qufmicos, y se miden en mg/1 o gjm 3 . Los gases desprendidos como subproducto del tratamiento de las aguas residuales, tales como el metana y el nitr6geno (descomposici6n anaerobia), se miden en litros o metros cubicos. Los resultados de los ensayos, y los panimetros como temperatura, olor, ion hidr6geno y organismos biol6gicos, se expresan en unidades diferentes, tal como se explica en los apartados 3.2, 3.3 y 3.4.
FIGURA 3-1 lnterrelaci6n entre los s61idos presentes en el agua y en el agua residual. En gran parte de Ia literatura referents a Ia calidad del agua, los s61idos que pasan a traves de un filtro reciben el nombre de s61idos disueltos [23].
CARACTERISTICAS DE LAS AGUAS RESIDUALES
Las caracterfsticas ffsicas mas importantes del agua residual son el contenido total de solidos, termino que engloba la materia en suspension, la materia sedimentable, la materia coloidal y la materia disuelta. Otras caracterfsticas ffsicas importantes son el olor, la temperatura, la densidad, el color y la turbiedad.
Analfticamente, se define el contenido de solidos totales como la materia que se obtiene como residuo despues de someter al agua a un proceso de evaporacion a entre 103 y 105 OC (Fig. 3-1). Nose define como solida aquella materia que se pierde durante la evaporacion debido a su alta presion de vapor. Los s6lidos sedimentables se definen como aquellos que sedimentan en el fondo de un recipiente de forma conica (cono de Imhoff) en el transcurso de un periodo de 60 minutos (Fig. 3-2). Los solidos sedimentables, expresados en unidades de
FIGURA 3-2 Cono Imhoff empleado para Ia determinacion de los solidos sedimentales presentes en el agua residual. La cantidad de solidos acumulados en Ia parte inferior del cono se expresa en ml/1.
FIGURA 3-3 Aparato empleado para Ia determinacion del contenido de solidos en suspension. Una vez filtrada Ia muestra de agua residual, se coloca el filtro de fibra de vidrio (tarado previamente) en un platillo de aluminio para su secado antes de pesarlo.
60
INGENIERIA DE AGUAS RESIDUALES
ml/1, constituyen una medida aproximada de la cantidad de fango que se obtendni en la decantaci6n del agua residual. Los s6lidos totales, o residua de la evaporaci6n, pueden clasificarse en filtrables o no filtrables (s6lidos en suspension) hacienda pasar un volumen conocido de liquido por un filtro (Fig. 3-3). Para este proceso de separaci6n suele emplearse un filtro de fibra de vidrio con un tamafio nominal de poro de 1,2 micrometros, aunque tambien suele emplearse filtro de membrana de policarbonato. Es conveniente destacar que resultados que se obtienen empleando ambos de filtro pueden presentar algunas diferencias, achacables a la diferente estructura de los filtros (Fig. 3-4)
(a)
(b)
FIGURA 3-4 Micrografos de dos filtros de laboratorio empleados para Ia medici6n del contenido de s61idos en suspension del agua residual: (a) filtro de fibra de vidrio con tamano nominal de poro de 1,2 micras, (b) filtro de membrana de policarbonato con tamano nominal de poro de 1 ,0 micras [6].
La fracci6n filtrable de los s6lidos corresponde a s6lidos coloidales y disueltos. La fracci6n coloidal esta compuesta por las partfculas de materia de tamafios entre y 1 micr6metro. Los s6lidos disueltos estan compuestos de moleculas organicas e inorganicas e iones en disoluci6n en el agua. No es posible eliminar la fracci6n coloidal por sedimentaci6n. Normalmente, para eliminar la fracci6n coloidal es necesaria la oxidaci6n biol6gica o la coagulacion complementadas con la sedimentaci6n. En la Figura 3-5 se indican los principales tipos de materiales que integran los s6lidos filtrables y los no filtrables, y su tamafio aproximado. Cada una de las categorfas de s6lidos comentadas hasta ahora puede ser, a su vez, dividida en funci6n de su volatilidad a 550 ± 50 oc. A esta temperatura, la fracci6n organica se oxidani y desaparecera en forma de gas, quedando la
CARACTERISTICAS DE LAS AGUAS RESIDUALES
61
orgilnicos sintSticos Algas, protozoos (p.e. volatiles, de base acid a, Pf?Sticidas n~utros)
s=;ct;rias Sedimentaci6n Centrifugaci6n Fraccionamiento en campo de flujo ester co Cromatograffa de filtraci6n de geles
I
Bio-Gel A-1.5M
':l
Sephadex G-1 0
Sephadex G-200
I
I
Seph~-25
_
I
Bio-Gel A-150M
Sephadex G-15
I
_
I
Cromatograffa de lfquidos a alta presiOn
T8cnica de filtro de membrana
I
I
ELyo cJnvLional de
Tamices de ultrafiltraci6n molecular
~- Micro~co~ia
s61id:~:~c::spen
de luz
1\jlicroscopfa electr6nica
Contador Coulter
I
I
I
Contador de particulas HiAC
DispersiOn de rayos lilser
I
I
Masa molecular aproximada, uma
10 1
10 2
10 4
10 5
10 6
10 7
I 10 8
10 9 10°
10 1
10 2
Tamaflo de las partfculas, micras
FIGURA 3~5 lntervalos de tamafios de los contaminantes presentes en el agua residual y tecnicas de separaci6n y medida empleadas en Ia cuantificaci6n de los mismos [6]). (adaptado de Ia
fraccion inorganica en forma de cenizas. De ahf que se «Solidos volatiles» y «Solidos fijos» para hacer referencia, a los componentes organicos e inorganicos de los solidos en sus-
62
INGENIERIA DE AGUAS RESIDUALES
pension. A la temperatura de 500 ± 50 oc, la descomposici6n de sales inorganicas se limita al caso del carbonato de magnesio, que se descompone en 6xido de magnesio y di6xido de carbo no al alcanzar la temperatura de 350 oc. De las sales inorganicas, la mas frecuente y preponderante es el carbonato de calcio, que se mantiene estable hasta una temperatura de 825 oc. El amilisis de s6lidos volatiles se emplea habitualmente para determinar la estabilidad biol6gica de fangos de aguas residuales. En la Figura 3-6 se proporciona una tabla que permite clasificar, aproximadamente, los contenidos en s6lidos de un agua residual de concentraci6n media. Ejemplo 3-1. Analisis de los datos de s6iidos. Los resultados que se presentan a continuacion corresponden a ensayos realizados con una muestra de agua residual tomada en las instalaciones de cabecera de una planta de tratamiento de aguas residuales. Todos los ensayos se llevaron a cabo empleando muestras de 50 ml. Determinar la concentracion de solidos totales, solidos totales volatiles y de solidos suspendidos vohitiles. Todas las muestras se sometieron a procesos de evaporacion, secado o combustion hasta peso constante.
Tara del plato de evaporacion = 53,5433 g Masa del plato de evaporacion + residua tras evaporacion a 105 "C = 53,5793 g Masa del plato de evaporacion + residua tras combustion a 550 T = 53,5772 g Tara del filtro Whatman (FV/C) = 1,5433 g Residua en el filtro Whatman (FV/C) tras secado a 105 oc = 1,5553 g Residuo en el filtro Whatman (FV/C) tras combustion a 550 oc = 1,5531 g Soluci6n
1.
Determinacion de los solidos totales: Masa del plato de Masa del plato) X 1.000 g ( evaporacion + residuo, g de evaporacion ST=~------------------------~----~----- Volumen de la muestra, 1 ST =
2.
(53,5793 - 53,5433) x 1.000 mg/g O,OSO l = 720 mg/1
Determinacion de los solidos suspendidos volatiles: SsV=
(1,5553 - 1,5531) x 1.000 mgjg 0,050 1
=Mm~
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CARACTERISTICAS DE LAS AGUAS RESIDUALES
En la Tabla 3-4 se proporcionan datos sobre la distribucion tfpica de los solidos filtrables en aguas residuales. Tal y como se especifica en la misma tabla, la determinacion de los solidos totales filtrables se ha llevado a cabo empleando filtros de membrana de policarbonato. El tamafio de poro mas pequefio empleado es de 0,1 fl. Es interesante sefialar la gran cantidad de materia cuyo tamafio se halla en el intervalo de 0,1 a 1 fl. y cuya caracterizacion y medicion no se lleva a cabo. Basandose en estudios recientes, se ha recomendado 0,1 fl. como el tamafio de poro mas eficaz para la determinacion de los solidos filtrables de las aguas residuales [6]. En el futuro, es de esperar que la informacion sobre la distribucion de los tamafios de las partfculas solidas del agua residual tenga mayor importancia en el disefio, tanto de las redes de alcantarillado, como de las plantas de tratamiento. TABLA 3-4 Datos tfpicos sobre Ia distribuci6n de s61idos filtrables en diferentes muestras de agua residual bruta Porcerntaje de masa retenida ern el irntervalo de tamafio de poro espedficado, micras
Muestra (fecha, hora) a UCD (7/14/82, 11 A.M.) UCD (7 /14/82, 11 A.M.) LV (8/3/83, 2 P.M.) LV (8/3/83, 8:30 P.M.) LB (8/8/83, 2 P.M.) a b
Conc.,h mg/l
>0,1 <1,0
>1,0 <3,0
>3,0 <5,0
>5,0 <8,0
>8,0 <12,0
>12,0
62,2 129,9 284,0 146,1 268,0
12,5 16,1 1,8 14,2 20,5
12,9 25,1 32,6 32,4 18,7
5,8 0,0 11,5 6,9 6,7
3,8 0,0 11,1 0,0 3,0
6,1 0,0 1,8 6,5 10,1
58,8 58,8 41,2 40,0 41,0
Muestras recogidas en Ia Universidad de California, Davis, Ca, Las Vegas, NV, yen Los Banos, CA. Masa de s6lidos retenida en un filtro de membrana de policarbonato con tamaiio de poro 1 micra.
Normalmente, los olores son debidos a los gases liberados durante el proceso de descomposicion de la materia organica. El agua residual reciente tiene un olor peculiar, algo desagradable, que resulta mas tolerable que el del agua residual septica. El olor mas caracterfstico del agua residual septica es el debido a la presencia del sulfuro de hidrogeno que se produce al reducirse los sulfatos a sulfitos por accion de microorganismos anaerobios. Las aguas residuales industriales pueden contener compuestos olorosos en sf mismos, o compuestos con tendencia a producir olores durante los diferentes procesos de tratamiento. La problematica de los olores esta considerada como la principal causa de rechazo a la implantacion de instalaciones de tratamiento de aguas residuales [13]. En los ultimos afios, con elfin de mejorar la opinion publica respecto ala implantacion de los sistemas de tratamiento, el control y la limitacion de los
64
INGENIERIA DE AGUAS RESIDUALES
Clasificaci6n de los s61idos presentes en aguas residuales de concentraci6n media.
olores han pasado a ser factores de gran importancia en el disefio y proyecto de redes de plantas de tratamiento y sistemas de evacuacion de aguas residuales. En muchos lugares, el temor al desarrollo potencial de olores ha sido causa del rechazo de proyectos relacionados con el tratamiento de aguas residuales. A la vista de la importancia de los olores dentro del ambito de la gestion de las aguas residuales, resulta conveniente estudiar los efectos que como se detectan, y como caracterizarlos y medirlos. Efectos de los olores. A bajas concentraciones, la influencia de los olores sobre el normal desarrollo de la vida humana tiene mas importancia por la tension psicologica que generan que por el dafio que puedan producir al organismo. Los olores molestos pueden reducir el inducir a menores consumos de agua, desequilibrios respiratorios, nauseas y vomitos, y crear perturbaciones mentales. En condiciones extremas, los olores desagradables pueden conducir al dete1ioro de la dignidad personal y comunitaria, interferir en las relaciones humanas, desanimar las inversiones de capital, hacer descender el nivel socioeconomico y reducir el crecimiento. Estos pueden dar lugar al descenso de las rentas y el mercado de los ingresos por impuestos, y las ventas.
Los compuestos malolientes responsables de la tension psicologica que se produce en los seres humanos se detectan a traves del sentido del olfato, pero aun en dia se desconoce exactamente el mecanismo se han propuesto mas de 30 involucrado en dicha detecci6n. Desde
CARACTERISTICAS DE LAS AGUAS RESIDUALES
65
teorias que pretenden explicar el mecanismo del olfato. Uno de los principales obstaculos a la hora de elaborar una teoria global capaz de explicar el mecanismo del olfato es la imposibilidad de explicar la raz6n por la cual compuestos de estructuras muy similares producen olores diferentes y compuestos de estructuras totalmente diferentes pueden producir olores parecidos. Actualmente, parece tener amplia aceptaci6n la premisa de que el olor de una molecula esta relacionada con su estructura global. TABLA 3-5 Compuestos olorosos asociadas al agua residual bruta
Compuestos olorosos Aminas Amonfaco Diaminas Sulfuro de hidr6geno Mercaptanos (p.e. metilo y etilo) Mercaptanos (p.e. butilo y crotilo) Sulfuros organicos Eskatol
(CH 3 hCSH, CH 3 (CH 2 ) 3 SH (CH 3 ) 2 S, (C 6 H 5 ) 2 S C9 H 9 N
A pescado Amoniacal Carne descompuesta Huevos podridos
Mofeta Coles podridas Materia fecal
TABLA 3-6 Umbrales de olor de los compuestos olorosos asociadas al agua residual bruta a
Umbra! de Formula Compuesto oloroso Amonfaco Cloro Sulfuro de dimetilo Sulfuro de difenilo Mercaptano de etilo Sulfuro de hidr6geno Indola Metil amina Mercaptano de metilo Eskatol
NH 3 Cl 2 (CH 3 )zS (C 6 )H 5 ) 2 S CH 3 CH 2 SH H2 S CH 3 NH 2 CH 3 SH
" Adaptado parcialmente de Ia bibliograffa [13,33]. b Partes por mill6n en volumen.
A lo largo de los afios, se han hecho numerosos intentos para abordar la clasificaci6n de los olores de forma sistematica. En la Tabla 3-5 se indican las principales clases de olores molestos y los compuestos que intervienen en su generaci6n. Todos estos compuestos pueden estar presentes en las aguas residuales domesticas o generarse a partir de elias, condiciones locales. En la Tabla 3-6 se indican los umbrales de detecci6n y reconocimiento de algunos compuestos malolientes especfficos relacionados con las aguas residuales. y de olores. Para la completa caracterizaci6n de un olor, se sugieren cuatro factores independientes: la intensidad, el canicter, la sensaci6n de desagrado y la detectabilidad (vease 3-7). No obstante, hasta hoy en dfa, el unico factor que se ha tenido en cuenta en el de normativas reguladoras de malos olores ha sido la detectabilidad. TABLA 3-7 Factores a tener en cuenta para Ia caracterizaci6n completa de un olor Factor
Canicter
Se refiere a asociaciones mentales hechas por el sujeto al percibir el olor. La determinacion puede resultar muy subjetiva.
Detectabilidad
El numero de diluciones requerido para reducir un olor a su concentraci6n de olor umbra! mfnimo detectable
Sensaci6n
La sensaci6n de agrado o desagrado relativo del olor sentido por un sujeto.
Intensidad
La fuerza en Ia percepci6n de olor; se suele medir con el olfat6metro de butanol o se calcula segun el numero de diluciones hasta el umbra! de detecci6n cuando Ia relaci6n es conocida.
Los olores pueden medirse con metodos sensoriales, mientras que concentraciones de olores especfficos pueden determinarse con metodos instrumentales. Se ha podido constatar que, en condiciones estrictamente controladas, la medida sensorial (organoleptica) de los olores, empleando el olfato humano puede proporcionar resultados fiables y significativos. Es por ello que, a menudo, se emplea el metodo sensorial para la medici6n de los olores que emanan de las instalaciones de tratamiento de aguas residuales. La posibilidad de contar con aparatos de medici6n de sulfuro de hidr6geno de directa capaces de detectar concentraciones de hasta lppb ha avance en esta materia (vease Fig. 3-7). En el metodo sensorial, se expone a un conjunto de personas a olores diluidos en aire libre, y se anota el numero de diluciones necesarias para reducir un olor a su concentraci6n umbral minima de detecci6n La concentraci6n de olor detectable viene dada por el numero de rPYWPQPt>tC>
CARACTERISTICAS DE LAS AGUAS RESIDUALES
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FIGURA 3-7 Medidor H2 S portatil empleado en estudios de olores de campo. (Arizona Instrument Corporation, Jerome Instrument Division.)
necesarias para llegar al CUOMD. Por lo tanto, si deben anadirse 4 vohimenes de aire diluido a un volumen de la muestra de aire para reducir el olor al CUOMD, la concentracion del olor vendni dada como 4 diluciones hasta el CUOMD. Otra unidad empleada para expresar la concentracion de un olor es la ED 50 , cuyo valor representa el numero de veces que es necesario diluir una muestra de aire para que una persona media (percentil 50) pueda detectar mfnimamente la presencia del olor en la muestra diluida. En la bibliograffa propuesta al final de este capitulo se incluyen textos que proporcionan detalles sobre los metodos de amilisis [2]. No obstante, la determinacion sensorial del umbral mfnimo de concentracion detectable esta sujeta a una serie de errores, entre los cuales cabe destacar los producidos par adaptacion y adaptacion cruzada, el sinergismo, la subjetividad y las modificaciones de las muestras (vease Tabla 3-8). Para evitar los errores derivados de la modificacion de las muestras debido a su almacenamiento en recipientes, se han desarrollado olfatometros de lectura directa que permiten medir olores en su fuente de generacion sin necesidad de emplear recipientes para almacenar las muestras. El umbra! de olor de un agua o de un agua residual se determina diluyendo la muestra de agua en agua inolora. Se define como «mimero umbral de olor» (TON) la mayor dilucion de la muestra a la que se puede percibir, minimamente, el olor de la misma. Para la determinacion del valor de este parametro se recomienda tomar muestras de 200 ml. El valor numerico del TON se determina con la siguiente expresion:
A+B
TON=-A
(3.1)
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INGENIERIA DE AGUAS RESIDUALES
TABLA 3-8
Tipos de errores en Ia detecci6n sensorial de olores a
Tipo de error Adaptaci6n y adaptaci6n cruzada
Cuando se esta continuamente expuesto a una concentraci6n base de un olor, el sujeto es incapaz de detectar la presencia del mismo a bajas concentraciones. Cuando se aisla al individuo de la concentraci6n base de olor, el sistema olfativo del sujeto se recupera rapidamente. En ultimo extremo, el sujeto con un sistema olfativo adaptado sera incapaz de detectar la presencia del olor al cual ya se haya adaptado.
Modificaci6n de la muestra
Tanto la concentraci6n como la composici6n de los gases y vapores pestilentes se pueden modificar en los recipientes de toma de muestras y en los dispositivos de detecci6n de olores. Para minimizar los problemas asociados con la modificaci6n de las muestras, debe minimizarse o suprimirse el tiempo de almacenamiento del olor, y permitirse solo un contacto mfnimo con cualquier superficie reactiva.
Subjetividad
Cuando el sujeto tiene conocimiento de la presencia de un olor pueden producirse errores aleatorios en la medida sensorial. A menudo, el conocimiento del olor puede inferirse de otras sefiales sensoriales tales como el sonido, el tacto o la vista.
Sinergismo
Cuando existe mas de un olor presente en la muestra, se ha observado que es posible, para el sujeto, exhibir una sensibilidad creciente a un olor determinado debido a la presencia de otro olor.
" Adaptado de Ia bibliograffa [1 0].
en la que A = ml de muestra, y B = ml de agua inolora empleada para la diluci6n. Para determinar el olor que emana de la muestra se emplean metodos sensoriales como los anteriormente expuestos, empleando personas o grupos de personas. En la bibliograffa que se propone al final del capitulo pueden encontrarse mas detalles sabre este metodo, aprobado por el Standard Methods Committee en 1985 [18]. En cuanto a la medici6n instrumental de olores, la olfatometrfa basada en la diluci6n en aire proporciona un metodo am'ilogo para la determinacion de las concentraciones umbral. Los instrumentos que se emplean para el amilisis de olores incluyen: (1) el olfat6metro triangular dimimico, (2) el disco de butanol y (3) el medidor de aromas. El olfat6metro triangular permite al operario introducir la muestra a diferentes concentraciones en seis recipientes separados (vease Fig. 3-8). En cada uno de ellos, dos entradas corresponden a aire puro, y la tercera corresponde a la muestra diluida. Se suelen emplear seis diluciones, distribuidas en el intervalo entre 4.500 y 15. Se pueden alcanzar diluciones mayores empleando dispersores de carbona. Todas las diluciones de la muestra y las muestras neutras (aire puro) se van
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Entradas dispuestas en clrculo
6.3 v =--E\ltE'JR CAo CC
Aire de diluci6n
t
Atenuador de carbo no
Bomba peristaltica
(b)
(a)
FIGURA 3-8 Olfat6metro triangular dinamico: (a) representaci6n esquematica y (b) diagrama de flujo.
introduciendo de manera continua en los recipientes en los que se va a oler, a una velocidad de 500 ml/minuto. Cada uno de los miembros del grupo que lleva a cabo las pruebas de olores (grupos de seis personas normalmente) huele tres puntos de entrada, y cada uno de ellos selecciona aquella que cree que contiene el olor. El disco de butanol es un instrumento que se emplea para cuantificar la intensidad de un olor mediante la comparaci6n con una escalade muestras que contienen diferentes concentraciones de butanol. Un medidor de aromas (vease Fig. 3-9) es un aparato de mano en el que se hace circular el aire maloliente a traves de orificios graduados, y se mezcla con aire que se ha purificado haciendolo pasar por lechos de activado. Las diluciones se determinan como el cociente entre los tamafios de las entradas de aire maloliente y aire purificado. Es un aparato de gran utilidad para realizar medidas de campo de olores en grandes extensiones de terreno alrededor de las plantas de tratamiento. Con frecuencia, para tomar medidas de campo, se emplean laboratorios de olores m6viles instalados en furgonetas, equipados con instrumental analftico y olfatometrico diverso. Normalmente es interesante conocer los compuestos que son responsables de los diferentes olores. A pesar de que cromatograffa de gases ha proporcionado resultados satisfactorios en el estudio de estos fen6menos, su empleo no ha resultado tan exitoso en el estudio de los olores registrados en las redes de
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INGENIERIA DE AGUAS RESIDUALES Piezas nasales
------~v~----~-
Aire oloroso
graduados
(a)
(b)
FIGURA 3-9 Medidor de aromas empleado para estudios de campo de olores: (a) representacion esquematica, y (b) vision frontal con vista de las piezas nasales (12,5 em x 15 em x 6 em, de Barnebey & Sutcliffe Corp.). Nota: El aire oloroso que ~circula a traves de los orificios graduados se mezcla con aire de Ia misma fuente purificado mediante el paso a traves de lechos de carbon activado.
alcantarillado, plantas de tratamiento y sistemas de evacuaci6n de aguas residuales. El espectr6metro de masa tetrapolar de tres fases ha resultado ser un instrumento de gran utilidad en el analisis quimico de olores. Se trata de un espectr6metro que puede emplearse para obtener espectros de masa simples, o como tetrapolo de tres fases para obtener espectros de disociaci6n mediante la activaci6n por colisi6n. El primero de los usos proporciona las masas de las moleculas o iones presentes en las muestras, mientras que el segundo facilita la identificaci6n de los compuestos. Los diferentes compuestos que pueden ser identificados por este metodo incluyen, entre otros, el amonfaco, los aminoacidos, y los compuestos organicos volatiles.
La temperatura del agua residual suele ser siempre mas elevada que la agua de suministro, hecho principalmente debido a la incorporaci6n de agua caliente procedente de las casas y los diferentes usos industriales. Dado que el calor especifico del agua es mucho mayor que el del aire, las temperaturas registradas de las aguas residuales son mas altas que la temperatura del aire durante la mayor parte del afio, y solo son menores que ella durante los meses mas
CARACTERISTICAS DE LAS AGUAS RESIDUALES
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calurosos del verano. En funci6n de la situaci6n geografica, la temperatura media anual del agua residual varia entre 10 y 21 oc, pudiendose tomar 15,6 oc como valor representativo. En la Figura 3-10 se ilustran las variaciones que pueden esperarse en las aguas residuales brutas. Dependiendo de la situaci6n y la epoca del aiio, las temperaturas del efluente pueden situarse por encima 0 por debajo de las del afluente. 30
25 Temperatura maxima del a ire ~
20 ~ c
15
"'
10
e·"' i3 e Q_
E ~
Temperatura maxima del agua residual
5 "-Temperatura mfnima del agua residual
E
M
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M
A
s
0
N
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Mes, 1984
FIGURA 3-10 Variaciones mensuales tfpicas de Ia temperatura del agua residual.
La temperatura del agua es un panimetro muy importante dada su influencia, tanto sobre el desarrollo de la vida acwitica como sobre las reacciones qufmicas y velocidades de reacci6n, asf como sobre la aptitud del agua para ciertos usos utiles. Por ejemplo, el aumento de la temperatura del agua puede provocar cambios en las especies piscfcolas. Tambien es importante para industrias que emplean el agua para refrigeraci6n, por ejemplo, donde es fundamental la temperatura de captaci6n del agua. Por otro lado, el oxfgeno es menos soluble en agua caliente que en agua frfa. El aumento en las velocidades de las reacciones qufmicas que produce un aumento de la temperatura, combinado con la reducci6n del oxfgeno presente en las aguas superficiales, es causa frecuente de agotamiento de las concentraciones de oxfgeno disuelto durante los meses de verano. Estos efectos se ven amplificados cuando se vierten cantidades considerables de agua caliente a las aguas naturales receptoras. Es preciso tener en cuenta que un cambio brusco de temperatura puede conducir a un fuerte aumento en la mortalidad de la vida acmitica. Ademas, las temperaturas anormalmente elevadas pueden dar lugar a una indeseada proliferaci6n de plantas acuaticas y hongos.
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INGENIERIA DE AGUAS RESIDUALES
para el desarrollo de la actividad bacteriana se situa . Los procesos de digestion aerobia y de nitrificacion se detienen los 50 A temperaturas de alrededor de 15 °C, las bacterias de metano cesan su mientras que las bacterias nitrificantes autotrofas de actuar temperatura alcanza valores cercanos a 5 Si se alcanzan temperaturas del orden de 2 oc, incluso las bacterias que actuan sobre la materia carbonosa dejan de actuar. En 8 y 10 se hace mayor hincapie en el papel de la en el rendimiento de los procesos biologicos de tratamiento.
de un agua residual como su masa por unidad de en kg/m 3 . Es una caracterfstica ffsica importante del agua residual dado que de ella depende la potencial formacion de corrientes de densidad en fangos sedimentacion y otras instalaciones de tratamiento. La densidad de las aguas domesticas que no contengan grandes canticle residuos industriales es pnicticamente la misma que la del agua a la En se emplea como alternativa a la densidad el peso del agua obtenido como cociente entre la densidad del agua residual y la densidad del agua. Ambos panimetros, la densidad y el peso aeoenaen de la y varfan en funcion de la concentracion residuaL En la Tabla 9-9 del Capitulo 9 se dan IJ'-'~'u"v de diferentes fangos de aguas residuales.
para la de un agua residual, se empleaba el termino condicion junto con la composicion y la concentracion. Este termino se refiere a la edad del agua puede ser determinada cualitativamente en funcion de su color y su olor. agua residual reciente suele tener un color grisaceo. Sin al aumentar el tiempo de transporte en las redes de alcantarillado y al desarrollarse condiciones mas a las anaerobias, el color del agua de g1is a gris oscuro, para finalmente adquirir color negro. Llegado este suele clasificarse el agua residual como septica. Algunas aguas industriales anadir color a las aguas residuales domesticas. En la mayorfa de los casos, el color gris, gris oscuro o negro del agua residual es debido a la formacion de sulfuros metalicos por reaccion del sulfuro liberado en anaerobias con los metales presentes en el agua residual.
La como medida de las propiedades de transmision de la luz de un que se emplea para indicar la calidad de las aguas agua, es otro vertidas o de las aguas naturales en relacion con la materia coloidad y residual
CARACTERISTICAS DE LAS AGUAS RESIDUALES
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en suspenswn. La medicion de la turbiedad se lleva a cabo mediante la comparacion entre la intensidad de la luz dispersada en la muestra y la intensidad registrada en una suspension de referencia en las mismas condiciones [18]. La materia coloidal dispersa o absorbe la luz, impidiendo su transmision. Aun asf, no es posible afirmar que exista una relacion entre la turbiedad y la concentracion de solidos en suspension de un agua no tratada. No obstante, sf estan razonablemente ligados la turbiedad y los solidos en suspension en el caso de efluentes procedentes de la decantacion secundaria en el proceso de fangos activados (vease Ecuacion 6-39, Capitulo
El estudio de las caracterfsticas qufmicas de las aguas residuales se aborda en los siguientes cuatro apartados: (1) la materia organica, la medicion del contenido organico, (3) la materia inorganica, y (4) los gases presentes en el agua residual. El hecho de que la medicion del contenido en materia organica se realice por separado viene justificado por su importancia en la gestion de la calidad del agua y en el disefio de las instalaciones de tratamiento de aguas.
Tal y como se puede apreciar en la Figura 3-6, cerca del 75 por 100 de los solidos en suspension y del 40 por 100 de los solidos filtrables de un agua residual de concentracion media son de naturaleza organica. Son solidos que provienen de los reinos animal y vegetal, asf como de las actividades humanas relacionadas con la sfntesis de compuestos organicos. Los compuestos organicos estan formados normalmente por combinaciones de carbono, hidr6geno y oxfgeno, con la presencia, en determinados casos, de nitr6geno. Tambien pueden estar presentes otros elementos como azufre, fosforo o hierro. Los principales grupos de sustancias organicas presentes en el agua residual son las protefnas (40-60 por 100), hidratos de carbono (25-50 por 100), y grasas y aceites (10 por 100). Otro compuesto organico con importante presencia en el agua residual es la urea, principal constituyente de la orina. No obstante, debido a la velocidad del proceso de descomposici6n de la urea, raramente esta presente en aguas residuales que no sean muy recientes. Junto con las protefnas, los hidratos de carbono, las grasas y los aceites y la urea, el agua residual tambien contiene pequefias cantidades de gran numero de moleculas organicas sinteticas cuya estructura ser desde muy simple a extremadamente compleja. En esta secci6n se trataran ejemplos clasicos como los de los agentes tensoactivos, los contaminantes organicos prioritarios, los compuestos organicos volatiles y los de uso agricola. Por otro dado el incremento en la sfntesis de moleculas organicas, el numero de elias presentes en las aguas residuales va en aumento cada afio. En los ultimos afios, este hecho ha complicado notablemente los procesos de tratamiento de aguas
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INGENIERIA DE AGUAS RESIDUALES
debido a la imposibilidad, o a la extremada lentitud de los procesos de descomposici6n biol6gica de dichos compuestos. Las protefnas son los principales componentes del organismo animal, mientras que su presencia es menos relevante en el caso de organismos vegetales. Estan presentes en todos los alimentos de origen animal o vegetal cuando estos estan crudos. El contenido en proteinas varia mucho entre los pequeiios porcentajes presentes en frutas con altos contenidos en agua (como los tomates) o en los tejidos grasos de las carnes, y los porcentajes elevados que sedan en alubias o carnes magras. La composici6n quimica de las protefnas es muy compleja e inestable, pudiendo adoptar muchos mecanismos de descomposici6n diferentes. Algunas son solubles en agua, mientras que otras no lo son. Los procesos qufmicos que intervienen en la formaci6n de las protefnas contemplan la combinaci6n o formaci6n de cadenas con gran numero de aminoacidos. Los pesos moleculares de las protefnas son muy grandes, desde 20.000 a 20 millones. Todas las protefnas contienen carbono, comun a todas las sustancias organicas, oxfgeno e hidr6geno. Ademas, como caracteristica distintiva, contienen una elevada cantidad de nitr6geno, en torno al 16 por 100. En muchos casos, tambien contienen azufre, f6sforo y hierro. La urea y las proteinas son los principales responsables de la presencia de nitr6geno en las aguas residuales. La existencia de grandes cantidades de proteinas en un agua residual puede ser origen de olores fuertemente desagradables debido a los procesos de descomposici6n. Ampliamente distribuidos por la naturaleza, los hidratos de carbono incluyen azucares, almidones, celulosa y fibra de madera, compuestos todos ellos presentes en el agua residual. Los hidratos de carbono contienen carbono, oxfgeno e hidr6geno. Los hidratos de carbono comunes contienen seis atomos de carbono por molecula (o un multiplo de seis), y oxfgeno e hidr6geno en las mismas proporciones en las que ambos elementos se hallan presentes en el agua. Algunos hidratos de carbono son solubles en agua, principalmente los azucares, mientras que otros, como los almidones, son insolubles. Los azucares tienen tendencia a descomponerse; las enzimas de determinadas bacterias y fermentos dan lugar a un proceso de fermentaci6n que incluye la producci6n de alcohol y di6xido de carbona. Los almidones, por otro lado, son mas estables, pero se convierten en azucares por la actividad bacteriana asf como por la acci6n de acidos minerales diluidos. Desde el punto de vista del volumen y la resistencia a la descomposici6n, la celulosa es el hidrato de carbona cuya presencia en el agua residual es mas importante. La destrucci6n de la celulosa es un proceso que se desarrolla sin dificultad en el terreno, principalmente gracias a la actividad de diversos hongos, cuya acci6n es especialmente notable en condiciones acidas. Grasas, grasas animales y aceites. Las grasas animales y los aceites son el tercer componente, en importancia, de los alimentos. El termino grasa, de uso extendido, engloba las grasas animales, aceites, ceras y otros constituyentes
CARACTERISTICAS DE LAS AGUAS RESIDUALES
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presentes en las aguas residuales. El contenido de grasa se determina por extracci6n de la muestra con triclorotrifluoroetano, debido a que la grasa es soluble en el. Tambien es posible la extracci6n de otras sustancias, principalmente aceites minerales como el keroseno, aceites lubricantes y aceites de materiales bituminosos empleados en la construcci6n de firmes de carreteras. Las grasas animales y los aceites son compuestos de alcohol (esteres) o glicerol (glicerina) y acidos grasos. Los gliceridos de acidos grasos que se presentan en estado lfquido a temperaturas normales se denominan aceites, mientras que los que se presentan en estado solido reciben el nombre de grasas. Qufmicamente son muy parecidos, y estan compuestos por carbona, oxfgeno e hidr6geno en diferentes proporciones. Las grasas y aceites animales alcanzan las aguas residuales en forma de mantequilla, manteca de cerdo, margarina y aceites y grasas vegetales. Las grasas provienen habitualmente de carnes, germenes de cereales, semillas, nueces y ciertas frutas. Las grasas se hallan entre los compuestos organicos de mayor estabilidad, y su descomposici6n por accion bacteriana no resulta sencilla. No obstante, sufren el ataque de acidos minerales, lo cual conduce a la formaci6n de glicerina y acidos grasos. En presencia de determinadas sustancias alcalinas, como el hidr6xido de sodio, se libera la glicerina dando paso a la formaci6n de sales alcalinas y acidos grasos. Las sales alcalinas que se producen se conocen como jabones, sustancias que, como las grasas, son estables. Los jabones comunes se obtienen mediante la saponificaci6n de grasas con hidr6xido de sodio. Son solubles en agua, pero en presencia de constituyentes de dureza, las sales s6dicas se transforman en sales calcicas y magnesicas de acidos grasos, compuestos tambien conocidos como jabones minerales que son insolubles y precipitan. El keroseno, los aceites lubricantes y los procedentes de materiales bituminosos son derivados del petr6leo y del alquitran, y sus componentes principales son carbono e hidr6geno. En ocasiones pueden alcanzar la red de alcantarillado en grandes cantidades procedentes de tiendas, garajes, talleres y calles. La mayor parte de estos aceites flotan en el agua residual, aunque una fracci6n de ellos se incorpora al fango por los s6lidos sedimentables. Los aceites minerales tienden a recubrir las superficies en mayor medida que las grasas, los aceites y los jabones. Las particulas de estos compuestos interfieren en el normal desarrollo de la actividad biol6gica y son causa de problemas de mantenimiento. Como se acaba de comentar, la presencia de grasas y aceites en el agua residual puede provocar problemas tanto en la red de alcantarillado como en las plantas de tratamiento. Si no se elimina el contenido en grasa antes del vertido del agua residual, puede interferir con la vida biol6gica en aguas superficiales y crear pelfculas y acumulaciones de materia flotante desagradables. Los agentes tensoactivos estan formados por moleculas de gran tamafio, ligeramente solubles en agua, y que son responsables de la aparici6n de espumas en las plantas de tratamiento y en la superficie de los cuerpos de agua receptores de los vertidos de agua residual. Tienden a concentrarse en la interfase aire-agua. Durante el proceso de aireaci6n del agua
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residual se concentran en la superficie de las burbujas de aire creando una espuma muy estable. La determinacion de la presencia de elementos tensoactivos se realiza analizando el cambio de color de una muestra normalizada de azul de metileno. Los agentes tensoactivos tambien reciben el nombre de sustancias activas al azul de metileno (MBAS). Antes de 1965, los agentes tensoactivos presentes en detergentes sisteticos (ABS, sulfatos de alquilbenceno), eran fuente de muchos problemas debido a su resistencia ala descomposicion por medios biologicos. Tras la entrada en vigor de la legislacion de 1965, los ABS fueron sustituidos por sulfatos de alquilo lineales (LAS), que son sustancias biodegradables. Debido a que la mayorfa de los agentes tensoactivos provenfa de los detergentes sinteticos, esta medida ha reducido notablemente el problema de las espumas. La EPA ha establecido limitaciones para el vertido de los 129, aproximadamente, contaminantes prioritarios identificados, agrupados en 65 clases [ 4]. La eleccion de que contaminantes de ben ser considerados como prioritarios se ha hecho en funcion de su relacion o potencial relacion con procesos carcinogenos, mutaciones, teratomas o su alta toxicidad. Muchos de los contaminantes prioritarios de origen organico corresponden a compuestos organicos volatiles (COV). En la Tabla 3-9 se indican ejemplos representatitivos de contaminantes prioritarios. En las redes de alcantarillado y las plantas de tratamiento se puede eliminar, transformar, generar, o simplemente transportar, sin cambio alguno, los contaminantes prioritarios de origen organico. En estos procesos intervienen cinco mecanismos basicos: (1) volatilizacion (junto con liberacion de gases); (2) degradacion; (3) adsorcion en partfculas o en el fango; (4) circulacion (p.e. transporte a traves de todo el sistema); y (5) generacion como consecuencia de la cloracion o de la degradacion de otros compuestos. Es importante sefialar que estos mecanismos no son mutuamente excluyentes, puesto que puede ser importante la accion simultanea de varios de ellos [1]. Para controlar los vertidos de contaminantes a las estaciones depuradoras de aguas residuales (EDAR) se emplean dos tipos de medidas. Las primeras, que limitan los 'vertidos prohibidos', se aplican a todos los establecimientos comerciales e industrias que vierten sus aguas a las EDAR. Estas medidas limitan los vertidos de contaminantes que puedan producir riesgos de incendio o explosion en el sistema, sean corrosivos (pH < 5), puedan obturar las conducciones, reducir la eficacia de los procesos de tratamiento, o elevar la temperatura del agua residual al entrar en las plantas de tratamiento a mas de 40 OC . Las segundas, 'limitaciones por categorfas', se aplican a los vertidos industriales y comerciales clasificados en 25 categorias, y pretenden restringir el vertido de los 129 contaminantes prioritarios. Es de prever que la lista de contaminantes prioritarios se vaya ampliando en el futuro. Normalmente se consideran como compuestos organicos volatiles aquellos compuestos organicos que tienen su punto de ebullici6n por debajo de los 100 oc , y/o una presion de vapor mayor que 1 mm Hg a 25 OC . El cloruro de vinilo, con un punto de ebullicion
CARACTERISTICAS DE LAS AGUAS RESIDUALES
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de - 13,9 oc y una presion de vapor de 2.548 mm Hg a 20 oc , es un ejemplo de compuesto organico extremadamente volatit Los compuestos organicos volatiles son de gran importancia por una serie de razones: (1) una vez dichos compuestos se hallan en estado gaseoso, su movilidad es mucho mayor, con lo que aumenta la posibilidad de su liberacion al medio ambiente; (2) la presencia de algunos de estos compuestos en la atmosfera puede conllevar riesgos para la salud publica; y (3) contribuyen al aumento de hidrocarburos reactivos en la atmosfera, lo cual puede conducir a la formacion de oxidantes fotoqufmicos. El vertido de estos compuestos a la red de alcantarillado y a las plantas de tratamiento, especialmente a las obras de cabecera de planta, tiene especial importancia por cuanto puede afectar directamente a la salud de los trabajadores tanto de la red de alcantarillado como de las plantas de tratamiento. En los Capftulos 6 y 9 se analiza con mas detalle el control y vertido de COVs. En cuanto a los fenomenos ffsicos involucrados en la emision de COV, pueden encontrarse mas detalles en la bibliograffa incluida al final de este capitulo [24J y uso Los compuestos organicos que se hallan a nivel de traza, tales como pesticidas, herbicidas y otros productos qufmicos de uso agricola, son toxicos para la mayor parte de las formas de vida y, por lo tanto, pueden constituir peligrosos contaminantes de las aguas superficiales. Estos productos no son constituyentes comunes de las aguas residuales, sino que suelen incorporarse a las mismas, fundamentalmente, como consecuencia de la escorrentfa de parques, campos agrfcolas y tierras abandonadas. Las concentraciones de estos productos qufmicos pueden dar como resultado la muerte de peces, contaminaci6n de lacarne del pescado (con lo que reduce su valor nutritivo), y el empeoramiento de la calidad del agua suministrada. Muchos de estos compuestos qufmicos estan catalogados como contaminantes prioritarios.
A lo largo de los afios, se han ido desarrollando diferentes ensayos para la determinacion del contenido organico de las aguas residuales. En general, los diferentes metodos pueden clasificarse en dos grupos, los empleados para determinar altas concentraciones de contenido organico, mayores de 1 mg/1, y los empleados para determinar las concentraciones a nivel de traza, para concentraciones en el intervalo de los 0,001 mg/1 a 1 mg/L El primer grupo incluye los siguientes ensayos de laboratorio: (1) demanda bioqufmica de oxfgeno (DBO), (2) demanda qufmica de oxfgeno (DQO), y (3) carbona organico total (COT). Como complemento a estos ensayos de laboratorio se emplea la demanda te6rica de oxfgeno (DTeO), parametro que se determina a partir de la formula qufmica de la materia organica. En el pasado, tambien se habfan empleado otros ensayos, entre los que cabe destacar: (1) nitr6geno total y albuminoide, y nitr6geno organico y amoniacal, y (2) oxfgeno consumido. Estas determinaciones aun figuran en los analisis completos de aguas residuales, excepci6n hecha de las determinaciones relati-
"'-J
TABLA 3-9
(ll)
Compuestos residuales tfpicos producidos en actividades agrfcolas, comerciales e industriales que estan clasificados como contaminantes prioritarios
z G)
Nombre (formula)
No metales Arsenico (As) Selenio (Se)
Metales Bario Cadmio (Cd)
Cromo (Cr)
Plomo (Pb) Mercurio (Hg)
Plata (A g)
Uso
Problemas asociados
m
z
m Aditivo para Ia aleacion de metales, especialmente el plomo y el co bre en sondas, mall as, recubrimientos de cables, caldererfa. Alto grado de pureza (semiconductor). Electronica, placas xeragraficas, camaras de television, celulas fotoelectricas, soportes magneticos para ordenadores, placas solares, rectificadores, reles, ceramicas (colorante para el vidrio) acero y cobre, catalisis, elemento de traza en alimentos de animales.
Carcinogeno y mutagenico. A largo plaza -en ocasiones puede provocar fatiga y falta de energfa; dermatitis. A largo plaza -aparicion de manchas rajas en dedos, dientes y pelo; debilidad general; depresion; irritacion nasal y bucal.
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)>
(fJ
Aleaciones en tuberfas de aspiracion, desoxidante para el cobre, el metal de Frary, lubricante para rotores anodicos en tubos de rayos X, aleaciones para bujfas. Recubrimientos de metales por bafios o electradeposicion, aleaciones maleables y de bajo punto de fusion, sistemas de proteccion contra incendios, almacenamiento de energfa en pilas de nfquel y cadmio, cables de transmision de potencia, fosforescencias para Ia television, bases de pigmentos ceramicos, esmaltado de maquinaria, litograffa y fotograffa de fungicidas, rectificadores de selenio, electrodos para las lamparas de vapor de cadmio, y celulas fotoelectricas. Elemento de aleacion y recubrimiento para substratos metalicos y plasticos para aumentar Ia resistencia a Ia corrosion, aceras inoxidables y aceros cromados, bafios de prateccion para accesorios y equipos de automocion, investigacion nuclear y a altas temperaturas, constituyente de pigmentos inorganicos. Pilas de almacenamiento de energfa, aditivo para gasohnas, revestimiento de cables, municiones, conducciones, tanques, aleaciones para soldaduras y fusiones, amortiguacion de vibraciones en construccion pesada, chapas, reduccion de rozamientos y otras aleaciones. Amalgamas, aparatos electricos de catalisis, catodos para Ia praduccion de sosa caustica y elora, instrumentos, himparas de vapor de mercurio, recubrimiento de espejos, lamparas de arco, calderas. Fabricacion de nitrato de plata, bromuro de plata, productos fotoqufmicos; cubas y otros equipos para las camaras de reaccion qufmica, destilacion de agua, etc.; espejos, conductores de electricidad, equipos electronicos con recubrimiento de plata; esterihzador; purificacion de agua; cementacion quinirgica; pilas especiales para Ia catalisis de oxidacion e hidracion, celulas solares, reflectores para torres solares; aleaciones para soldaduras a bajas temperaturas; cuberterfas; joyerfa; equipos medicos, cientfficos y de odontologfa; contactos electricos; bobinas magneticas; amalgamas den tales. La plata coloidal se emplea como agente nucleico tanto en fotograffa como en medicina, habitualmente en combinacion con pratefnas.
Inflamable a temperaturas propias de espacios cerrados. A largo plaza -bloqueo nervioso y aumento de Ia presion sangufnea. Inflamable en su forma en polvo. Toxico par inhalacion en polvo o en forma de vapor. Carcinogeno. Los compuestos solubles del cadmio son altamente toxicos. A largo plaza -se concentra en el hfgado, rifiones, pancreas y tiraide; se sospecha que pravoca hipertension. Los compuestos del cromo exavalente son carcinogenos y corrosivos para los tejidos. A largo plaza -dafios a los rifiones y sensibilidad de Ia pie!. Toxico por ingestion o inhalacion de polvo o vapor. A largo plaza -dafios al cerebra y a los rifiones; defectos de nacimiento. Altamente toxico par adsorcion cutanea y par inhalacion de polvo o vapor. A largo plaza -toxico para el sistema nervioso central; puede causar defectos de nacimiento. Metal toxico. A largo plaza -decoloracion grisacea permanente de Ia pie!, ojos, y membranas mucosas.
JJ
m
(fJ
0
c
)>
r
m (fJ
Compuestos orgdnicos Benceno (C6H6)
Etil-benceno (C 6 H 5 C 2 H 5 ) Tolueno (C 6 HC,H 3 )
Fabricaci6n de etilbenceno (para el mon6mero de estireno); dodecilbenceno (para detergentes); cicloexano (para Ia fabricaci6n de nylon); fenol; nitrobenceno (anilina); anhfdrido maleico; exacloruro de clorobenceno; acido sulf6nico de benceno; uso como disolvente. Producto intermedio en Ia producci6n de estireno; disolvente.
Gasolina de aviaci6n y de alto octanaje; benzeno, fenol y caprolactama; disolvente para pinturas y recubrimientos, gomas, resinas, Ia mayorfa de los aceites, organosoles vinflicos; diluyente y fluidificante de materiales con nitrocelulosa; disolvente de adhesivos de juguetes de plastico y maquetas; prodnctos qufmicos (acido benzoico, derivados del bencilo, sacarina, medicamentos, tintes, perfumes); generaci6n de diisocianatos de tolueno (resinas de poliuretano); explosivos (TNT); sulfonatos de tolueno (detergentes).
Carcin6geno. Altamente t6xico. Inflamable, riesgo de incendio. T6xico por ingesti6n, inhalaci6n y adsorci6n cutanea; irritante de Ia pie! y los ojos. Inflamable, riesgo de incendio. Inflamable, riesgo de incendio. T6xico por ingesti6n, inhalaci6n y adsorci6n cutanea.
0
)>
Fenol, cloronitrobenceno, anilina, disolvente de diisocianato de metileno, disolvente, pesticida, transferencia de calor. Cloruro de polivinilo y copolfmeros, sfntesis organica, adhesivos para phisticos. Eliminaci6n de pinturas, desengrase mediante disolventes, procesamiento de pl
Riesgo de incendio moderado. Evitar Ia inhalaci6n y el contacto con Ia pie!. Material extremadamente t6xico e inestable en cualquier tipo de exposici6n. Carcin6geno. T6xico. Carcin6geno, narc6tico.
-1
m JJ
Cii -1
0
)> (j)
Irritante para pie! y ojos.
0
m
~
(j)
Pesticidas, herbicidas, insecticidas a
Endrina (C 12 H 8 0Cl 6 ) Lindano (C 6 H 6 Cl 6 ) Metoxicloro (Cl 3 CCH(C 6 H 4 OCH 3 ) 2 ) Toxafeno (C 10 H 10 Cl 8 ) Silvex (Cl 3 C 6 H 2 0CH(CH 3 )COOH)
JJ
)>
0
Insecticida y fumigan te Pesticida. Insecticida.
T6xico por inhalaci6n y adsorci6n cutanea, carcin6geno. T6xico por inhalaci6n, ingesti6n y adsorci6n cutanea. Material t6xico.
)> G)
c
)> (j)
JJ
m
(j)
0
Insecticida y fumigante. Herbicida, regulador del crecimiento de plantas.
T6xico por ingesti6n, inhalaci6n y adsorci6n cutanea. Material t6xico; su uso esta restringido.
c
)>
r m
(j)
" Los pesticidas, herbicidas e insecticidas se citan con sus nombres comerciales. Los compuestos citados tambien son compuestos organicos halogenados.
"""'
CD
80
INGENIERIA DE AGUAS RESIDUALES
vas al nitrogeno albuminoide y al oxfgeno consumido. Sin embargo, su importancia ya no es la misma. Mientras que antes se empleaban casi exclusivamente como indicadores de la materia organica, actuab;nente se emplean para determinar la disponibilidad de nitrogeno para mantener la actividad biologica en los procesos de tratamiento de aguas residuales industriales y para evitar indeseables proliferaciones de algas en las aguas receptoras. En el segundo grupo de ensayos, los empleados para determinar concentraciones a nivel de traza, por debajo de 1 mg/1, se emplean metodos instrumentales que incluyen la cromatograffa de gases y la espectroscopia de masa. A lo largo de los ultimos 10 afios se ha mejorado notablemente la sensibilidad de los metodos empleados para determinacion de concentraciones de este nivel, por lo que la deteccion de concentraciones del orden de 0,01 mg/1 ha pasado a ser una cuestion rutinaria. La determinacion de las concentraciones de pesticidas suele llevarse a cabo mediante el metodo de extracci6n con carbono-cloroformo, que consiste en la separaci6n de los contaminantes del agua hacienda pasar una muestra de agua por una columna de carbon activado, para luego separar los contaminantes del carbono empleando cloroformo. A continuaci6n, se hace evaporar el cloroformo, con lo cual se puede pesar los contaminantes. Es posible determinar con precision concentraciones de pesticidas y herbicidas del orden de una parte por bill6n (ppb) o inferiores empleando determinados metodos tales como la cromatograffa de gases y de captura electr6nica, o mediente detectores colorimetricos [18]. El panimetro de contaminacion oraplicable tanto a aguas residuales como a ganica mas ampliamente aguas superficiales, es la DBO a 5 dfas (DB0 5 ). :ta determinacion del mismo esta relacionada con la medici6n del oxigeno disuelto que consumen los microorganismos en el proceso de oxidaci6n bioqufmica de la materia organica. A pesar de lo extendido del uso del ensayo de la DBO, esta sujeto a ciertas limitaciones, que se comentanin mas adelante en este mismo capitulo. Se espera que, gracias al continuado esfuerzo de los especialistas en este campo, su uso pueda ser sustituido por alguno de los demas metodos de medicion del contenido organico o que, incluso, se desarrolle algun metoda nuevo que pueda sustituirlo. Sin embargo, wor que, si el amilisis esta sujeto a serias limitaciones, se le dedica tanto espacio en este texto? La explicacion se basa en que los resultados de los ensayos de DBO se emplean para: (1) determinar la cantidad aproximada de oxfgeno que se requerira para estabilizar biologicamente la materia organica presente; (2) dimensionar las instalaciones de tratamiento de aguas residuales; (3) medir la eficacia de algunos procesos de tratamiento, y (4) controlar el cumplimiento de las limitaciones a que estan sujetos los vertidos. Debido a que se supone que es un ensayo que todavfa estara vigente durante algun tiempo, es importante conocerlo a fondo, tanto en su desarrollo como en sus limitaciones. Con el fin de asegurar la fiabilidad de los resultados o btenidos, es preciso diluir convenientemente la muestra con una soluci6n especialmente preparada de modo que se asegure la disponibilidad de nutrientes y oxigeno durante el
CARACTERISTICAS DE LAS AGUAS RESIDUALES
81
periodo de incubacion. Normalmente se suelen preparar diversas diluciones para cubrir todo el intervalo de posibles valores de la DBO. En la Tabla 3-10 se indican los intervalos de valores de la DBO que pueden ser medidos con varias diluciones, basadas en mezclas porcentuales y pipeteo directo. En la Figura 3-11 se ilustra el procedimiento general para la preparacion de las botellas de incubacion que se emplean en el ensayo. TABLA 3-10 DBO medible con diferentes diluciones de Ia muestra a
En el caso de muestras con gran poblacion de microorganismos (como el agua residual no tratada, por ejemplo), no es necesario inocular las muestras. Caso de ser necesario, se puede inocular el agua de diluci6n con un cultivo bacteriano ya aclimatado a la materia organica y otros compuestos presentes en el agua residual. El inocula que se emplea para preparar el agua de dilucion es un cultivo mixto. Dichos cultivos contienen gran numero de bacterias saprofitas y otros organismos que oxidan la materia organica. Contienen tambien determinadas bacterias aut6trofas que oxidan la materia no carbonasa. Varios de estos inoculos han sido comercializados. El periodo de incubaci6n es, normalmente, de 5 dfas a 20 °C, aunque tambien se pueden adoptar diferentes periodos de tiempo y temperaturas. Tambien se suelen emplear periodos mas largos (normalmente siete dfas), para acomodarse a los turnos de trabajo de la planta. Esto es especialmente cierto en el caso de pequefias plantas de tratamiento, en las que el personal de laboratorio no suele trabajar los fines de semana. De todos modos, y con
82
INGENIERIA DE AGUAS RESIDUALES
Aire Muestra de agua residual que contiene materia orgilnica y un nUmero adecuado de bacterias (el volumen de Ia muestra depende de Ia DBO estimada)
Nutrientes esenciales (N, P, K, Fe, etc.) y otros aditivos
Recipients de crista! (aprox. 201)
f-~'-'-\:------4 Bote! Ia de crista! para el ensayo de DBO (volumen = 300 mil
Piedra porosa
DBO I lena con Ia muestra del ensayo mas el agua de diluci6n no inoculada {muestra no inoculada)
Agua de diluci6n sin in6culo
(a) Aire Muestra de agua residual el ensayo de Ia DBO que materia orgclnica y contiene bacterias a contiene nUmero insuficiente de elias
Agua de diluci6n inoculada
Botella de DBO !lena con Ia muestra + el agua de diluci6n inoculada
con el agua de diluci6n inoculada (testigo inoculado)
(b)
FIGURA 3-1 Procedimiento de preparaci6n de botellas para el ensayo de Ia DBO: (a) agua de diluci6n sin in6culo, y (b) agua de diluci6n inoculada [23].
independencia de la duraci6n del ensayo, es importante asegurar que la temperatura se mantenga constante a lo largo del mismo. La medici6n del oxfgeno disuelto se hace antes y despues del periodo de incubaci6n (Fig. 3-12), y la DBO se calcula empleando las Ecuaciones 3.2 o 3.3. Cuando el agua de diluci6n no ha sido inoculada, DBO, mg/1 =
D 1 -D 2 p
(3.2)
Cuando el agua de diluci6n ha sido inoculada, Ecuaci6n 3.3 (3.3)
CARACTERISTICAS DE LAS AGUAS RESIDUALES
83
FIGURA 3-12 Medici6n de Ia cantidad de oxfgeno de una botella de 080 mediante un medidor de DO equipado con un mecanismo de agitaci6n.
donde
oxfgeno disuelto de la muestra diluida inmediatamente despues de la preparaci6n de la misma, en mg/1. D 2 = oxfgeno disuelto de la muestra diluida tras 5 dfas de incubaci6n a 20 oc , en mg/1. P = fracci6n volumetrica de muestra empleada. B 1 = concentracion de oxfgeno disuelto en el testigo (conteniendo solo agua de dilucion), antes de la incubacion, en mg/1. B 2 = concentraci6n de oxfgeno disuelto en el testigo (conteniendo solo agua de dilucion), despues de incubaci6n, en mg/1. f = relacion entre inoculo en la muestra e inoculo en el testigo (por 100 in6culo en 100 inoculo en B 1). =
La oxidacion bioqufmica es un proceso lento, cuya duracion es, en teorfa, infinita. En un periodo de 20 dfas se completa la oxidacion del 95 a 99 por 100 de la materia carbonosa, yen los 5 dfas que dura el ensayo de la DBO se llega a oxidar entre el 60 y el 70 por 100. Se asume la temperatura de 20 oc como un valor medio representativo de que se da en los cursos de agua que a baja velocidad en dimas suaves, y es facilmente duplicada en un incubador. Los resultados obtenidos a diferentes temperaturas seran distintos, debido a que las de las reacciones bioqufmicas son funci6n de la temper_atura.
INGENIERIA DE AGUAS RESIDUALES
Por razones de tipo pnictico, la cinetica de la reaccwn de la DBO se formula de acuerdo con una reacci6n de primer orden, y puede expresarse de la siguiente manera:
d4
-=
dt
(3.4)
-kL
t
donde L 1 es la cantidad de DBO de la primera fase que queda en el agua en el instante t, y k es la constante de la reacci6n. Esta ecuaci6n puede integrarse del siguiente modo: (3.5) Lt _ e ~kt -_ L
1 o~Kt
(3.6)
donde L o DBOL es la DBO que queda en el instante t = 0 (es decir, la DBO total o ultima de la primera fase inicialmente presente). La relaci6n entre k (en base e) y K (en base decimal), es la siguiente: K(base 10) =
k(base e) , 2 303
(3.7)
La cantidad de DBO presente en el instante t es: (3.8)
en tanto que y, la cantidad de DBO eliminada en el instante t es: Yt = L- L1 = L(1-
e~kt)
(3.9)
La DBO a los 5 dias es: (3.10) Esta relaci6n se ilustra en la Figura 3-13. El empleo de las ecuaciones de la DBO se ilustra en el ejemplo 3-2.
DBO presente en el instante de tiempo t
Tiempo, t
FIGURA 3-13 Construcci6n de Ia curva de Ia DBO de Ia primera fase.
CARACTERISTICAS DE LAS AGUAS RESIDUALES
85
3-2. Calculo de Ia DBO. Determinar la DBO de 1 dfa y la DBO ultima la primera fase para un agua residual cuya DBO a los 5 dfas a 20 oc es de 200 mg/1. La constante de la reaccion k(base e) = 0,23 dfa -1. Soluci6n
1.
Determinacion de la DBO ultima: L, = Le- 1" y 5 = L~ L 5 = L(l 200
Para el caso de aguas contaminadas o aguas residuales, un valor tfpico para k (en base e, a 20 oc ) puede ser 0,23 d - 1 ( = 0,10 · k/dfa en base decimal). No obstante, el valor de la constante de reacci6n varfa bastante, dependiendo del tipo de agua residual. Puede variar entre 0,05 y 0,3 d- 1 (en base e), o alcanzar valores incluso superiores a estos. Para la misma DBO ultima, la absorci6n de oxfgeno varian! con el tiempo y los diferentes valores de k (vease Fig. 3-14).
'§;
E
ci 00 0
Tiempo, dfas
Efecto de Ia constante de reacci6n k sabre Ia 080 (para un valor de L determinado).
INGENIERIA DE AGUAS RESIDUALES
Como ya se ha comentado, el anaJisis de la DBO de un agua residual suele hacerse a 20 oc . No obstante, tambien es posible determinar el valor de la constante de reacci6n a otras temperaturas. Para ello se puede emplear la siguiente ecuaci6n aproximada, que se deriva de la relaci6n de Van't HoffArrhenius: (3.11)
Se ha podido comprobar que los valores de() varian entre 1,056 cuando la temperatura se halla entre 20 y 30 oc y 1.135 cuando la temperatura se situa entre 4 y 20 oc [15]. en de Durante el proceso de hidr6lisis de protefnas se produce materia no carbonosa, como el amonfaco por ejemplo. Hay dos grupos de bacterias aut6trofas capaces de oxidar el amonfaco a nitrito y, a continuaci6n, a nitrato. Las reacciones generalizadas son las siguientes: a)
NH 3
+ ~0 2
b)
NH 2
+ 10 2
NH 3
+ 20 2
Bacte1ias formadoras de nitritos
Bacterias formadoras de nitratos
HN0 2
+ H2 0
HN0 3 HN0 3
(3.12) (3.13)
+ H2 0
(3.14)
Se conoce con el nombre de demanda bioqufmica de oxfgeno nitrogenada (DBON) la demanda de oxfgeno asociada al proceso de oxidaci6n de amonfaco a nitrato. En la Figura 3-15 se muestra la evoluci6n y origen de la demanda de oxfgeno normal en un ensayo de DBO con aguas residuales domesticas. Normalmente, es necesario un periodo de entre 6 y 10 dfas para que las bacterias nitrificantes ejerzan una demanda de oxfgeno medible, debido a la lentitud del proceso de reproducci6n de las mismas y al tiempo necesario para alcanzar una poblaci6n suficiente. Sin embargo, si la poblaci6n es suficientemente grande desde el principio, las interferencias con los procesos que se dan durante los 5 dias de duraci6n del ensayo de la DBO pueden ser significativas. Ello conduce a la posibilidad de interpretaciones err6neas de los datos de funcionamiento de las instalaciones de tratamiento en aquellos casos en los que la nitrificaci6n se produce durante el periodo de ejecuci6n de los ensayos de DBO. Supongamos que la DBO registrada en el efluente de un tratamiento biol6gico toma los valores 20 mg/1 sin nitrificaci6n, y 40 mg/1 con nitrificaci6n. Si la DBO del afluente es de 200 mg/1, las eficacias en la eliminaci6n de la DBO serfan, respectivamente, el 90 y el 80 por 100. Por lo tanto, a la hora de estudiar los resultados, si el calculo se realiza suponiendo que no se produce una nitrificaci6n que sf esta teniendo lugar en la realidad, se puede cometer el error de creer que la eficacia del proceso de tratamiento no es buena, cuando en realidad en bastante efectivo.
CARACTERISTICAS DE LAS AGUAS RESIDUALES
87
Cuando se d€ Ia presencia de suficientes bacterias nitrificantes siguiendo Ia lfnea de trazos
Demanda bioqufmica nitrogenada de oxfgeno (DBCO)
'§ E
a' c
·x'"0
•
'0
ro '0
1
c
E
Cl
Se ha observado que Ia nitrificaci6n se suele producir entre el quinto y el octavo dfa desde el inicio del peri ado de incubaci6n de Ia DBO
Demanda bioqufmica
carbo nasa de oxigen a (DBCO)
llempo, d
FIGURA 3-15 Esquema de definicion de las demandas bioqufmica de oxfgeno carbonosa y nitrogenada ejercidas por una muestra de agua residual.
Demanda carbonosa de Es posible evitar las interferencias debidas ala presencia de bacterias nitrificantes mediante el pretratamiento de las muestras o el uso de inhibidores. Los procesos de pretratamiento incluyen la pasteurizaci6n, la cloraci6n y el tratamiento de las muestras con acidos. Los agentes inhibidores suelen ser de naturaleza e incluyen compuestos tales como el azul de metileno, la tiourea y rea, el 2-cloro-6 (triclorometil) piridina y otros productos [37]. En la ultima edici6n dellibro Standard Methods [18], se considera como parte del proceso de ensayo la eliminaci6n de la reacci6n de nitrificaci6n en los ensayos de DBO. Los resultados obtenidos en ensayos DBO en que se la de oxfgeno carbonitrificaci6n se conocen como DBOC (demanda nasa). Actualmente, para los permisos de vertido, se esta reemplazando la DBO por la DBOC, especialmente en casos en los que se sabe que se produce nitrificaci6n. de los datos Si emplearse los valores de la DB0 5 para calcular los valores de la DBO a 20 dfas o la DBO ultima, es necesario conocer el valor de k. se desconocen estos valores, el procedimiento que se sigue habitualmente es la determinacion de K y La de una serie de medidas de la DBO. Existen varios metodos de hacer esta operacion, entre los que podemos destacar el mfnimos cuadrados, el de los momentos [1 el de las diferencias diarias [27], el de relaci6n [16], el Thomas [26], y el Fujimoto [5]. El metodo de mfnimos y el de Fujimoto son objeto de amilisis en siguientes apartados.
INGENIERIA DE AGUAS RESIDUALES
El metodo de mfnimos cuadrados el proceso de ajustar una curva a un de experimentales, de manera que la suma de los cuadrados de los residuos (diferencia entre el los datos conocidos y la sea minima. En base a este curva en cada uno de los puntos un m1smo "''n""'H" metodo, es posible encajar diferentes de curvas de datos. Por ejemplo, para una serie de medidas de DBO de una misma muestra en tiempos diferentes, podemos escribir, para cada uno de los n la siguiente expresi6n:
-dy\
dt t~ll
= k(L- Yn)
(3.15)
En esta ecuaci6n, tanto k como L son incognitas. que dyjdx representa el valor de curva que se el no se dani la entre ambos de puntos para valores de k y L terminos de la Ecuaci6n 3-15 debido a los errores experimentales. Si esa diferencia y la llamamos podemos reescribir la Ecuaci6n 3-15, para el manera: caso general, de la
dy R = k(L- y)-dt
la notaci6n y' = R = kL- ky- y'
obtenemos: (3.17)
donde si reemplazamos a por kL y - b por k, obtenemos: R =a+ by- y'
(3.18)
Llegados a este punto, si la suma de los cuadrados de satisfacerse
residuos debe ser
oR
=I2R-=O 8a
2R-=0 8b
(3.20)
Si las operaciones en la Ecuaci6n 3-15 se llevan a cabo empleando el valor del residuo R definido por la Ecuaci6n 3-14, se obtendran las siguientes expreswnes: na a
I
+b
y' = 0
y-
Y + b I y2 -
I
yy' =
o
(3.22)
CARACTERISTICAS DE LAS AGUAS RESIDUALES
en las que n
=
89
mimero de datos
a=- bL
b = - k (base e) L= -ajb
y = yt, en mg/1 Yn+l- Yn-1
1
y
=
211t
En el ejemplo 3-3 se ilustra la aplicaci6n del metodo de mfnimos cuadrados al amilisis de datos de la DBO. En el metodo Fujimoto, se construye una gnifica con la relaci6n entre la DBO en los tiempos t + 1 frente al valor de la DBO en los instantes t. El valor de la intersecci6n de esta curva con la recta de pendiente unidad corresponde al valor de la DBO ultima. Una vez se ha determinado el valor de la DBOv la determinacion de la constante de la reacci6n se realiza empleando la Ecuaci6n 3.14 con uno de los valores de la DBO de los que se dispone. En el Ejemplo 3-3 tambien se ilustra la aplicaci6n del metodo Fujimoto.
3-3. Calculo de las constantes de el metodo de cuadrados y el metodo Calcular los valores de L y k correspondientes a los siguientes datos de DBO, obtenidos en un curso de agua que recibe efluentes tratados, empleando el metodo de mfnimos cuadrados y el metodo Fujimoto:
2
4
6
8
10
11
18
22
24
26
t, d y, mg/L
Soluci6n
1.
Elaborar una tabla de calculo y llevar a cabo los siguientes pasos:
2 4 6 0
0
y
:1
11
18 22 24
121 324 484 576
4,50 2,75 1,50
49,5 49,5 33,0 24,0
75
1.505
9,75
156,0
La pendiente y' se calcula mediante la siguiente expresi6n: dy
-=y1 dt
Yn+l- Yn-1
2M
90
INGENIERIA DE AGUAS RESIDUALES
2,
Obtener los valores de a y b resolviendo las Ecuaciones 119 y 3.20 sustituyendo los valores calculados en el primer paso: 4a + 75b - 9,75 = 0 75a + L505b - 156,0 = 0 a=7,5 y b = -0,271
3,
Determinacion de los valores de k y L: k = - b = 0,271 (base e) a 7,5 L = - = - - = 27 7 mg/1
b
4,
0,271
'
Construir una grafica con Ia relaci6n entre DBO t + 1 y DBO t, En la misma grafica, representar una recta con pendiente unidad, El valor de la DBO correspondiente a Ia intersecci6n de ambas rectas corresponde al valor de la DBO ultima,
""E
Ol
0
"'
0
DBO,, mg/1
5,
Determinar el valor de k empleando la Ecuaci6n 3,9: Y6 = L- L6 =
- e-6K')
22 = L- L 6 = 27,8(1 - e- 6 rc)
k
=
0,293 d- 1
n'\1!1:>11'"' '"""' de Ia La determinacion tanto de constante reaccion k, se puede a cabo de manera mas efectiva en un laboratorio una celda electrolltica de gran 1) o un de laboratorio, Tambien se emplear la volumen celda electrolftica para la determinacion continua de la DBO En la de sobre la muestra se mantiene
CARACTERISTICAS DE LAS AGUAS RESIDUALES
91
Electrodo de oxlgeno Electrode
Electrode
Adaptador del contenedor del absorbente de C0 2
:______/ Reactor
potasico
Agitador
(a)
(b)
FIGURA 3-16 Respir6metro electrolftico para Ia determinacion de Ia DBO: (a) esquematica [37, 38], y (b) respir6metro comercial con celulas electrolfticas.
constante al ir sustituyendo continuamente el oxfgeno consumido por los microorganismos. Ello se consigue mas por de una reacci6n de electr6lisis en respuesta a los cambios de Las lecturas de los valores de la DBO se el durante el que el oxfgeno fue generado y oxfgeno con la reacci6n de electr6lisis. que la celda electrolftica al respir6metro convencional son el uso de una muestra de gran tamafio (1 1) los errores por la toma de muestras instantaneas y en y obtenci6n directa del valor de la DBO. En la Fig. 3-16b se ilustra tambien un respir6metro electrolitico de en el mercado.
INGENIERIA DE AGUAS RESIDUALES
Demanda bioqufmica carbonosa de oxfgeno Ultima de Ia muestra de agua residual (DBOu)
I
Cantidad total residual de materia org.3nica en el interior de Ia bote I Ia
Punta en el que el contenido de materia orgBnica en Ia botella de DBO se presenta esencialmente en forma de tejido celular
Oxfgeno consumido (e.d. DBO eliminada)
Fase de
Fase
Tiempo, t
de retardo crecimiento exponencial
DBO, (residual)
Fase de crecimiento estacionario
Fase de muerte
(a)
DBOu
Cantidad de materia orgEinica residual (existente e idealizada)
Curva de Ia DBO ideal
DBO
=DBO,- DBO,
Tiempo, t
(b)
FIGURA 3-17 Ana.lisis funcional del ensayo de Ia DBO: (a) interrelaci6n entre el residuo organico, Ia masa bacteriana residuo organico total y oxfgeno consumido en el ensayo, y idealizada del ensayo de Ia DBO [23].
CARACTERISTICAS DE LAS AGUAS RESIDUALES
93
el arbitrario y el hecho de que y, por que el sido utilizada la materia
de reducir el efecto de los de lH.d"HfJ'V
Demand a
el contenido de materia un residuales. En el ensayo, se oxidante en medio acido para la determinacion del la materia que oxidarse. El excelentes en este sentido. El ensayo debe hacerse a elevadas la de determinados de raturas. Para de Puesto que normal desarrollo del ensayo, antes del ensayo. En el caso de vuJq_m~,:u dicromato como ca que expresarse, de modo: Materia organica
calor
+
0
(3B)
la medici6n de la materia tambien se El ensayo de que orgamca en aguas residuales tanto de un agua contengan compuestos t6xicos para la vida '"'"-"v"''"'l. residual suele ser mayor que su corresn,=>n,clle:n siendo esto al mayor mimero de frente a los que se por vfa residuales es establecer una relaci6n entre los y la determinar la . Ello de gran utilidad en un frente 5 necesanos para nP,rPriTl la DBO. Una vez establecida la correlaci6n entre ambos emplearse las medidas de la para el funcionamiento y control de las plantas de tratamiento. metodo para medir la materia orP"'""''-HHvH,Cv indicado para materia El ensayo se lleva a cabo la muestra en un homo a tura o en un medio carbono se oxida a anhfdrido con un
94
INGENIERIA DE AGUAS RESIDUALES
acidificaci6n de la muestra antes del anaJisis elimina los posibles errores debidos a presencia de Si se conoce la presencia compuestos organicos en la muestra, se suprime la aireaci6n para evitar su separaci6n. El ensayo puede realizarse en muy poco tiempo, y su uso se esta c"''"'""uv muy rapidamente. No obstante, algunos compuestos organicos presentes no oxidarse, lo cual conducira a valores medidos del COT ligeramente inferiores a las cantidades realmente presentes en la muestra. En la Tabla 3-16 del apartado 3-5 de este capitulo se dan valores tfpicos del COT de aguas residuales. Normalmente, la materia organica de ongen animal o vegetal presente en las aguas residuales, de combinaciones de hidr6geno, oxfgeno y nitr6geno. Los principales grupos de compuestos de este tipo presentes en las aguas residuales son, como ya se ha comentado, los hidratos de carbono, las protefnas, los aceites y las grasas, y los productos de la descomposici6n de los mismos. En el capitulo 8 se estudia la descomposici6n biol6gica de estas sustancias. Tal y como se ilustra en el Ejemplo 3-4, es posible calcular la demanda te6rica de oxigeno si se dispone de la quimica de la materia organica.
3~4.
1.
2. 3.
Calculo de Ia DTeO. Determinar la DTeO para la glicina aceptando como va]idas las siguientes suposiciones:
En la primera fase, los atomos de carbono se oxidan a C0 2 mientras que el nitr6geno se convierte en amoniaco. En la segunda y tercera fase, el amoniaco se oxida a nitrato y nitrito. La DTeO es Ia suma del oxfgeno requerido en cada una de las fases.
Solucion 1.
Reacci6n igualada de la demanda carbonosa de oxfgeno:
+"'O 2 2 ___,. 2.
0
Reacci6n igualada de la demanda nitrogenosa de oxigeno: a)
or~ de La posibilidad de establecer relaciones constantes entre los diferentes panimetros de medida del en materia De todos el mas mente del tipo de agua residual y de su do de interrelacionar resulta ser la debido a los diferentes e inconvenientes que presenta su analisis el dedicado al estudio de la DBO). No obstante, para aguas domesticas brutas el cociente DB0 5 /DQO se halla en el intervalo - 0,8, mientras que la relaci6n DB0 5 /COT varia entre y Es · hacer menci6n hecho que de trataestas relaciones presentan en funci6n del miento a que se ha sometido a las aguas antes de hacer los analisis. Dada la diferencia en el tiempo necesario para la los ensayos de COT y otros ensayos relacionados con estos del ensayo de la DBO, es de esperar que su uso aumente en el futuro.
Son varios los componentes de las aguas y naturales que tienen importancia para la determinacion y de la del agua. Las concentraciones de las en el agua aumentan tanto por el contacto del agua con las diferentes formaciones "'V'J~~"'~~-~0, las aguas residuales, aguas naturales disuelven contacto. Las aguas triales, no se suelen tratar con el objetivo ""'"'"rit1r tuyentes inorganicos que se ciones de consituyentes inorganicos al proceso natural de evaporaci6n que elimina del agua y las sustancias inorganicas en el agua. Puesto que las concentraciones de diferentes constituyentes inorganicos afectar mucho a los usos del agua, conviene examinar naturaleza de algunos que han sido incorporados al agua La concentraci6n de ion es un importancia tanto para el caso aguas naturales como lo de concentraciones adecuado para la adecuada y la mayor parte de la vida biol6gica es bastante estrecho y crftico. El agua residual con concentraciones de ion des de tratamiento con procesos y el concentraci6n de ion hidr6geno en las aguas naturales si esta no se modifica antes de la evacuaci6n las aguas. La concentraci6n de ion hidr6geno en el agua esta muy estrechamente relacionada con la cuantfa en que se disocian las agua se disocia en iones e
0
+--+
+
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INGENIERIA DE AGUAS RESIDUALES
_ _[_O_H_-_] = K [H 2 0]
(3.25)
en la que los corchetes representan las concentraciones de los difeen moles por litro. Puesto que la concentraci6n agua en un sistema acuoso es esencialmente constante, se el de esta a la constante de K para obtener: (3.26) se conoce con el nombre de constante de ionizaci6n o producto de es, aproximadamente, 1 · 10- 14 a temperatura ionizaci6n del agua, y su de 25 ac . La Ecuaci6n 3.26 puede utilizarse para el calculo de la concentraci6n ion hidroxilo una vez conocida la concentraci6n de ion hidr6geno, y v1ceversa. La forma de expresar la concentraci6n de ion hidr6geno es como cambiado de signo de la concenque se define como el logaritmo traci6n de ion hidr6geno. (3.27) Si empleamos una notaci6n ~"U'~'"'U para el (logaritmo cambiado de de la concentraci6n de ion es facil comprobar que , a partir de la Ecuaci6n 3.26 y para agua a 25 ac , se pH+
=
14
(3.28)
El de los sistemas acuosos medirse convenientemente con un pHmetro. Para el mismo procedimiento de medici6n tambien se emplean soluciones indicadoras y papeles de que cambian de color a determinados valores del El color de la soluci6n o del se compara entonces con el color de series normalizadas. Otro de calidad es la concentraci6n de cloruros. Los cloruros que se encuentran en el agua natural proceden de la disoluci6n de suelos y rocas que los contengan y que estan en contacto con el agua. En el caso de aguas su presencia tambien es debida a la intrusion de aguas saladas. Otra fuente de cloruros es la descarga de aguas residuales e industriales a aguas superficiales. uu"c~uuu, por ejemplo, suponen unos 6g de cloruros por persona y dfa. En lugares la dureza del agua sea elevada, los compuestos que reducen la dureza del aguas tambien son una importante fuente de aportaci6n de cloruros. Puesto que los metodos convencionales de tratamiento de las aguas no contemplan la de cloruros en cantidades significativas, concentraciones de cloruros a las normales pueden constituir indicadores de
CARACTERISTICAS DE LAS AGUAS RESIDUALES
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que la masa de agua receptora esta siendo utilizada para el vertido de aguas residuales. La infiltraci6n de agua subterranea en las alcantarillas contiguas a aguas saladas constituye tambien una potencial fuente de cloruros y sulfatos. La alcalinidad de un agua residual esta provocada por la presencia de hidr6xidos, carbonatos y bicarbonatos de elementos como el calcio, el magnesia, el sodio, el potasio o el amoniaco. De entre todos ellos, los mas comunes son el bicarbonato de calcio y el bicarbonato de magnesio. La alcalinidad ayuda a regular los cambios del por la de acidos. Normalmente, el agua residual es que adquiere de las aguas de tratamiento, el agua subterranea, y los materiales afiadidos en los usos domesticos. La alcalinidad se determina por con un acido normalizado, expresandose los resultados en carbonato de calcio, La concentraci6n de alcalinidad en un agua residual es importante en aquellos casos en los que empleen tratamientos qufmicos (veanse 9 y 1 en la eliminaci6n biol6gica de nutrientes (Cap. 1 y cuando haya que eliminar el amonfaco mediante arrastre por aire 12). Los elementos nitr6geno y f6sforo son esenciales para el crecimiento de protistas y plantas, raz6n por la cual reciben el nombre de nutrientes o bioestimuladores. Trazas de otros elementos, tales como el son necesarios para e1 crecimiento biol6gico. No obstante, el nitrogeno y el f6sforo son, en la mayorfa de los casos, los principales elementos nutritivos. Puesto que el nitrogeno es absolutamente basico para la sfntesis de sera preciso conocer datos sobre la presencia del mismo en las aguas, y en cantidades, para valorar la posibilidad de tratamiento de las aguas domesticas e industriales mediante procesos biologicos. Cuando el contenido de nitrogeno sea insuficiente, sera preciso afiadirlo para hacer tratable el agua residual. En los Capftulos 8 y 10 se las necesidades nutrientes para el tratamiento biologico del agua residual. En aquellos casos en los que sea necesario el control del crecimiento de algas en la masa de agua receptora para preservar los usos a que se destina, ser necesaria la v"''~H'"~'-~~" cion del nitrogeno en las aguas residuales antes del vertido (vease El contenido total en nitrogeno esta compuesto por nitrogeno organico, amonfaco, nitrito y nitrato. El contenido en nitrogeno organico se determina con el metodo Kjeldahl. Se hierve la muestra acuosa con el objeto de eliminar el amonfaco, para dar paso al proceso de digestion en el que el nitrogeno organico se convierte en amonfaco. El nitrogeno Kjeldahl total se determina del mismo modo que el nitrogeno organico, con la diferencia de que no se elimina el amonfaco presente antes proceso de digestion. Por lo tanto, el nitr6geno Kjeldahl total ambas formas de nitrogeno, el organico y el amoniacal. El nitr6geno amoniacal se encuentra en solucion acuosa, bien en forma de ion amonio o como amonfaco, en funcion del de la solucion, de acuerdo con la siguiente ecuacion de
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A niveles de a 7, el se desplaza hacia la mientras que el ion amonio es a valores del menores que 7. El amonfaco se determina elevando el destilando el amonfaco con el vapor "'-'"''"'''L"' cuando se hierve la muestra y condensando el vapor que absorbe el amonfaco gaseoso. La se a cabo titrimetricao mediante ion-electrodo especfficos. del determinacion se realiza colorimetricamente, es y oxidable a la forma de nitrato. Es un indicador de la contaminacion anterior al proceso de estabilizacion y raramente y en el caso de aguas excede la cantidad de 1 en el agua A pesar que su suele darse en concentraciones los nitritos tienen gran en el estudio de aguas de residuales y contaminaci6n de aguas, dada su gran toxicidad para gran la y demas acuaticas. Los nitritos presentes en los efluentes de aguas residuales se oxidan por adici6n de cloro, lo cual aumenta la cantidad de cloro a dosificar y por tanto el coste de la desinfecci6n. El del nitrato es la forma mas oxidada del nitrogeno que se aguas residuales. Cuando un efluente secundario deba la recarga de agua la concentracion del Ello es debido a las que impone la EPA aguas en las que el contenido en nitratos no puede superar 45 como N0.3, dadas sus graves y, fatales conseLa concentracion de nitratos en efluentes de cuencias sobre los nifios aguas residuales variar entre 0 y 20 en forma de nitrogeno (N), con valores entre 15 y 20 La concentracion de nitratos tambien suele determinarse vfa metodos del en naturaleza. En la Figura 3-18 se ilustran las diferentes formas en las que el esta presente en la naturaleza, con los diferentes mecanismos los cuales van cambiando sus formas. En el agua residual nitrogeno se halla primariamente combinado en forma de materia y urea, aunque su paso ala forma amoniacal se La edad de un agua residual puede medirse en funci6n de la de amonfaco En medio la accion de las amoniacal a nitratos y nitritos (vease oxidar el ~r·~~-w en forma de nitratos en un agua residual es un fiel indicador de que el se ha estabilizado con respecto ala demanda de No los auJllucuco" los nitratos para sintetizar animales. La muerte y descomposici6n de protefnas c~t;ta!c" y animales vuelve a generar mas amonfaco. Por lo si la presencia de nitratos por y otras plantas para la sfntesis de medidas para la reduccion del nitrogeno de estas
El f6sforo tambien es esencial para el crecirhiento de algas y otros Debido a que en aguas tienen lugar nociincontroladas de actualmente existe mucho interes en
Or ina Urea Algas y bacterias que fijan el nitr6gene
t
~
\
Pretefnas Ali mente animal Pretefnas animales, ~-------- vegetales, N ergiinice N erganice
FIGURA
Fertilizantes para plantas
3~18
Cicio del limitar la cantidad de compuestos de f6sforo que alcanzan las aguas les por medio de vertidos de aguas residuales traves de las escorrentfas naturales, Como citar el caso aguas residuales municipales, cuyo contenido en f6sforo como P vanar entre 4 y 15 mg/L Las formas mas frecuentes en las que se acuosas incluyen el ortofosfato, el polifosfato ortofosfatos como el P04 3 , HP04 2 , y disponibles para el metabolismo biol6gico que sea una posterioL Los ortofosfatos incluyen con dos 0 mas atomos fosforo, atomos de oxfgeno y, en detei1llllll3LdClS casos, atomos de hidr6geno combinadas en moleculas complejas, La de los !JVJLHVC>< en el que recuperan sus formas como acuosas, No obstante, esta hidr6lisis f6sforo organico es de poca domesticos, pero puede ser un triales y fangos de aguas domesticas, La determinacion del ortofosfato a cabo afladiendo directamente alguna substancia que origine un el como pueda ser el caso del molibdato am6nico, Antes de dei:enmll1ai dad de polifosfatos y fosfatos organicos un metoda es
100
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preciso convertirlos a polifosfatos, operacion que se lleva a cabo con un proceso de digestion en medio acido. Azufre. El ion sulfato se encuentra, de forma tanto en la mayorfa de las aguas de abastecimiento como en el agua residual. Para la sintesis de proteinas, es necesario disponer de elemento que posteriormente sera liberado en el proceso de degradacion de las mismas. Los sulfatos se reducen quimicamente a sulfuros y a sulfuros de hidrogeno S) bajo la accion bacteriana en condiciones anaerobias. A continuacion se explicitan las reacciones generales tfpicas que rigen estos procesos:
Materia organica
+ S04 2
bacteria
(3.30)
--------)>
s
(3.31)
El sulfuro de hidrogeno liberado a la atmosfera en redes de alcantarillado que no circulan en presion, tiende a acumularse en la clave de las tuberfas. El acumulado puede sufrir entonces oxidacion biologica para pasar a formar sulfurico, corrosivo para las tuberias de alcantarillado, y responsable del efecto corona [9]. Los sulfatos se reducen a sulfuros en los digestores de fangos, y pueden alterar el normal desarrollo de los procesos de tratamiento biologicos si la concentracion de sulfuro excede los 200 mg/1. Afortunadamente, estas concentraciones raramente se alcanzan. La mezcla de gases entre el gas de las alcanta+ y el S que se desprende, es corrosiva las conducciorillas nes de gas. Si posteriormente se quema en motores de gas, productos de la combustion causar daiios en el motor, provocando graves corrosiones en el circuito de recuperacion termica de los gases de escape, especialmente si se permitiese su enfriamiento por debajo del punto de condensacion. Algunos cationes son de gran importancia de cara al tratamiento y evacuacion de aguas residuales. Muchos de dichos compuestos estan clasificados como contaminantes prioritarios (vease Tabla 3-9). El cobre, el plomo, la plata, el cromo, el arsenico y el boro son toxicos en mayor o menor grado para los microorganismos, razon por la cual deben ser considerados en el proyecto de plantas de tratamiento biologico. El funcionamiento de muchas de ellas se ha visto alterado por la presencias de estos hasta el extremo de provocar la muerte de los microorganismos, obligando a detener el tratamiento. Por ejemplo, en los digestores de fango, el cobre es toxico a concentraciones de 100 mg/1, el nfquel y el cromo lo son al alcanzar valores de 500 mg/1 y el sodio tambien lo es a concentraciones [8]. El potasio y el amoniaco se encuentran tambien dentro del grupo de cationes para concentraciones de 4.000 mg/1. La alcalinidad presente en el fango de combinarse con los iones calcio y precipitar con ellos antes de que la concentracion de calcio alcance el nivel toxico. Algunos aniones entre los que se incluyen los cianuros y los cromatos, estan asimismo presentes en vertidos industriales. Se encuentran
CARACTERISTICAS DE LAS AGUAS RESIDUALES
101
principalmente en los efluentes de fabricas de recubrimientos metalicos, y deben ser eliminados en la propia fabrica mediante pretratamientos adecuados antes de verter a las aguas residuales municipales. El ion fluoruro, tambien t6xico, aparece frecuentemente en las aguas residuales de, fabricas de componentes electr6nicos. Tambien son t6xicos ciertos compuestos organicos presentes en algunos vertidos industriales. Metales pesados. Como constituyentes importantes de niuchas aguas, tambien se encuentran cantidades, a nivel de traza, de muchos metales. Entre ellos podemos destacar el nfquel (Ni), el manganeso (Mn), el plomo (Pb), el cromo (Cr), el cadmio (Cd), el cine (Zn), el cobre (Cu), el hierro (Fe) y el mercurio (Hg). Muchos de estos metales tambien estan catalogados como contaminantes prioritarios (vease Tabla 3- 9). Algunos de ellos son imprescindibles para el normal desarrollo de la vida biol6gica, y la ausencia de cantidades suficientes de ellos podrfa limitar el crecimiento de las algas, por ejemplo. Debido a su toxicidad, la presencia de cualquiera de ellos en cantidades excesivas interferira con gran numero de los usos del agua. Es por ello que, a menudo, resulta conveniente medir y tontrolar las concentraciones de dichas substancias. Los metodos para la determinaci6n de las concentraciones de estas substancias varfan en complejidad en funci6n de las sustancias causantes de interferencias potencialmente presentes [18]. Ademas, las cantidades de muchos de estos metales pueden detenninarse, a concentraciones muy bajas, empleando metodos instrumentales entre los que cabe destacar la polarograffa y la espectroscopfa de absorci6n at6mica.
Gases Los gases que con mayor frecuencia se encuentran en aguas residuales brutas son el nitr6geno (N 2 ), el oxfgeno (0 2 ), el di6xido de carbono (C0 2 ), el sulfuro de hidr6geno (H 2 S), el amonfaco (NH 3 ), y el metano (CH 4 ). Los tres primeros son gases de comun presencia en la atm6sfera, y se encuentran en todas las aguas en contacto con la misma. Los tres ultimos proceden de la descomposici6n de la materia organica presente en las aguas residuales. Si bien no se encuentran en el agua residual sin tratar, existen otros gases con los cuales debe estar familiarizado un ingeniero sanitaria. Tal es el caso, por ejemplo, del cloro (Cl 2 ) y el ozono (0 3 ) (desinfecci6n y control de olores), y los 6xidos de azufre y nitr6geno (procesos de combusti6n). Los apartados siguientes s6lo hacen referenda a aquellos de interes para el agua residual bruta. En estas aguas, el amonfaco se encontrara como ion amonio en la mayorfa de los casos (vease el apartado relativo al estudio del Nitr6geno). O~fgeno disuelto. El oxfgeno disuelto es necesario para la respiraci6n de los microorganismos aerobios, asf como para otras formas de vida. Sin embargo, el oxfgeno es s6lo ligeramente soluble en agua. La cantidad real de oxfgeno y otros gases que puede estar presente en la soluci6n, viene condicionada por los siguientes aspectos: (1) solubilidad del gas; (2) presi6n parcial del gas en la
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INGENIERIA DE AGUAS RESIDUALES
atm6sfera; (3) temperatura, y (4) pureza del agua (salinidad, s61idos en suspensi6n, etc.). La interrelaci6n de estas variables se detalla en el Capftulo 6, y se ilustra en el Apendice E, donde se analiza el efecto de la temperatura y de la salinidad sobre la concentraci6n de oxfgeno disuelto. Debido a que la velocidad de las reacciones bioqufmicas que consumen oxfgeno aumenta con la temperatura, los niveles de oxfgeno disuelto tienden a ser mas crfticos en las epocas estivales. El problema se agrava en los meses de verano, debido a que el caudal de los cursos de agua es generalmente menor, raz6n por la cual la cantidad total de oxfgeno disponible es tambien menor. Dado que evita la formaci6n de olores desagradables en las aguas residuales, es deseable y conveniente disponer de cantidades suficientes de oxfgeno disuelto. En los Capftulos 8 y 10 se discute el papel del oxfgeno en el tratamiento de las aguas residuales, analizandose su importancia en la gesti6n de la calidad del agua en el Capftulo 17. Como ya se ha con~entado anteriormente, el sulfuro de hidr6geno se forma durante el proceso de descomposici6n de la materia organica que contiene azufre, o en la reducci6n de sulfitos y sulfatos minera,les, mientras que su formaci6n queda inhibida en presencia de grandes cantidades de oxfgeno. Es un gas incoloro, inflamable, con un olor tfpicamente caracterfstico que recuerda al de huevos podridos. El ennegrecimiento del agua residual y del fango se debe, generalmente, a la formaci6n de sulfuro de hidr6geno que se combina con el hierro presente para formar sulfuro ferroso (FeS) u otros sulfuros metalicos. Desde el punto de vista de la generaci6n de olores, y aunque el sulfuro de hidr6geno es el gas generado de mayor importancia, pueden formarse durante la descomposici6n anaerobia otros compuestos volatiles, como el indol, el escatol y los mercaptanos, que pueden ser responsables de olores mas desagradables que los producidos por el sulfuro de hidr6geno. · Sulfuro de hidr6geno.
Metano. El principal subproducto de la descomposici6n anaerobia de la materia organica del agua residual es el gas metano (veanse Caps. 8 y 12). El metano es un hidrocarburo combustible de alto valor energetico, incoloro e inodoro. Normalmente, nose encuentra en grandes cantidades en el agua residual, puesto que incluso pequefias cantidades de oxfgeno tienden a ser t6xicas para los organismos responsables de la producci6n del metano (vease Cap. 8). No obstante, en ocasiones, se produce metano como resultado de un proceso de descomposici6n anaerobia que puede darse en dep6sitos acuinulados en el fondo. Debido a que el metano es sumamente combustible y a que el riesgo de explosi6n es elevado, los pozos de registro y empalmes de alcantarillas o camaras de conexi6n en los que exista el riesgo de acumulaciones de gas deberan ser aireados con un ventilador portatil antes y durante los lapsos de tiempo en los que los operarios trabajen en ellos. En las plantas de tratamiento, el metano se genera en los procesos de tratamiento anaer6bicos empleados para la estabilizaci6n de los fangos de aguas residuales (vease Cap. 12). Ademas, deberan disponerse carteles de aviso sobre el peligro de explosi6n existente, y los operarios deberan ser instruidos acerca de las medidas de seguridad que hay que respetar durante los horarios de trabajo en las estructuras en las que pueda aparecer el gas.
CARACTERISTICAS DE LAS AGUAS RESIDUALES
3.4
103
CARACTERISTICAS BIOLOGICAS: DEFINICION Y APLICACION
El ingeniero ambiental debe tener un conocimiento exhaustive de las caracterfsticas biol6gicas de las aguas residuales. Debe estar familiarizado con los siguientes temas: (1) principales grupos de microorganismos biol6gicos presentes, tanto en aguas superficiales como residuales, asf como aquellos que intervienen en los tratamientos biol6gicos; (2) organismos pat6genos presentes en las aguas residuales; (3) organismos utilizados como indicadores de contaminaci6n y su importancia; (4) metodos empleados para detenninar los organismos indicadores, y (5) metodos empleados para determinar la toxicidad de las aguas tratadas. Todos estos temas son objeto de estudio en elpresente apartado.
Microorganismos Los principales grupos de organismos presentes tanto en aguas residuales como superficiales se clasifican en organismos eucariotas, eubacterias y arquebacterias (vease Tabla 3-11). Tal y como se muestra en la Tabla 3-11, la mayoria de los organismos pertenecen al grupo de las eubacterias. La categorfa protista, dentro de los organismos eucariotas, incluye las algas, los bongos y los protozoos. Las plantas tales como los helechos, los musgos, las plantas hepaticas y las plantas de semilla estan clasificadas como eucariotas multiceluTABLA 3-11
Clasificaci6n de los microorganismos a Grupo
Estructura celular
Eucariotas
Eucariota b
Caracterizaci6n
Miembros representativos
Multicelular, con gran diferenciaci6n de las celulas y el tejido.
Plantas (plantas de semina, musgos, helechos). Animales (vertebrados e invertebrados).
Unicelular o coenocftica o micelial; con escasa o nula diferenciaci6n de tejidos.
Protistas (algas, hongos, protozoos).
Eubacterias
Procariota c
Qufmica celular parecida a las eucariotas.
La mayorfa de las basterias.
Arq ueo bacterias
Procariota c
Qufmica celular distintiva.
Metan6genos, hal6filos, termacid6filos.
" Adaptado de Ia bibliograffa [19]. b Contienen un nuclco definido. c No contienen membrana nuclear.
104
INGENIERIA DE AGUAS RESIDUALES
lares. Los vertebrados y los invertebrados estrin clasificados como animales eucariotas multicelulares [19]. Los virus, tamqien presentes en el agua residual, se clasifican en funci6n del sujeto infectado. Debido a que en capftulos posteriores se estudia detalladamente cada uno de los grupos de microorganismos, los apartados que siguen pretenden servir unicamente como introducci6n general a los distintos grupos y su importancia en el campo del tratamiento de las aguas residuales y la gesti6n de la calidad del agua. Bacterias. Las bacterias se pueden clasificar como eubacterias procariotas unicelulares. En funci6n de su forma, las bacterias pueden clasificarse en cuatro grandes grupos: esferoidales, bast6n, bast6n curvado y filamentosas. Las bacterias esferoidales, que reciben el nombre de cocos, tienen un diametro aproximado de entre 1 y 3 micras. Las bacterias de forma de bast6n, conocidas como bacilos, tienen tamafios muy variables, entre 0,5 y 2 micras de ancho por entre 1 y 10 micras de largo. Los Escherichia coli, organismo comun en heces humanas, miden del arden de 0,5 micras de ancho por 2 micras de largo. Las bacterias del tipo de bast6n curvado tienen dimensiones que pueden variar entre 0,6 y 1,0 micras de ancho por entre 2 y 6 micras de longitud. Las bacterias con forma de espiral pueden alcanzar longitudes del arden de las 50 micras, mientras que las filamentosas pueden llegar a superar las 100 micras. El papel que desempefian las bacterias en los procesos de descomposici6n y estabilizaci6n de la materia organica, tanto en el marco natural como en las plantas de tratamiento, es amplio y de gran importancia. Por ello resulta imprescindible conocer sus caracterfsticas, funciones, metabolismos y proceso de sfntesis, temas que seran objeto de un estudio minucioso en el Capftulo 8. Los coliformes tambien se emplean como indicadores de la contaminaci6n por deshechos humanos. En los siguientes apartados se discuten tanto su importancia y significado como los diferentes metodos existentes para determinar su presencia. Hongos. Los hongos son protistas eucariotas aerobics, multicelulares, no fotosinteticos y quimioheter6trofos. Muchos de los hongos son sapr6fitos; basan su alimentaci6n en materia organica muerta. Juntos con las bacterias, los hongos son los principales responsables de la descomposici6n del carbona en la biosfera. Desde el punta de vista ecol6gico, los hongos presentan cie1tas ventajas sabre las bacterias: pueden crecer y desarrollarse en zonas de baja · humedad yen ambitos con pH bajos. Sin la colaboraci6n de los bongos en los procesos de degradaci6n de ·la materia organica el ciclo del carbona se interrumpirfa en poco tiempo, y la materia organica empezarfa a acumularse. Algas. Las algas pueden presentar serios inconvenientes en las aguas superficiales, puesto que pueden reproducirse rapidamente cuando las condiciones son favorables. Este fen6meno, que se conoce con el nombre de crecimiento explosivo, puede conducir a que rfos, lagos y embalses sean cubiertos por grandes colonias flotantes de algas. Los crecimientos explosivos son caracterfsticos de los llamaqos lagos eutr6ficos, que son lagos con gran contenido en compuestos necesarios para el crecimiento biol6gico. Puesto que el efluente de
CARACTERISTICAS DE LAS AGUAS RESIDUALES
105
las plantas de tratamiento del agua residual suele ser rico en nutrientes biol6gicos, la descarga del efluente en los lagos provoca su enriquecimiento y aumenta su tasa de eutrofizaci6n. En los rfos pueden producirse efectos am'ilogos. La presencia de algas afecta al valor del agua de abastecimiento, ya que puede originar problemas de olor y de sabor. En cuanto a los usos del agua relacionados con el ocio, las algas tambien pueden alterar el valor de las aguas superficiales debido al crecimiento de ciertas especies de peces y fonnas de vida acuaticas. La determinaci6n de la concentraci6n de algas et1 aguas superficiales se realiza tomando muestras por alguno de los metodos conocidos y haciendo un recuento al microscopic. Los procedimientos detallados para el recuento de algas se describen en el Standard Methods [18]. Uno de los probl~mas m~is importantes al que se enfrenta la ingenierfa sanitaria en el campo de la gesti6n de la calidad del agua es el de encontrar el proceso de tratamiento que hay que aplicar a las aguas residuales de diferentes orfgenes de modo que los efluentes no favorezcan el crecimiento de algas y demas plantas acuaticas. La soluci6n puede implicar la eliminaci6n del carbono, asf como de las diferentes fonnas de nitr6geno y f6sforo y alguno de los elementos que se hallan preserites a nivel de traza, como el hierro y el cobalto. Protozoos. Los protozoos son microorganismos eucariotas cuya estructura esta formada por una sola celula abierta. La mayorfa de los protozoos son aerobios o facultativamente quimioheter6tropos anaer6bios, aunque se conocen algunos anaerobios. Los protozoos de importancia para el ingeniero sanitario son las amebas, los flagelados y los ciliados libres y fijos. Los protozoos se alimentan de bacterias y otros microorganismos microsc6picos. Tienen una importancia capital, tanto en el funcionamiento de los tratamientos bio16gicos como en la purificaci6n de cursos de agua ya que son capaces de mantener el equilibrio natural entre los diferentes tipos de microorganismos. Ciertos protozoos son tambien pat6genos. En el agua de suministro es importante controlar la presencia de la giarda Iamblia (responsable de la giardasis o enfermedad de Hikers) y del cryptosporidium, como agente causante de infecciones potencialmente mortales para pacientes con sfndrome de inmunodeficiencia adquirida (SIDA). Plantas y animales. Las diferentes plantas y animales que tienen importancia para el ingeniero sanitario tienen tamafios muy variados: desde los gusanos y rotfferos microsc6picos hasta crustaceos macrosc6picos. El conocimiento de estos organismos resulta util a la hora de valorar el estado de lagos y corrientes, al detenninar la toxicidad de las aguas residuales evacuadas al medio ambiente, y a la hora de determinar la efectividad de la vida bio16gica en los tratamientos secundarios empleados para destruir los residuos organicos. Desde el punto de vista de la salud publica, existen ciertos gusanos que merecen especial atenci6n y preocupaci6n. Los platelmintos (comunmente llamados gusanos pianos) y los asquehnintos son importantes familias de gusanos. Platelmintos como la Tubelaria estan presentes en lagos y cursos de agua de todo el mundo, y la Trernatoda y la Cestoda son fonnas parasfticas de gran importancia para la salud publica. Dentro de los asquelmintos destaca la
106
INGENIERIA DE AGUAS RESIDUALES
familia de los nematodos, que cuenta con mas de 10.000 especies. Las formas parasfticas de mayor importancia son la Triquinela, causante de triquinosis; Necator, que origina anquilostomiasis; Ascaris, causante de infecciones por ascarides; y la Filaria, que provoca filariosis [3]. Los virus son partfculas parasfticas formadas por un cord6n de material genetico -acido desoxirribonucleico (ADN) o acido ribonucleico (RNA)con una capa de recubrimiento protefnico. No tienen capacidad para sintetizar compuestos nuevos. En lugar de ello, invaden las celulas del cuerpo vivo que los acoge y reconducen la actividad celular hacia la producci6n de nuevas partfculas virales a costa de las celulas originales. Cuando muere la celula original, se liberan gran cantidad de virus que infectaran celulas pr6ximas. Los virus excretados por los seres humanos pueden representar un importante peligro para la salud publica. Por ejemplo, a partir de datos experimentales, se ha podido comprobar que cada gramo de heces de un paciente con hepatitis contiene entre 10.000 y 100.000 dosis de virus hepatico [10]. Se sabe con certeza que algunos virus pueden sobrevivir hasta 41 dfas, tanto en aguas limpias como residuales a la temperatura de 20 oc, y hasta 6 dfas en un rfo normal. Se ha atribuido al agua de abastecimiento ciertos brotes de hepatitis infecciosa. Para determinar los mecanismos de transporte y eliminaci6n de virus en suelos, aguas superficiales y residuales, es necesario un esfuerzo aun mayor por parte tanto de bi6logos como de ingenieros. Virus.
Organismos Pat6genos Los organismos pat6genos que se encuentran en las aguas residuales pueden proceder de deshechos humanos que esten infectados o que sean portadores de una determinada enfermedad. Las principales clases de organismos pat6genos presentes en las aguas residuales son, como muestra la Tabla 3-12, las bacterias, los virus, los protozoos y el grupo de los helmintos. Los organismos bacterianos pat6genos que pueden ser excretados por el hombre causan enfermedades del aparato intestinal como la fiebre tifoidea y paratifoidea, la disenterfa, diarreas y c6lera. Debido a la alta infecciosidad de estos organismos, cada afio son responsables de gran numero de muertes en pafses con escasos recursos sanitarios, especialmente en zonas tropicales [3, 7].
Uso de organismos indicadores Los organismos pat6genos se presentan en las aguas residuales y contaminadas en cantidades muy pequefias y, ademas, resultan diffciles de aislar y de identificar. Por ello se emplea el organismo coliforme como organismo indicadar, puesto que su presencia es mas numerosa y facil de comprobar. El tracto intestinal humano contiene innumerables bacterias con forma de bastoncillos, conocidas como organismos coliformes. Aparte de otras clases de bacterias, cada ser humano evacua de 100.000 a 400.000 millones de organismos colifor-
CARACTERISTICAS DE LAS AGUAS RESIDUALES
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TABLA 3·12 Agentes infecciosos potencialmente presentes en el agua residual domestica bruta a
Infestaci6n de gusanos Gusanos Gusanos (tercera) Tenia enana Tenia (buey) Tenia (cerdo) Gusanos
" Adaptado parcialmente de Ia bibliograffa [3, 19]. b Los helmintos citados son aquellos de implantaci6n a nivel mundial.
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TABLA 3-13 Organismos especfficos que han sido empleados o propuestos como indicadores de Ia contaminaci6n hum ana a Organismo indicador
Caracterlsticas
Bacterias coliformes
Especies de organismos que pueden fennentar lactosa con generaci6n de gases (o producen una colonia diferenciable en un periodo de incubaci6n en un medio adecuado de 24 ± 2 h a 48 ± 3 h) a 35 ± 0,5 oc. Existen algunas variedades que no se ajustan a ·Ia definici6n. El grupo de coliformes incluye cuatro generos de Ia familia Enterobacteriacea. Estos son el Escherichia, Klebisella, Citrobactor y Enterobacter. Del grupo de organismos, el genero Escherichia (especie E. coli) parece ser el mas representativo de Ia contaminaci6n fecal.
Bacterias coliformes fecales
Se estableci6 un grupo de bacterias coliformes fecales en funci6n de Ia capacidad de generar gas (o colonias) a una temperatura de incubaci6n de elevada (44,5 ± 0,2 oc durante 24 ± 2 h).
Klebise/la
La poblaci6n total de colifonnes incluye el genero Klebisella. La Klebisella termotolerante tambien se incluye en el grupo de coliformes fecales. Este grupo se cultiva a 35 ± 0,5 oc durante 24 ± 2 h.
Escherichia coli
El E. coli es parte de Ia poblaci6n bacteriana y es el genero de coliformes mas representativos de las fuentes de contaminaci6n fecal.
Estreptococos fecales
Este grupo se ha empleado, junto con los coliformes fecales, para determinar las fuentes de contaminaci6n fecal reciente (humana o de animales de granja). Con los procedimientos analfticos habituales no es posible diferenciar los verdaderos estreptococos fecales de algunas de las variedades que se parecen a este grupo, lo cual representa un impedimento para su uso como organismo indicador.
Enterococos
Dos fami!ias de estreptococos feca!es -S. faecalis y s. faeciumson los miembros del grupo de los estreptococos mas especfficos de Ia contaminaci6n humana. Las dos familias conocidas como enterococos se pueden aislar y cuantificar mediante Ia eliminaci6n de las demas familias mediante metodos analfticos. Los enterococos suelen estar presentes en numero inferior a! resto . de los organismos indicadores; no obstante, sobreviven mejor en agua salada.
Clostridium pe1ji·ingens
Es una bacteria persistente anaerobia formadora de esporas, y sus caracterfsticas Ia convierten en un indicador uti! en los casos en los que se realiza Ia desinfecci6n del agua, en los que es posible Ia existencia pasada de contaminaci6n, en los que el tiempo que se tarda antes de realizar los analisis es dilatado.
P. aeruginosa y A. hydrophila
Estos organismos pueden estar presentes en grandes cantidades en el agua residual. Ambos se pueden considerar como organismos acuaticos y se pueden encontrar en el agua en ausencia de fuentes de contaminaci6n fecal inmediatas.
" Adaptado parcialmente de Ia bibliograffa [3, 7].
CARACTERISTICAS DE LAS AGUAS RESIDUALES
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mes cada dfa. Por ello, se considera que la presencia de coliformes ptiede ser un indicador de la posible presencia de organismos pat6genos, y que la ausencia de aquellos es un indicador de que las aguas estan libres de organismos que puedan causar enfermedades. Las bacterias coliformes incluyen los generos Escherichia y Aerobacter. El uso de los colifonnes como organismos indicadores es problematico debido a que la Aerobacter y ciertas clases de Escherichia pueden ,crecer en el suelo. Por lo tanto, la presencia de coliformes no siempre es sin6riima de contaminaci6n con residuos humanos. No obstante, aunque parece ser que las Escherichia coli sf son de origen exclusivamente fecal, la dificultad de determinar la E. coli sin incluir los coliformes del suelo hace que se use todo el grupo de los coliformes como indicador de la contaminaci6n fecal.
TABLA 3-14
Organismos indicadores empleados para Ia determinacion de los criterios de rendimiento para diferentes usos del agua
En la Tabla 3-13 se indican otros organismos que han sido propuestos como indicadores de la contaminaci6n de un agua. En los ultimos afios, se han desarrollado ensayos capaces de distinguir entre coliformes totales, coliformes fecales, y estreptococos fecales; todos ellos estan contemplados en la literatura tecnica que aborda este tema. Mas adelante en este capftulo se estudiara la relaci6n entre los coliformes fecales y los estreptococos fecales. En la Tabla 3-14 aparecen los organismos que han sido empleados para establecer criterios de calidad y aptitud de las aguas para usos determinados de las mismas.
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INGENIERIA DE AGUAS RESIDUALES
Determinacion de Ia presencia de organismos coliformes Los ensayos mas habituates empleados para la determinaci6n de la presencia de organismos coliformes son el metodo de fennentaci6n en tubo multiple y el metodo del filtro de membrana. El procedimiento de fermentaci6n en tubo multiple, para la determinaci6n de coliformes totales, consta de tres fases: el ensayo de presunci6n, ensayo de confirmaci6n, y ei ensayo completo [18]. Tambien existen procedimientos analogos para la determinaci6n de los coliformes fecales asf como para otros grupos de bacterias [18]. El ensayo de presunci6n se basa en la capacidad de los coliformes para fermentar lactosa en medio fluido, proceso que genera gases. El test de confirmaci6n consiste en hacer un cultivo de las bacterias coliformes del test de presunci6n en un medio que imposibilite el desarrollo y crecimiento de otros organismos, mientras que el test completo se basa en la capacidad de los cultivos de la fase anterior para volver a fermentar la lactosa. En la mayorfa de los analisis rutinarios de aguas residuales s6lo se lleva a cabo la primera fase, el ensayo de presunci6n. Este metodo de ensayo esta basado en la diluci6n hasta la extinci6n. El procedimiento de ensayo es el siguiente: en primer Iugar, se prepara una serie de diluciones de la muestra, tal como muestra la Figura 3-19. El siguiente paso es introducir una muestra de 1 ml de cada una de las diluciones en cada uno de cinco tubos de fermentaci6n que contienen un medio adecuado para el cultivo de lactosa, y que disponen de un tubo de recolecci6n de gases. Para el ensayo de coliformes totales, los tubos inoculados se incuban en un bafio de agua a 35 ± 0,5 oc durante un periodo de 24 ± 2 horas. Caso de producirse acumulaci6n de gases en los tubos de recoleccci6n terminado el periodo de 24 horas, se considera que la reacci6n es positiva. Para cada una de las diluciones, los resultados se expresan en forma de cociente entre el numero de tubos positivos respecto del numero total de tubos. Por ejemplo, la fracci6n 3/5 indica que de los cinco tubos ensayados, tres han proporcionado reacciones positivas. El ensayo para la determinaci6n de la presencia de coliformes fecales es muy parecido, aunque precisa un medio de cultivo diferente. Adem·as, el proceso de incubaci6n se lleva a cabo en dos etapas: una primera incubaci6n a 35 ± 0,5 oc durante tres horas, y una segunda fase de incubaci6n a 44,4 ± o,rc durante 21 ± 2 horas en un bafio de agua. La estimaci6n de las concentraciones de bacterias presentes se realiza a continuaci6n a partir de los resultados obtenidos con el metodo de incubaci6n con tubo multiple. Metodo de fermentacion en tubo multiple.
Las concentraciones de bacterias coliformes totales suelen expresarse como 'Numero mas probable' (NMP) por cada 100 ml. La determinaci6n del NMP se basa en aplicar la distribuci6n de Poisson para valores extremos al analisis del numero de muestras positivas y negativas obtenidas al ensayar diferentes fracciones de muestra de volumenes iguales y fracciones que formen series geometricas. Es importanEstimacion de las densidades de coliformes.
CARACTERISTICAS DE LAS AGUAS RESIDUALES
111
(a)
3x10 3
3x104
Muestra no contable debido al crecimiento masivo
Recuento bacteriano
(b)
FIGURA 3·19 llustraci6n de los metodos empleados para Ia realizaci6n de recuentos de bacterias: (a) utilizaci6n de un medio lfquido, y (b) empleo de un medio solido [23].
te poner enfasis en el hecho de que el NMP noes la concentraci6n absoluta de organismos presentes en la muestra, sino tan s6lo una estimaci6n estadfstica de la concentraci6n. El NMP puede determinarse empleando directamente la distribuci6n de Poisson, usando las tablas para la determinaci6n del NMP derivadas de la distribuci6n de Poisson (Apendice F), o mediante la ecuaci6n de Thomas [25]. En el ejemplo 3-5 se ilustra el empleo de estos metodos. Basandose en la distribuci6n de Poisson, la probabilidad conjunta de obtener un determinado resultado a partir de una serie de tres diluciones es la proporcionada por la Ecuaci6n 3.32. Es preciso hacer constar que la Ecuaci6n 3.32 puede ser ampliada para la obtenci6n de resultados para un numero arbitrario de diluciones.
112
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(3.32) y = probabilidad de ocurrencia de un resultado detenninado.
don de
a= constante asociada al conjunto de condiciones en que se realiza el ensayo. n1 , n2., n3 = tamai'io de la muestra en cada diluci6n. A.= densidad de coliformes, numero/ml. p 1 , p 2 , p 3 = numero de tubos positivos en cada diluci6n de la muestra. q 1 , q 2 , q 3 = numero de tubos negativos en cada diluci6n de la muestra. En los casos en los que no se disponga de la ecuaci6n de Poisson ni las tablas de NMP, se puede emplear la ecuaci6n de Thomas [25] para obtener el NMP. La ecuaci6n es la siguiente: Numero de tubos positivos x 100 NMP/100 ml = ---r=:=========:===;========;= ml de muestra en ) x (ml de muestras en) ( los tubos negativos todos los tubos AI aplicar la ecuaci6n de Thomas en situaciones en de los cinco tubos han sido positivos, el recuento de iniciarse a partir de la mayor diluci6n con la cual se negativos. La aplicaci6n de la ecuaci6n de Thomas se Ejemplo 3-5.
(3.33)
las que los resultados tubos positivos debe han registrado tubos ilustra tambien en el
Ejemplo 3-5. Calculo del NMP. El am'ilisis bacteriol6gico de unas aguas superficiales ha proporcionado los siguientes resultados en el ensayo normalizado de coliformes totales. Determinar la densidad de coliformes (NMP) empleando la ecuaci6n de Poisson, las tablas del NMP contenidas en el Apendice F y la ecuaci6n de Thomas.
Tamaiio de Ia fracci6n, ml
Numero de tubos positivos
Numero de tubos negativos
10,0 1,0 0,1 0,01
4 4
1 1 3 5
2
0
So/uci6n
1.
Determinaci6n del NMP empleando la ecuaci6n de Poisson (Ec. 3.32). Sustituir los valores adecuados de 11, p y q, y resolver Ia ecuaci6n por iteraci6n.
CARACTERISTICAS DE LAS AGUAS RESIDUALES
113
a) Sustituir el valor de los coeficientes en Ia Ec.3-32 y determinar los valores de ya para diferentes valores de ..1.:
ya
..1.
0,44 0,45 0,46 0,47 0,48 0,50
1,919 1,932 1,938 1,938 1,932 1,904
x 10- 7 x 10- 7 7 X 10""' x 10- 7 x 10- 7 x 10- 7
b) El maximo valor de ya se obtiene para un valor de entre 0,46 y 0,47 organismos por mililitro. Por Io tanto, el NMP/100 ml es: NMP/100 ml = 100(0,46) = 46 2. 3.
A partir de los datos del Apendice F, previa eliminaci6n de Ia fracci6n sin tubos positivos, el NMP/100 ml es 0,47. Determinaci6n del NMP empleando Ia Ecuaci6n de Thomas (Ec. 3.33):
= 10 negativos = [(1
Numero de tubos positivos (4 + 4 + 2) ml de muestra en los tubos
x 10) + (1 x 1,0) + (3 x 0,1) + (5 X 0,01) = 11,35 ml de muestra en los tubos negativos = [(5 x 10) + (5 x 1,0) + (5 x 0,1) +(5 X 0,01)] = 55,55 10 X 100 NMP/100 ml = = 40/100 ml j(l1,35) X (55,55) Debido a Ia disponibilidad de potentes calculadoras, el empleo de Ia ecuaci6n de Poisson completa ha dejado de presentar grandes dificultades. No obstante, debido a los Mbitos adquiridos, muchos laboratorios analfticos siguen empleando las tablas del NMP contenidas en Standard Methods como base para la obtenci6n del NMP. Comentario.
Metodo del filtro de membrana. El metodo del filtro de membrana puede, igualmente, utilizarse para la detenninaci6n del numero de organismos coliformes presentes en el agua. La detenninaci6n se lleva a cabo hacienda pasar un volumen conocido de la muestra de agua a tt·aves de un filtro de membrana
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INGENIERIA DE AGUAS RESIDUALES
FIGURA 3·20
Aparato de filtro de membrana empleado para realizar ensayos de bacterias en aguas residuales relativamente limpias. Una vez centrada Ia membrana sobre el soporte del filtro, se ajusta el embudo superior y se introduce Ia muestra de agua en el mismo. Para favorecer el proceso de filtraci6n, se aplica el vacfo a Ia parte inferior del aparato. Una vez filtrada Ia muestra, el filtro de membrana se situa en un recipients petri que contiene un medio de cultivo y se procede a Ia incubaci6n. Tras Ia incubaci6n, se cuentan las colonias bacterianas (vease Fig. 3-19). con poros de tamaflo muy pequeflo (vease Fig 3-20). Debido a que e1 tamaflo de las bacterias es mayor que el de los poros, estas quedan retenidas en el filtro. En este momenta se ponen en contacto con un agar que contiene los elementos nutritivos necesarios para su crecimiento. Despues de un proceso de incubaci6n, las colonias de coliformes son suficientemente grandes como para poder ser contadas para posteriormente determinar la concentraci6n de las mismas en la muestra original. La tecnica del filtro de membrana presenta la ventaja de ser mas nipida que el metodo del NMP, ademas de proporcionar un recuento directo. Ambos metodos· estan sujetos, no obstante, a ciertas limitaciones. En Standard Methods [18] se describen detalladamente ambos metodos.
Relaci6n entre los coliformes fecales
y los estreptococos fecales Se ha observado que las cantidades de coliformes y estreptococos fecales descargados por los seres humanos son significativamente diferentes de las cantidades descargadas por los animates. Por consiguiente, se ha propuesto que la relaci6n entre los coliformes fecales (CF) y los estreptococos fecales (EF)
CARACTERISTICAS DE LAS AGUAS RESIDUALES
115
contenidos en una muestra puedan emplearse para determinar el origen de la contaminaci6n humana o animal de un agua. Enla Tabla 3-16 se muestran los valores tfpicos de la relaci6n FC/FS tanto para los deshechos humanos como para los de diferentes animales. Para el caso de los animales domesticos, esta relaci6n se mantiene por debajo de 1,0, mientras que para el caso de los seres humanos se halla por encima de 4,0.
TABLA 3-15 Contribuci6n per capita estimada de microorganismos indicadores procedentes de seres humanos y algunos ani males a
Densidad de indicador media/g de heces
Contribuci6n media/capita· 24 h
Animal
Coliformes fecales 106
Estreptococos fecales 106
Coliformes fecales 106
Estreptococos fecales 106
Relaci6n CF/EF
Gallina Vaca Pato Hombre Cerdo Oveja Pavo
1,3 0,23 33,0 13,0 3,3 16,0 0,29
3,4 1,3 54,0 3,0 84,0 38,0 2,8
240 5.400 11.000 2.000 8.900 18.000 130
620 31.000 18.000 450 230.000 43.000 1.300
0,4 0,2 0,6 4,4 0,04 0,4 0,1
• Bibliograffa [7].
.. Si los datos obtenidos se situan en valores cercanos al intervalo entre 1,0 y 2,0, la interpretaci6n de los mismos es incierta. Si la muestra se ha tomado
cerca de la te6rica fuente de contaminaci6n, la interpretaci6n mas verosfmil es que se trate de contaminaci6n debida tanto al hombre como a los animales. Las interpretaciones anteriores estan sujetas a las siguientes restricciones [7]: El pH de la muestra debera estar comprendido entre 4 y 9 para poder considerar despreciable cualquier efecto adverso del pH sobre cualquier grupo de microorganismos. 2. Debera hacerse un mfnimo de 2 recuentos para cada muestra. 3. Con el fin de minimizar los en·ores debidos a las diferentes tasas de mortalidad, las muestras no deberan tomarse en lugares aguas abajo mas alla de la distancia correspondiente a 24 horas de tiempo de flujo desde la te6rica fuente de contaminaci6n. 4. Unicamente pueden considerarse como utiles para la determinaci6n de la relaci6n CF/EF los recuentos de coliformes fecales obtenidos a 44 ac. 1.
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El empleo de la relaci6n CF/EF puede ser de gran utilidad para la determinaci6n del origen de la contaminaci6n en estudios de escorrentfa y en los estudios de contaminaci6n llevados a cabo en zonas rurales, especiahnente en aquellas zonas en las que este extendido el uso de fosas septicas. En muchas situaciones en las que tras realizar el ensayo se sospecha que la contaminaci6n es de origen humano, esta puede de hecho ser debida a ·los animales. El cOl-recto establecimiento del origen de la contaminaci6n puede ser muy importante, especialmente en aquellos casos en los que se propone o presupone que la ejecuci6n de instalaciones convencionales de tratamiento conseguin1la eliminaci6n de los contenidos de coliformes medidos.
Ensayos de toxicidad Los ensayos de toxicidad han sido empleados para diversos fines, que incluyen: (1) constataci6n de la aptitud de las condiciones ambientales para el desarrollo de las determinadas fonnas de vida acuatica; (2) establecimiento de concentraciones aceptables de los diferentes panimetros convencionales en las aguas receptoras (oxfgeno disuelto, turbiedad, pH, temperatura ..); (3) estudio de la influencia de los parametres de calidad del agua sobre la toxicidad de la misma; (4) constataci6n de la toxicidad de las aguas residuales para multiples variedades de especies de peces marinos y de agua dulce; (5) establecimiento de la sensibilidad relativa de un conjunto de organismos acuaticos determinado a los efluentes y a los contaminantes habituales; (6) detenninaci6n del nivel de tratamiento de las aguas residuales necesario para alcanzar los lfmites establecidos por la legislaci6n relativa al control de la contaminaci6n de aguas; (7) determinaci6n de la efectividad de los procesos de tratamiento de aguas residuales; (8) establecimiento de los lfmites autorizados de descargas de efluentes, y (9) determinaci6n del cumplimiento de la legislaci6n relativa a la conservaci6n de la calidad del agua. Estos ensayos proporcionan resultados utiles para la protecci6n de la salud publica y de la vida acuatica frente al impacto causado por la descarga de contaminantes a las aguas superficiales. Durante las ultimas decadas, las medidas de control de la contaminaci6n se circunscribfan, principalmente, a los contaminantes convencionales identificados como causantes de la degradaci6n de la calidad del agua (materiales responsables de la demanda de oxfgeno, s6lidos en suspensi6n, etc.). Recientemente, se ha prestado mayor atenci6n al control de las substancias t6xicas, especialmente a aquellas presentes en los vertidos de las plantas de tratamiento de aguas residuales. Los primeros procedimientos empleados para la detecci6n y control de los vertidos t6xicos estaban basados en criterios qufmico-especfficos. Esta forma de enfocar el problema esta sujeta a muchas limitaciones, entre las que cabe destacar la imposibilidad de identificar fen6menos de sii1ergismo o la biodisponibilidad de la toxina. El estudio de los efluentes como unidades globales para abordar el problema del control de la toxicidad involucra e1 uso de ensayos de toxicidad para la medici6n de la toxicidad de las descargas de aguas residuales tratadas. El ensayo del efluente global se emplea para determinar el aumento en la toxicidad de las aguas
CARACTERISTICAS DE LAS AGUAS RESIDUALES
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FIGURA 3-21
Aparato de· laboratorio para Ia realizaci6n de ensayos de toxicidad global del efluente. El dispositive situado encima de los acuarios de ensayo se emplea para conseguir las diluciones deseadas del agua residual.
receptoras producido por el vertido del efluente no alterado. El (mico pan'imetro que se mide es la toxicidad. Debido a que no es econ6micamente factible determinar la toxicidad especffica de cada una de las miles de sustancias potencialmente t6xicas que aparecen en efluentes complejos, el ensayo del efluente global en el que intervienen organismos acuc'iticos es un modo directo y econ6micamente rentable de determinar la toxicidad del efluente. Para realizar el ensayo, se introducen en acuarios con diferentes concentraciones del efluente organismos adecuados para el bioensayo, y se observa la respuesta (vease Fig. 3-21). Los procedimientos de ensayo generales, la evaluaci6n de los resultados del ensayo, y las aplicaciones de los resultados obtenidos se discuten a continuaci6n. Los ensayos de toxicidad se clasifican en funci6n de: (1) duraci6n del ensayo: corto, medio o largo plazo; (2) mecanisme de adici6n de las soluciones a ensayar: estatico, recirculaci6n, renovaci6n o flujo en pist6n, y (3) objetivos del ensayo: cumplimiento de normativas yjo otorgaci6n de permisos, estudios de interrelaci6n entre zonas, etc. En las referencias bibliograficas 29 a 32 y 34 a 35 se ofrecen detalladas explicaciones de los metodos actuales y sus procedimientos de ensayo. Los ensayos de toxicidad han demostrado su eficacia en los ultimos afios. A pesar de que los organismos presentan sensibilidades variables frente a la toxicidad de los efluentes, la EPA ha podido comprobar que: (1) existe una
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INGENIERIA DE AGUAS RESIDUALES
correlaci6n entre la toxicidad de los efluentes y las mediciones de la toxicidad en los cuerpos de agua receptores en aquellos casas en los que se ha registrado la diluci6n del efluente, y (2) las predicciones de los impactos causados por la toxicidad, tanto de efluentes como de los cuerpos de agua receptores, hechas a partir de los resultados obtenidos en los ensayos, se corresponden razonablemente con las respuestas de Ia comunidad ecol6gica de los cuerpos receptores. La EPA ha realizado campafias de ensayos en ecosistemas marinas, estuarios y de agua dulce en todo el territorio de los Estados Unidos. Los metodos incluyen tanto exposiciones puntuales como cr6nicas. Los metodos mas recientes para el desarrollo de ensayos biol6gicos [34] requieren entre 4 y 7 dfas e involucran diferentes grupos de fil6genos, mientras que los ensayos anteriores requerfan tiempos superiores a las tres semanas. Los ensayos se basan en especies presentes en todo el territorio nacional, especies sobre las cuales se dispone de gran cantidad de informaci6n sobre su vida y su sensibilidad a la toxicidad. La rigurosidad de los procedimientos de ensayo contempla la consideraci6n de especies que ofrezcan un rango de sensibilidades adecuado para cada efluente. Normalmente, para eliminar la incerteza de este factor, se suelen emplear dos o tres especies de organismos para el ensayo. Las especies marinas mas comunes incluyenla Champia parvula (alga roja), Mysidopsis bahia (crustacea de la familia de los mfsidos) y los Menidia beryllina y Cyrinidon variegatus (pequefios peces). En el caso de aguas dulces, las especies mas empleadas son el Pimephales promelas (pequefio pez) y la Ceriodaphnia dubia (crustacea de la familia de los dafnidos). En el ensayo del alga roja, se expone tanto a las plantas macho como a las hembra durante dos dfas a una variedad de concentraciones del efluente, y luego se incuban en agua marina limpia. La presencia de los cistocarpos (como consecuencia de la reproducci6n) se hace evidente al cabo de entre 5 y 7 dfas, periodo de tiempo tras el cual se realiza un recuento y se compara con los datos de referenda. La desaparici6n aguda indica la ausencia de producci6n de cistocarpo, mientras que una disminuci6n cr6nica indica un impedimenta al numero de cistocarpos formados. Los ensayos con crustaceos se basan en su crecimiento, reproducci6n y supervivencia. Durante los siete dfas de exposici6n a diversas concentraciones de efluente, los mfsidos j6venes crecen y se aparean. La desaparici6n aguda es indicativa de la muerte del crustacea y su disminuci6n cr6nica, la presencia o ausencia de huevos en el oviducto y el crecimiento (medido como materia seca) de individuos supervivientes al final del ensayo. Los ensayos que se realizan con peces se basan en el crecimiento de las larvas y en Ia supervivencia. La metodologfa consiste en exponer peces recien nacidos a diferentes efluentes durante siete dfas, con renovaciones diarias de las soluciones de ensayo. AI final del ensayo, se mide el crecimiento (como incremento de.la materia seca) y se determina la supervivencia en comparaci6n con los datos de referenda y control. La desaparici6n aguda indica la muerte del pez.
Evaluaci6n de los resultados de los ensayos de toxicidad. Para la expresi6n de los resultados de los ensayos de toxicidad se emplea cierto nul}lero de terminos. A la toxicidad suficientemente alta como para producir
CARACTERISTICAS DE LAS AGUAS RESIDUALES
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una respuesta rapida (respuesta observada en el plazo de 48 a 96 horas) se le da el nombre de toxicidad aguda. El termino aguda viene referido al concepto de ser una respuesta corta, y no implica necesariamenta la muerte de la especie. Se denomina LC 50 a la concentraci6n de eflul:mte que produce una mortalidad del 50 por 100 de la poblaci6n de ensayo, mientras que la EC 50 es la.concentraci6n del efluente que produce efectos negativos apreciables en el 50 por 100 de la poblaci6n. Se conoce como NEANO (nivei de efectos agudos no observados) a la mayor concentraci6n del efluente para la cualla mortalidad registrada es del 10 por 100 o inferior. La toxicidad cr6nica es el efecto de la toxicidad que se mantiene durante un periodo mas o menos largo de tiempo, a menudo del orden de la decima parte de la vida media de la especie o incluso superior. Los efectos cr6nicos incluyen la muerte, la reducci6n en el crecimiento o la reducci6n de la reproducci6n. La CENO (concentraci6n de efectos no observables) es la mayor concentraci6n continuada medida de un efluente para la cual no se observa reacci6n cr6nica alguna en las especies ensayadas. La MCEO (menor concentraci6n que produce efectos observables) se define como la menor concentraci6n del efluente para la que puede observarse algun efecto sobre la especie ensayada. Se determina con tecnicas de analisis de varianzas. Los datos de toxicidad se analizan empleando los procedimientos desarrollados por Stephan [20]. Los valores de la LC 50 se determinan analfticamente empleando los metodos de Spearman Karber, el de la media m6vil, el metodo binomial y el metodo probit. Tambien se puede estimar el valor de la LC 50 empleando metodos graficos como el que se ilustra en el ejemplo 3-6. El valor de la LC 50 se determina analizando la supervivencia a exposiciones de 48 y 96 horas. Para la comparaci6n de los resultados de ensayos cr6nicos se suelen emplear los analisis de varianzas y el metodo de comparaci6n multiple de medias de Duncan. Unidades de toxicidad. En general, para emplear y utilizar los resultados de los ensayos de toxicidad se emplean las unidades de toxicidad (UT). Tanto las normas como los criterios estatales y federales estan formulados basandose en las unidades de toxicidad. Con este planteamiento [30], se establecen las concentraciones (en UT) para la protecci6n de la vida acuatica. Se define como UTa (unidad t6xica aguda) la inversa de la diluci6n del efluente que causa la respuesta aguda al finalizar el periodo de exposici6n de la especie.
UTa = 100/LC 50
(3.34)
Por otro lado, la UTe (unidad t6xica cr6nica) se define como la inversa de la diluci6n del efluente para la cual nose observa respuesta alguna en ninguno de los organismos al final del periodo de exposici6n cr6nica o continua. UTe = 100/CENO donde CENO es la concentraci6n de efectos no observables.
(3.35)
120
INGENIERIA DE AGUAS RESIDUALES
Antiguamente, las relaciones entre las respuestas aguda y cr6nica (RAC) se determinaba mediante la expresi6n RAC = LC50/CENO. Los datos cr6nicos se obtenfan como extrapolaci6n de los datos de respuestas agudas. Estas relaciones varian considerablemente en funci6n de las diferentes especies y los diferentes agentes t6xicos. La adopci6n del metodo del efluente global evita tener que implementar medidas que puedan ser excesivas, tanto por su rigurcisidad como, en ocasiones, por su permisividad. Ejemplo 3-6. Analisis de los datos de toxicidad. Determinar los valores de LC 50 a 48 y 96 horas, en porcentaje en volumen, para el siguiente conjunto de datos (figurado ).
Concentracion de residuo, en % de volumen
Numero de animales ensayados
40 20 10 5 3
20 20 20 20 20
Numero de animales muertos despues de" 48h
96h
17 (85) 12 (60) 6 (30)
20 (100) 20 (100) 14 (70) 7 (35) 4 (20)
0 (0)
0 (0)
" Valores porcentuales entre parentcsis.
So/uci6n
1.
2.
Representar graficamente la concentraci6n de agua residual en porcentaje de volumen (escala logarftmica), frente al porcentaje de animales que sobrevivieron el ensayo (escala de probabilidad), tal como se muestra a continuaci6n. Ajustar los puntos a una recta de forma aproximada, acentuando la importancia de los puntos situados entre los porcentajes de mortalidad 16 y 84. ~
10°
Q)
:I
48 horas
~ Qj '0
:gc:
16,5%
e
~
100
g
6,5%
0
()
Q)
'0 Q)
'rn 1: Q) ~
~
10°~-L--~~~~~~~~~~~~~ 0
'1
5 10 2030 50 7080 9095
Porcentaje de mortalidad
99
99,9 99,99
CARACTERISTICAS DE LAS AGUAS RESIDUALES
3.
121
Calcular la concentraci6n del agua residual empleando el percentil 50. Tal como muestra la figura anterior, los valores estimados de LC 50 son el 16,5 por 100 a 48 h y el 6,5 por 100 a 96 h.
Comentario. Las estimaciones del valor de LC obtenidas por metodos gnificos suelen coincidir bastante con los valores que se obtienen con metodos de amilisis mas complejos [20]. Es conveniente resaltar que no es posible establecer lfmites de confianza para los metodos graficos de analisis [18].
Aplicaci6n de los resultados de los ensayos de toxicidad. Los criterios de calidad de las aguas aseguran la protecci6n de los usos especfficos del agua, estableciendo normas y limitaciones para la presencia de agentes t6xicos. Estas limitaciones incluyen criterios cuantitativos (cantidad de agente t6xico permisible), temporales (periodo de tiempo durante el cual se mantiene la concentraci6n media de los agentes t6xicos en las aguas descargadas) y frecuenciales (expresando la frecuencia con que pueden ser sobrepasados los lfmites sin que ello produzca un impacto intolerable sobre la comunidad ecol6gica de las aguas receptoras). Los criterios actuates sobre el control de la calidad del agua protegen las aguas contra los efectos agudos por medio de los Criterios de Maxima Concentraci6n (CMC) y frente a efectos cr6nicos a largo plazo por medio de los Criterios de Concentraci6n Continua (CCC). Estos criterios suelen aplicarse una vez mezclados el efluente y las aguas receptoras. Los criterios habituates constan de una concentraci6n limite, un periodo de tiempo de concentraci6n mantenida, y una frecuencia de retorno. Normalmente, la CMC hace referenda la concentraci6n media en cuatro dfas que no puede ser superada mas que una vez cada tres aii.os, mientras que la CCC es la concentraci6n media horaria que no puede ser superada en mas de una ocasi6n cada tres aftos. Protecci6n contra Ia toxicidad aguda. Para proteger las aguas contra los efectos agudos de la toxicidad, el CMC no debe exceder las 0,3 UTaa de los resultados del ensayo mas sensible de los realizados.
CMC = UT..JDCI
~
0,3 UTa
(3.36)
En la Ecuaci6n 3.36, DCI es la diluci6n crftica inicial. En los vertidos al mar, la DCI se define como la diluci6n alcanzada en el supuesto de que se den las peores condiciones ambientales en la zona cercana allugar donde se produce el vertido, y donde la mezcla y la diluci6n del efluente se obtienen a partir del momento inicial y la boyancia de la descarga. En vertidos a rfos, se toma para el valor de la DCI la diluci6n que se alcanza en la frontera de la zona de mezcla. A partir de diversos ensayos de toxicidad de efluentes para periodos de exposici6n de 96 horas, se ha podido comprobar que el factor 0,3 cubre el 91 por 100 de los cocientes LC 50/LC 1 (donde LC 1 es la concentraci6n del efluente que causa la muerte al 1 por 100 de la poblaci6n del ensayo). Por lo tanto, para la protecci6n frente a efectos agudos, el CMC no debera exceder el valor de 0,3 UTa para lamas sensible de las especies ensayadas. Ello quiere decir que
122
INGENIERIA DE AGUAS RESIDUALES
el criterio agudo toma como valor del CMC aquel que constituye una buena aproximaci6n de LC 1 . Protecci6n contra Ia toxicidad cr6nica. El criterio de concentraci6n continua previene los efectos cr6nicos en el entorno exterior de la zona inicial de mezcla, o zona de influencia, de los vertidos. Para conseguir la protecci6n frente a los efectos cr6nicos, el CCC no debe exceder .el valor 1,0 UTe, donde UTe es el obtenido a partir de los resultados de los ensayos de la mas sensible de entre al menos tres especies ensayadas.
CCC= UTJDCI
~
(3.37)
1,0 UTe
Para comprobar si se cumplen las condiciones establecidas por la EPA, deben comprobarse los criterios de toxicidad (tanto la UTa como la UTe) expresados en unidades de toxicidad del efluente con la concentraci6n inicial crftica. La aplicaci6n de estos criterios se ilustra en el Ejemplo 3-7. Ejemplo 3-7. Aplicaci6n de los resultados de ensayos de toxicidad. Para un efluente tratado que se vierte a aguas receptoras marinas, se consigue una diluci6n crftica inicial de 225:1. Se llevan a cabo ensayos de toxicidad con el efluente de la planta de tratamiento de aguas residuales empleando tres especies marinas. A partir de los resultados de los ensayos de toxicidad aguda y cr6nica que se proporcionan a continuaci6n, se ha podido constatar que la Champia parvula es la especie que presenta mayor sensibilidad frente a la toxicidad aguda (2,59 por 100 de efluente) medido a partir del EC 50 , siendo tambien Ia especie mas sensible frente a la toxidad cr6nica (1,0 por 100) medida en base a la concentraci6n de efecto no observado (CENO). A partir de los siguientes datos, comprobar el cumplimiento del CMC y del CCC. Resultados de los ensayos de toxicidad aguda
Comprobaci6n del cumplimiento del criterio CMC: a) A partir de los datos correspondientes a la especie mas sensible, se obtiene el m1mero de unidades de toxicidad aguda (UT3 ) empleando la Ecuaci6n 3.34: UT" = 100/LC 50 = 100/2,59 = 38,6 unidades b)
El CMC establece que no deben sobrepasarse las 0,3 uriidades de toxicidad aguda (Ec. 3.36). Partiendo de una diluci6n inicial de 225, el CMC es: CMC = UT,./DCI 38,6/225 0,17
~ ~ ~
0,3 UTa 0,3(38,6) 11,58
El CMC (0,17) es considerablemente inferior a las 0,3 UT" (11,58) necesarias para el cumplimiento del criterio CMC. 2.
Comprobaci6n del cumplimiento del criterio CCC: a) A partir de los datos correspondientes a la especie mas sensible, se obtiene el numero de unidades de toxicidad cr6nica (UTe) empleando la Ecuaci6n 3.35: UTe = 100/CENO = 100/1,0 = 100 unidades b)
El Criteria de concentraci6n continua (CCC) establece que no deben sobrepasarse las 1,0 unidades de toxicidad cr6nica (Ec. 3.37). Partiendo de una diluci6n inicial de 225, el CCC es: CCC
= UTJDCI
~
100/225 0,44
~ ~
1,0 UTe 1,0(100) 100
El CCC (0,44) es considerablemente inferior a las 1,0 unidades de toxicidad cr6nica (100 UTe) necesarias para el cumplimiento del criteria CCC.
Podemos, por lo tanto, concluir que existen diversos factores que hacen mas ventajoso el empleo del metodo del efluente global para la realizaci6n de los ensayos de toxicidad. Con este enfoque del problema, se mide la biodisponibilidad de los a gentes t6xicos y tam bien se consideran todas las interacciones sinergeticas que puedan tener lugar. Debido a que se mide la toxicidad conjunta de todos los compon~ntes de los efluentes de aguas residuales, el efecto t6xico de las mismas se puede limitar en funci6n de un solo parametro, la toxicidad del efluente. Comoquiera que los criterios de gesti6n de la calidad de las aguas receptoras se basan, hoy en dfa, en criterios de calidad especfficos y locales, los ensayos de toxicidad facilitan la comparaci6n de la toxicidad de los efluentes con los criterios locales propuestos para proteger las especies mas representativas y sensibles, perniitiendo establecer limitaciones en los vertidos que aseguren la protecci6n del medio ambiente acuatico.
124
3.5
INGENIERIA DE AGUAS RESIDUALES
COMPOS/CION DE LAS AGUAS RESIDUALES
La composici6n de las aguas residuales se refiere a las cantidades de constituyentes ffsicos, qufmicos y biol6gicos presentes en las aguas residuales. En este apartado se presentan datos sabre los diferentes constituyentes de las aguas residuales y de los fangos de las fosas septicas. Tambien se incluyen comentarios acerca de la necesidad de profundizar en la caracterizaci6n de las aguas residuales y sabre la incorporaci6n de minerales que se produce durante los diversos usos del agua. Las variaciones temporales de la composici6n de las aguas residuales se analiza en el Capitulo 5.
Constituyentes del agua residual y del lfquido septico La Tabla 3-16 presenta datos tfpicos de los constituyentes encontrados en el agua residual domestica. En funci6n de las concentraciones de estos constituyentes, podemos clasificar el agua residual como concentrada, media o debil. Tanto los constituyentes como sus concentraciones presentan variaciones en funci6n de la bora del dfa, el dfa de la semana, el mes del afio y otras condiciones locales (vease Cap. 5). Por ella, los datos de la Tabla 3-16 pretenden solamente servir de gufa, y no como base de proyecto. Ellfquido septico es el fango produeido en los sistemas de evacuaci6n de aguas residuales individuales, principalmente fosas septicas y pozos negros. Las cantidades y constituyentes del fango septico varian ampliamente. Las mayores variaciones se producen en comunidades en las que no existe un control adecuado sabre la recogida y evacuaci6n de los residuos. En la Tabla 3-17 se proporcionan algunos datos sabre los constituyentes del lfquido septico.
Microorganismos en las aguas residuales En la Tabla 3-18 se facilitan datos· acerca del tipo y numero de microorganismos cuya presencia es habitual en las aguas residuales. La amplia variaci6n en los intervalos de valores propuestos es caracterfstica de los ensayos con aguas residuales. Se estima que cerca de un 3 o un 4 por 100 del total de los colifonnes son E. coli pat6genos [18]. Casi nunca se determina la presencia de determinados organismos como los cistos de protozoos o los huevos de elmintos. La revisi6n de datos publicades sabre la presencia de virus debe realizarse con mucho cuidado, puesto que las nuevas tecnicas en detecci6n e identificaci6n de los mismos pueden haberlos tornado obsoletos. Por lo tanto, la fecha de los ensayos pasa a tener casi la misma importancia que los resultados obtenidos.
Necesidad de amilisis especializados En general, los constituyentes citados en la Tabla 3-16 son aquellos cuyo amllisis se suele hacer de forma mas o menos rutinaria. En e1 pasado, se crefa que estos constituyentes eran suficientes para caracterizar el agua residual con
CARACTERISTICAS DE LAS AGUAS RESIDUALES
125
TABLA 3-16 Composici6n tfpica del agua residual domestica bruta
Concentracion Contaminantes S6lidos totales (ST) Disueltos, totales (SDT) Fijos Volatiles S6lidos en suspensi6n (SS) Fijos VohHiles S6lidos sedimentables Demanda bioqufmica de oxfgeno, mg/1: 5 dfas, 20oC (DB0 5 , 20oC) Carbono organico total (COT) Demanda qufmica de oxfgeno (DQO) Nitr6geno (total en Ia forma N) Organico Amonfaco libre Nitritos Nitratos F6sforo (total en Ia forma P) Organico Inorganico Cloruros" Sulfato" Alcalinidad (como CaC0 3 ) Gras a Coliformes totales b Compuestos organicos volatiles (COVs)
" Los valorcs sc dcben aumentar en Ia cantidad en que cstos compuestos se hallcn presentcn en las aguas de suministro. b Consultar Ia Tabla 3-18 para obtcner los valorcs tfpicos corrcspondientes a otros microorganismos.
vistas a su tratamiento biol6gico, pero a medida que fueron avanzando los conocimientos de qufmica y de la microbiologfa del tratamiento de las aguas residuales, se ha puesto de manifiesto la importancia de analizar la presencia de constituyentes adicionales [12]. Estos constituyentes adicionales, que ahara se analizan, incluyen muchos de los metales necesarios para el crecimiento de microorganismos, como pueden ser el calcio, cobalto, cobre, hierro, magnesia, manganese, y cine. Es importante determinar la presencia o ausencia de sulfuro de hidr6geno, para
126
INGENIERIA DE AGUAS RESIDUALES
TABLA 3-17
Caracterfsticas tfpicas del lfquido de las fosas septicas
Concentracion, mg/1 Constituyente
S6lidos totales (ST) S6lidos en suspensi6n (SS) S6lidos en suspensi6n volatiles (SSV) DB0 5 , 20oC Demanda qufmica de oxfgeno Nitr6geno Kjedhal total (NKT como N) Amonfaco, NH 3 como N F6sforo total, como P Me tales pesados a
" Principalmente hierro (Fe), cine (Zn) y aluminio (AI).
poder determinar si se pueden desarrollar condiciones corrosivas y si puede precipitar alguno de los metales de traza, necesarios para el crecimiento de los microorganisnios [36]. La determinaci6n de la concentraci6n de sulfatos es necesaria para evaluar la posibilidad de utilizaci6n de tratamientos anaerobios. La presencia de organismos filamentosos en el agua residual tambien deberfa determinarse, especialmente en aquellos casas en los que se valore la posibilidad de desarrollar tratamientos biol6gicos. Tambien es necesario analizar la presencia de contaminantes prioritarios para comprobar la necesidad de adoptar tratamientos especiales y medidas de control especiales para minimizar la descarga de estos compuestos al media ambiente.
Incremento del contenido mineral por el uso del agua Los datos sabre e1 incremento en el contenido en minerales de las aguas residuales como consecuencia de los usos del agua, y las variaciones de los incrementos dentro de la red de alcantarillado, son especialmente importantes a la hora de evaluar la posibilidad de reutilizar~ las aguas residuales. Los incrementos en las cantidades de minerales presentes son consecuencia del uso domestico del agua, de la adici6n de agua con gran contenido en minerales procedente de pozos privados y de aguas subternineas, y del uso industrial. Los ablandadores de agua domesticos e industriales tambien contribuyen a incrementar el contenido mineral del agua residual y, en algunas zonas, pueden representar la mayor parte del mismo. En algunos casas, el agua afiadida procedente de pozos privados e infiltraci6n de aguas subternineas puede dar Iugar, debido a su alta calidad, a una disminuci6n de la concentraci6n de minerales en las aguas residuales por diluci6n. En la Tabla 3-19 se dan datos tfpicos del incremento del contenido mineral que puede esperarse en el agua residual municipal resultante del uso domestico.
CARACTERISTICAS DE LAS AGUAS RESIDUALES
127
TABLA 3-18 Tipos y numero de microorganismos tfpicamente presentes en las aguas residuales domesticas brut~s a
Shigella Salmonella Pseudomonas aeroginosa Clostridium perfringens M yeo bacterium tuberculosis
Presentes b
Cistos de protozoos Cistos de giarda Cistos de cryptosporidium Huevos de helmintos Virus entericos
101-103 10-1-102 10-1-101 10-2-101 101-102
100-102 10 1 -10 2
101-103
" Adaptado parcialmenle de Ia bibliograffa [3, 7]. h Los resultados de estos ensayos se suelen clasificar como positivos o negativos en Iugar de ser ensayos cuantitativos.
3.6 ESTUDIOS DE CARACTERIZACION DEL AGUA RESIDUAL Los estudios de caracterizaci6n del agua residual estan encaminados a determinar: (1) las caracterfsticas ffsicas, qufmicas y biol6gicas del agua y las concentraciones de los constituyentes del agua residual, y (2) los medias 6ptimos para reducir las concentraciones de contaminantes. En esta secci6n se describen los procedimientos de muestreo del agua residual, los metodos de analisis de las muestras y las expresiones utilizadas en la presentaci6n de los resultados. Los metodos de medici6n de caudales se describen en los Capftulos 2 y 6.
Muestreo Las tecnicas de muestreo utilizadas en un estudio del agua residual deben asegurar la obtenci6n de muestras representativas, ya que los datos que se deriven de los analisis de dichas muestras seran, en definitiva, la base para el proyecto de las instalaciones de tratamiento. No existen procedimientos universales de muestreo; las campafias de muestreo deben disefiarse especfficamente para cada situaci6n. En el caso de que las aguas que se quiere muestrear presenten considerables variaciones en su composici6n, sera preciso emplear procedimientos especiales. Par lo tanto, es necesario seleccionar adecuadamente los puntas de muestreo, y determinar el tipo y frecuencia de muestra a tomar.
128
INGENIERIA DE AGUAS RESIDUALES
TABLA 3-19 lncrementos tfpicos de Ia concentraci6n de minerales par los usos domesticos del agua a
''Los valorcs indicados no incluycn las aportaciones debidas a usos comerciales o industriales. h Se cxcluyc cl aumcnto dcbido al uso de ablandadores del agua domcsticos.
Estaciones de muestreo: El estudio de los pianos de la red de alcantarillado permitin1 el conocimiento de las alcantarillas y la situaci6n de los pozos de registro, y constituin'i una gran ayuda ala hora de determinar la ubicaci6n de las estaciones de muestreo. Estas deben1n estar situadas en puntas en los que las caracterfsticas del flujo sean tales que favorezcan al maximo las condiciones de mezcla de las aguas. En alcantarillas y canales estrechos y profundos, el muestreo debe realizarse en un punta situado a un tercio del calado medio, medido desde la solera. El punta de toma en canales anchos debe ir variandose a lo ancho del canal. La velocidad de flujo en el punta de toma debera ser siempre lo suficientemente alta como para asegurar que no se depositen los s6lidos. En el momento de recoger la muestra, es conveniente asegurar la no formaci6n de excesivas turbulencias que pudieran liberar gases disueltos, lo cual conducirfa a la toma de una muestra no representativa.
CARACTERISTICAS DE LAS AGUAS RESIDUALES
129
FIGURA 3-22
Dispositivo tomamuestras tipico empleado en plantas de tratamiento de aguas residuales.
lntervalos de muestreo. El grado de variaci6n del caudal condiciona el intervalo de tiempo del muestreo. Debe ser un tiempo lo suficientemente corto como para que la representatividad de las muestras sea la maxima. Atm en los casos en los que la variaci6n de los caudales sea muy pequefia, la concentraci6n de los constituyentes puede presentar grandes variaciones. Un muestreo frecuente (intervalos uniformes de 10-15 minutos) pennite la estimaci6n de la concentraci6n media durante el periodo de muestreo. Equipo de muestreo. En los casas en los que se preve llevar a cabo un muestreo continuo o automatico, es importante seleccionar cuidadosamente el equipo de muestreo. En la Figura 3-22 se ilustra un dispositivo automatico de muestreo. El alcance de este capitulo no nos permite completar la descripci6n de los diversos aparatos automaticos adecuados al muestreo de aguas residuales tanto domesticas como industriales. En las referencias bibliograficas [2, 11 y 22] se proporciona informaci6n mas detallada al respecto, mientras que en el texto [11] se comentan las preci:mciones que deben tomarse a la hora de tamar las muestras y de utilizar los equipos de muestreo.
130
INGENIERIA DE AGUAS RESIDUALES
Conservaci6n de Ia muestra Una campafia de muestreo llevada a cabo de manera minuciosa puede carecer de todo valor si no se conservan las condiciones ffsicas, qufmicas y biol6gicas de las muestras durante los perfodos de tiempo entre la toma de las muestras y su anaJisis. A pesar de haberse estudiado a fondo la resoluci6n del problema de la preservaci6n de las muestras, no ha sido posible formular un conjunto de reglas ni elaborar un procedimiento universal aplicable a todos los tipos de muestras. La mejor manera de eliminar los errores debidos al deterioro de las muestras es, indudablemente, realizar los amllisis con la mayor prontitud posible. Cuando las condiciones analfticas y de mt1estreo obligan al transcurso de cierto tiempo entre ambas etapas, como en los casos en los que se toman muestras compuestas de 24 horas, es necesario tomar ciertas precauciones para prevenir la degradaci6n de la muestra. Deben emplearse los metodos usuales de preservaci6n de muestras para el amllisis de aquellas propiedades que puedan verse afectadas por el deterioro de la muestra. A la hora de aportar los resultados de los amilisis, deben especificarse los posibles en·ores debidos al deterioro de la muestra.
3.7 TEMAS DE DEBATE Y PROBLEMAS 3.1.
Los resultados siguientes corresponden a un ensayo sobre una muestra de 85 ml de agua residual. Determinar Ia concentraci6n de s6Iidos totales y s6lidos volatiles en mg/1. Tara del plato de evaporaci6n = 22,6435 g Masa del plato + residuo tras evaporaci6n a 105 •c = 22,6783 g Masa del plato + residuo tras combusti6n a 550 ·c = 22,6768 g
3.2. Se ha podido com pro bar que un agua residuaL determinada presenta 175 mg/1 de s6lidos en suspensi6n. Si los resultados del ensayo son los siguientes, L,Cmil era el tamafio de Ia muestra? Masa del filtro de fibra de vidrio Residuo en el filtro tras secado a 105 ·c 3.3.
= =
1,5413 g 1,5538 g
Los datos que se facilitan a continuaci6n son. los resultados de los ensayos realizados sobre una muestra de agua residual industrial. Todos los resultados se han obtenido a partir de muestras de 100 mi. Determinar Ia concentraci6n de s6lidos totales, s6lidos volatiles, s6Iidos en suspensi6n y s6Iidos disueltos. Tara del plato de evaporaci6n = 52,1533 Masa del plato+ residuo tras evaporaci6n a 105 ·c = 52,1890 Masa del plato + residuo tras combusti6n a 550 ·c = 52,1863 Masa del filtro Whatman (Fibra Vidrio/Carbono) = 1,5413 Residuo en el filtro Whatman tras secado a 105 ·c = 1,5541 Residuo en ei filtro Whatman tras combusti6n a 55o·c = 1,5519
g g g g g g
3.4. Los datos que se dan a continuaci6n corresponden a los resultados de los ensayos realizados sobre un muestra de agua residual tomada en Ia cabecera de una planta de tratamiento. Todos los ensayos se realizaron empleando muestras
CARACTERISTICAS DE LAS AGUAS RESIDUALES
131
de 50 ml. Determinar las concentraciones de s6lidos totales, s6lidos volatiles totales, s6lidos en suspensi6n y s6lidos volatiles en suspensi6n. Tara del plato de evaporaci6n = 62,003 g Masa del plato + residuo tras evaporaci6n a 105 oc = 62,039 g Masa del plato + residuo tras combusti6n a 550 oc = 62,036 g Masa del filtro Whatman (Fibra Vidrio/Carbono) = 1,540 g Residuo en el filtro Whatman tras secado a 105 oc =;= 1.552 g Residuo en el filtro Whatman tras combusti6n a 550 oc= 1,549 g 3.5. El centro local de control de la contaminaci6n atmosferica, ha amenazado con multar y penalizar al organismo local de gesti6n de las aguas residuales, su cliente, a causa de las protestas por olores realizadas por los residentes en puntos especialmente afectados por las direcciones predominantes del viento. El director de la planta, empleado a dedicaci6n plena en la misma, argumenta que no existe problema alguno en la misma, y confinna su postura al registrar menos de 5 diluciones hasta la CUOMD en ellfmite de planta empleando un olfat6metro de diluci6n de aspiraci6n manual, identico aparato al empleado por el centro de protecci6n atmosferica. Sin embargo, usted, que vive en las zonas te6ricamente afectadas, ha detectado olores con frecuencia. i.,A que se deben estas diferencias? j,C6mo las resolverfa de manera objetiva? 3.6. Le han encargado la tarea de revisar un sistema de control de olores que parece haber fallado en su cometido, al no ser capaz de controlar adecuadamente los olores que emanan de un edificio de secado de fangos. Su cliente, el organismo de gesti6n del agua residual, argumenta que el sistema no funciona de acuerdo con lo especificado. El contratista, por su parte, argumenta que eran las especificaciones las que eran inadecuadas. En su investigaci6n, usted descubre que el citado organismo emple6 a un acreditado consultor de obras para desarrollar las especificaciones sobre el sistema de control. El consultor utiliz6 el metodo del panel ASTM para la medida del olor, usando cilindros de crista! al vacfo para la recogida de muestras. Se llevaron a cabo varias medidas. Para desarrollar las especificaciones del sistema de control, se utiliz6 el doble del valor maximo registrado. De este modo, se estableci6 la exigencia de eliminaci6n del 90 por 100 de los olores con elfin de obtener como valor lfmite final una emisi6n de 2,8 ·104 unidades de olor por minuto (como producto del caudal en m 3 /min y el m!mero de diluciones hasta la CUOMD). Utilizando un olfat6metro de lectura directa, usted comprueba que el sistema de control elimina el 99 por 100 del olor, y que para Ia cantidad de 106 unidades de olor por minuto la emisi6n final de olores es de 106 unidades por minuto.j,Que razones pueden explicar sus hallazgos? i.,C6mo podrfa resolver el problema? 3.7. Un departamento de gesti6n de aguas residuales le ha pedido que revise la adecuaci6n de su programa de control de olores. j,Cuales serfan sus principales consideraciones al realizar tal revisi6n? 3.8. En un ensayo de DBO, se mezclan 6 ml de una muestra de agua residual con 294 ml de agua de diluci6n que contiene 8,6 mg/1 de oxfgeno disuelto. Tras un periodo de incubaci6n de 5 dfas a 20 oc , el contenido de oxfgeno disuelto de Ia muestra es de 5,4 mg/1. Calcular Ia DBO del agua residual. Para el calculo, sup6ngase que Ia concentraci6n inicial de oxfgeno disuelto era nula en el agua residual. 3.9. La DB0 5 de una muestra de agua residual es de 40,0 mg/1. La concentraci6n inicial de oxfgeno en el agua de diluci6n era de 9 mg/1, y la DO registrada
132
INGENIERIA DE AGUAS RESIDUALES
despues de Ia incubaci6n es 2,74 mg/1, siendo el tamaiio de Ia muestra de 40 mi. Si el volumen de la botella de DBO empleada es de 300 ml, estfmese la concentraci6n de oxfgeno disuelto en el agua residual. 3.10. ~Que tamafio de muestra es necesario, expresado como porcentaje, si la DB0 5 es 400 mg/1 y el total del oxfgeno consumido en Ia botella de DBO se limita a 2 mg/1? 3.11. Una muestra de agua residual se diluye con agua de diluci6n inoculada hasta un factor de diluci6n 10. Si los resultados obtenidos son los siguientes, ~cual es el valor de la DB0 5 ? Oxigeno disuelto, mg/1 Tiempo
Muestra diluida
Muestra inoculada
0 1 2 3
8,55 4,35 4,02 3,35 2,75 2,40 2,10
8,75 8,70 8,66 8,61 8,57 8,53 8,49
4
5 6 3.12.
3.13. 3.14. 3.15. 3.16.
Empleando Ia tabla de datos del Problema 3-11, determinar Ia DBO a 4 y 6 dfas. La DBO a 2o·c y 5 dfas de un agua residual es de 210 mg/1. ~Cual sera Ia DBO ultima? ~Cual sera Ia demanda a los 10 dfas? Si Ia botella hubiera sido incubada a 30 ·c , ~cwil hubiera sido Ia DBO a cinco dfas? k = 0,23 dfa - 1 . La DBO a 2o·c y 5 dfas es de 250 mg/1 para tres muestras diferentes con constantes, a 20 ·c , k = 0,12, 0,16 y 0,20 dfa - 1 respectivamente. Determinar Ia DBO ultima para cada una de las muestras. Se ha medido Ia DBO de una muestra a 2 y 8 dfas, y los resultados obtenidos son de 125 y 225 mg/1 respectivamente. Determinar el valor de Ia DBO a 5 dfas aplicando el modelo cinetico de primer arden. A partir de una muestra de agua residual, se han obtenido los siguientes resultados de DBO a 20 ·c :
t, d
y, mg/1
3.17.
2
3
4
5
109
138
158
172
.0
0
65
Calcular Ia constante de reacci6n k y Ia DBO ultima de Ia primera fase empleando el metoda de mfnimos cuadrados y el metoda Fujimoto. A partir de una muestra de agua residual, se han obtenido los siguientes resultados de DBO a 26·c:
t, d
0
1
2
3
4
5
6
7
y, mg/1
0
3
5,4
7
8,3
9
9,6
9,8
8
9
10
10,1
Calcular Ia constante de reacci6n k a 20 ·c y Ia DBO ultima de Ia primera fase empleando el metoda de mfnimos cuadrados y el metoda Fujimoto.
CARACTERISTICAS DE LAS AGUAS RESIDUALES
133
3.18. A partir de los siguientes datos, determinados para una muestra de agua residual a 20 oc, determinar: ]a demanda carbonosa de oxfgeno ultima, !a demanda nitrogenada de oxfgeno ultima (DON), la constante de reacci6n de la DBO carbonosa (k), y la constante de reacci6n de la demanda nitrogenada de oxfgeno (k,). Determinar k(O = 1,05) y k,(O = 1,08) a 25 oc. Tiempos, dias 0 1 2 3 4 5 6 7 8 9 10
DBO, mg/1
Tiempos, dias
DBO, mg/1
0
11
lO
12 13 14 16 18 20 25 30 40
63 69 74 77 82 85 87 89 90 90
18 23 26 29 31 32 33 46 56
3.19. Calcular la demanda de oxfgeno carbonosa y nitrogenada de un residua que tiene por f6rmula C 9 N 2 H 6 0 2 (el N pasa a NH 3 en el primer paso). 3.20. Determinar Ia demanda de oxfgeno carbonosa y nitrogenosa, en mg/1, de una soluci6n de 1litro que contiene 300 g de acido acetico (CH 3 COOH) y 300 mg de glicina (CH 2 (NH 2 )COOH). 3.21. En la caracterizaci6n de un residua, se han obtenido los siguientes resultados: DB0 5 = 400 mg/1 k = 0,29 dfa- 1 NH 3 = 80 mg/1 Estimar la cantidad total de oxfgeno en mg/1 que debe anadirse para estabilizar completamente dicho residuo. ~Que val ores to man Ia DQO y !a DTeO? 3.22. Se sabe que un agua residual de origen industrial s6lo contiene acido estearico (C 18 H 36 0 2 ), glicina (C 2 H 5 0 2 N) y glucosa (C 6 H 12 0 6 ). Los resultados de un analisis en el laboratorio son los siguientes: Nitr6geno organico Carbona organico DQO 3.23.
= = =
11 mg/1 130 mg/1 425 mg/1
Determinar la concentraci6n de cada uno de los constituyentes en mg/1. Los resultados. del analisis de una muestra de agua residual industrial son los siguientes. Carbona organico = 300 Nitr6geno organico = 25 Nitr6geno amoniacal = 15 Nitr6geno en forma de nitritos = 15
mg/1 mg/1 mg/1 mg/1
A partir de estos datos, estimar la demanda de oxfgeno ultima.
134
INGENIERIA DE AGUAS RESIDUALES
3.24. (.Cm'intos mg/l de Cr 2 07 2 se consumen si la DQO de una muestra de agua residual es de 450 mg/l? 3.25. El oxtgeno disuelto de un estuario sometido a mareas debe mantenerse a una concentraci6n igual o superior a 4,5 mg/l. La temperatura media del agua durante los meses de verano es de 24 oc , y la concentraci6n de cloruros es de 5 g/l. (.Que porcentaje de saturaci6n representa esto? 3.26. Las bacterias tienen dh'imetros equivalentes de 2·10- 6 m y densidades de aproximadamente 1 kg/l. En condiciones 6ptimas, las bacterias pueden dividirse cada 30 min. Determinar la masa de bacterias que se acumularfa en 72 horas bajo condiciones 6ptimas continuas. (.Son posibles estos resultados? Explicarlos. 3.27. Si las bacterias presentes en las heces tienen un volumen aproximado de 2,0 micras cubicas, determinar la concentraci6n de s6lidos en suspensi6n que vendrfa representada por una densidad bacteriana de 10- 8 organismos/ml. Sup6ngase que la densidad de las bacterias es de 1,05 kg/l. 3.28. Basandose en consideraciones fundamentales, derivar una expresi6n util para calcular el NMP a partir de una sola muestra que comprende cinco tubos de fermentaci6n. 3.29. Se ha llevado a cabo un ensayo de coliformes simple, empleando cinco fracciones de 10 ml. Si dos de los cinco tubos han proporcionado respuestas positivas, (.Cuanto vale el NMP por cada 100 ml? 3.30. Se ha llevado a cabo un ensayo de coliformes simple, empleando diez fracciones de 10 ml. Si siete de los diez tubos han proporcionado respuestas positivas, (.Cuanto vale el NMP por cada 100 ml? 3.31. Se ha analizado el contenido bacteriano de seis muestras semanales de un efluente empleando el ensayo de confirmaci6n estandar. Empleando la ecuaci6n de Poisson (Ec. 3.32), calcular Ia densidad de coliformes expresada como NMP correspondiente a las tres primeras semanas. Comprobar los resultados obtenidos empleando las tablas de NMP y la ecuaci6n de Thomas (Ec. 3.33). Tamafio de Ia fraccion,
ml
100,0 10,0 1,0 0,1 0,01 0,001
Numero de Ia muestra 1
2
3
4
5
6
4/5 3/5 1/5
4/5 5/5 3/5 2/5
5/5 4/5 5/5 3/5 2/5
5/5 5/5 5/5 2/5 3/5
5/5 5/5 5/5 1/5 2/5 0/5
5/5 5/5 5/5 5/5 5/5 1/5
A partir de los datos del Problema 3.31, emplear la ecuaci6n de Poisson (Ec. 3.32) para calcular Ia densidad de coliformes, expresada como NMP, correspondientes a las semanas cuatro, cinco y seis. Comprobar los resultados obtenidos empleando las tablas de NMP y la ecuaci6n de Thomas (Ec. 3.33). 3.33. Discutir las ventajas y desventajas de utilizar el ensayo de los coliformes fecales como indicador de la contaminaci6n bacteriol6gica. 3.34. Los siguientes datos corresponden a los ensayos biol6gicos de un efluente de agua tratada realizados con pequefios peces. Determinar los valores de LC 50 para los perfodos de exposici6n de 60 y 96 horas. 3.32.
CARACTERISTICAS DE LAS AGUAS RESIDUALES
135
Numero de animates supervivientes
3.35. 3.36.
3.8
Concentraci6n de residuo, % en votumen
Numero de animates ensayados
Despues de 24 h
Despues de 60 h
Despues de 96 h
12 10 8 6 4 2
20 20 20 20 20 20
8 10 13 16 20 20
2 5 8 11 16 20
0 0 0 0 5 14
Estimar el valor de LC 50 a 48 horas a partir de los datos del Problema 3.35. Obtenga datos de la composici6n del agua residual de su comunidad. l,C6mo encajan con los datos de la Tabla 3-16? £,Que grado de concentraci6n asignarfa al agua residual de su comunidad?
REFERENCIAS BIBLIOGRAFICAS
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INGENIERIA DE AGUAS RESIDUALES
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CAPITULO
Objetivos, metodos y consideraciones sobre el proyecto del tratamiento de las aguas residuales Desde principios del siglo XX, cuando el campo de la ingenierfa sanitaria se encontraba en sus inicios en los Estados Unidos, los metodos empleados para el tratamiento de las aguas residuales han sufrido una constante evoluci6n y desarrollo. La descripci6n de los numerosos metodos y sistemas que han sido ensayados ocuparfa volUmenes enteros. El planteamiento que se realiza en este texto consiste en identificar y discutir los principios Msicos y su aplicaci6n al tratamiento de las aguas residuales. Este capftulo introductorio pretende dar una panon1mica general del tema e ilustrar el papel que desempefia cada uno de los diferentes aspectos a considerar en el esquema global de proyecto, construcci6n, funcionamiento, mantenimiento, ejecuci6n y financiaci6n de las instalaciones de tratamiento de aguas residuales. Las materias que se tratan en este capftulo cubren los siguientes temas: (1) objetivos y ~·eglamentaci6n del tratamiento delas aguas residuales; (2) clasificaci6n de los metodos de tratamiento de las aguas residuales; (3) aplicaci6n de los diferentes metodos al tratamiento de las aguas residuales y de los fangos; (4) elecci6n del proceso de tratamiento; (5) implantaci6n de programas de gesti6n de las aguas residuales, y (6) financiaci6n de las instalaciones.
4.1
REGLAMENTOS Y OBJETIVOS DEL TRATAMIENTO DEL AGUA RESIDUAL
Como ya se ha comentado en el primer capftulo, los metodos de tratamiento de las aguas residuales empezaron a desarrollarse ante la necesidad de velar 137
138
INGENIERIA DE AGUAS RESIDUALES
por la salud publica y evitar las condiciones adversas provocadas por la descarga del agua residual al medio ambiente. Con el progresivo crecimiento de las ciudades de los Estados Unidos, se puso de manifiesto la importancia de la limitada disponibilidad de terreno para el tratamiento y evacuaci6n de las aguas residuales por irrigaci6n y filtraci6n intermitente, metodos bastante comunes a principios de siglo [15]. El prop6sito del tratamiento era acelerar la acci6n de las fuerzas de la naturaleza, bajo condiciones controladas, en instalaciones de tratamiento de tamafio comparativamente menor. En general, los objetivos que se plantearon hasta 1970 estaban relacionados con (1) eliminaci6n de la materia en suspensi6n y los flotantes, (2) tratamiento de la materia organica biodegradable, y (3) eliminaci6n de los organismos pat6genos. Desgraciadamente, estos objetivos no se cumplfan uniformemente en el territorio de los Estados Unidos. Prueba de ello es el gran numero de plantas que segufan vertiendo aguas parcialmente tratadas hasta bien entrados los afios sesenta. Desde el inicio de los setenta hasta 1980, aproximadamente, los objetivos del tratamiento de las aguas residuales estaban mas relacionados con criterios esteticos y medioambientales. Los objetivos en la reducci6n de la DBO, los s6lidos en suspensi6n y los organismos pat6genos se mantuvieron, aunque a mayor nivel. Tambien se empez6 a considerar la conveniencia de eliminar nutrientes como el nitr6geno o el f6sforo, especialmente en el caso de cursos de agua interiores y lagos. Con elfin de mejorarla calidad de las aguas superficiales, las agencias, tanto estatales como federales, hicieron grandes sus esfuerzos para la mejora de la efectividad y extensi6n de los tratamientos del agua residual. Este esfuerzo fue consecuencia de (1) una mejor comprensi6n de los impactos medioambientales producidos por los vertidos de aguas residuales, (2) el conocimiento cada vez mas profundo de los efectos a largo plazo causados por la descarga al medio ambiente de algunos de los constituyentes especfficos del agua residual, y (3) la concienciaci6n, a nivel nacional, de la necesidad de preservar el medio ambiente. El resultado de estos esfuerzos fue una considerable mejora en la calidad de las aguas superficiales. A partir de 1980, como consecuencia de los avances cientfficos y de la mayor informaci6n de base, el tratamiento de las aguas residuales ha empezado a centrarse en los problemas de salud relacionados conla descarga al medio ambiente de productos qufmicos t6xicos o potenciahnente t6xicos. Se han mantenido los objetivos relacionados con la inejora de la calidad del agua planteados en los afios setenta, pero se esta poniendo mayor enfasis en la determinaci6n y eliminaci6n de las sustancias t6xicas y compuestos de traza que pueden ser responsables de problemas sanitarios a largo plazo. Como consecuencia de ella, aunque se mantienen vigentes los objetivos primitivos, se ha incrementado notablemente el nivel de exigencia y se han afiadido nuevas metas y objetivos. Un ejemplo de los nuevas objetivos planteados es .la eliminaci6n de los compuestos organicos refractarios y de los metales pesados de la Tabla 3-2. Par lo tanto, es facil comprender que los objetivos en el tratamiento de las aguas residuales deben ir fntimamente ligados a los objetivos de las autoridades federales, estatales y regionales en materia de mejora y conservaci6n de la calidad del agua.
OBJETIVOS, METODOS Y CONSIDERACIONES DE LAS AGUAS RESIDUALES
139
legislaci6n actual Un punto de referencia importante en el campo de la ,gesti6n de las aguas residuales fue la aprobaci6n, en 1972, de las enmiendas al Federal Water Pollution Control Act de la Ley Publica 92-500 (Acta federal sobre el control de la contaminaci6n de las aguas), mas conocido como Clean Water Act (CWA, acta de las aguas limpias). Antes de esa fecha n9/existfa objetivo ni meta alguna a nivel nacional en el campo del control de la contaminaci6n de las aguas. El CWA no s6lo establecfa los objetivos nacionales («para restaurar y mantener la integridad ffsica, qufmica y biol6gica de las aguas nacionales») sino que tambien marc6 un cambio en la filosoffa del control de la contaminaci6n. La clasificaci6n de las aguas receptoras dej6 de ser un factor primordial como basta entonces. El CWA decretaba que la calidad de las aguas de la naci6n debfa mejorarse imponiendo limitaciones especfficas a los efluentes. Se estableci6 el National Pollution Discharge Elimination System (NPDES), programa que establecfa los mfnimos tecnol6gicos que debfan cumplir todos los focos de descargas. Hoy en dfa, en ciunplimiento de este programa, se han· expedido mas de 60.000 licencias y permisos. Conforme a la secci6n 304(d) de la Ley Publica 92-500, la U.S. EPA public6 su definici6n de «tratamiento · secundario». Esta definici6n, originalmente concebida en 1973, fue enmendada en 1985 para ser mas flexible en las limitaciones de los porcentajes de eliminaci6n de contaminantes en las plantas de tratamiento que trataban aguas procedentes de redes de alcantarillado separativas. En la Tabla 4-1 se da la definici6n actual de tratamiento secundaTABLA 4-1 Requisites mfnimos a nivel nacional para el tratamiento secundarioa,b
Caracteristicas del vertido
Unidad de medida
DB0 5 S6lidos en suspensi6n Concentraci6n de ion hidr6geno
mg/1 mg/1
DB0 5 r carbonosa
mgjl
unidades pH
Concentraci6n media en 30 dias
Concentraci6n media e~ 7 d~as
30c,d 45c 30c,d 45c Siempre se debe mantener dentro del intervalo entre 6,0 y 9,0 c 25c,d 40°
[6 Y 7]. Las limitacioncs actualcs permiten, para los filtros percoladorcs y las Iagunas de estabilizaci6n, concentracioncs en periodos de 30 dfas y de 7 dfas mas elevadas que las indicadas (45 y 65 mg/1 de DBO y s6lidos en suspensi6n), siempre y cuando Ia calidad de las aguas receploras no se vca afectada negativamenle. Tambien existcn exccpcioncs para las redcs de alcanlarillado unitario, algunas categorfas industriales, y aguas residuales menos concentradas provinienles de redes de alcantarillado separalivas. Para mayor informaci6n sobre las cxcepcioncs cxislenles, consullar Ia bibliograffa [6]. ' No se deben exceder. " El porccntaje de eliminaci6n medio no debe ser inferior al 85 por 100. ' S6lo se aplica en casos de adici6n de productbs qufmicos inorganicos de Ia planta o por su presencia en aguas residualcs industriales. r La NPDES tiene autoridad para permilir que se sustituya porIa DB0 5 • n
b
140
INGENIERIA DE AGUAS RESIDUALES
rio [6, 7]. Esta definici6n incluye tres pan'imetros principales en la caracterizaci6n de un efluente: La DBO a 5 dfas, los s6lidos en suspensi6n y el pH. En el caso de ser autorizado por la NPDES, puede sustituirse la DB0 5 por la DBO carbonosa a 5 dfas (DBOC). La mencionada definici6n permite interpretaciones especiales para ciertas plantas de tratamiento publicas: (1) las que reciben aguas procedentes de redes de alcantarillado unitarias; (2) las que emplean lagunas de estabilizaci6n y filtros percoladores; (3) las que tratan caudales de origen industrial, y (4) las que reciben aguas residuales de redes de alcantarillado separativas poco concentradas. Los reglamentos sobre los tratamientos secundarios sufrieron nuevas enmiendas en 1989, para aclarar las limitaciones de los porcentajes de eliminaci6n para las instalaciones de tratamiento que recibfan las aguas de redes de alcantarillado unitarias en las epocas de sequfa [7]. En 1987, el Congreso de los Estados Unidos aprob6 la primera revisi6n exhaustiva del CWA, el Water Quality Act (WQA, Acta sobre la calidad del agua). Las principales disposiciones del WQA son: (1) el endurecimiento de las leyes federales sobre calidad de las aguas introduciendo modificaciones en el sistema de concesi6n de licencias e introduciendo cuantiosas sanciones para las violaciones de los permisos; (2) una considerable enmienda del programa de control de fangos del CW A, poniendo enfasis en la identificaci6n y control de los contaminantes t6xicos de los fangos; (3) financiar estudios de la EPA y estatales para .la definici6n de fuentes de contaminaci6n t6xicas y difusas; (4) establecer nuevas directrices de cumplimiento de la normativa, incluyendo prioridades y requisitos para los pennisos para la descarga de aguas pluviales, y (5) un programa de subvenciones para la construcci6n, como mecanismo de financiaci6n de las obras de construcci6n de las plantas de tratamiento municipales. En el Apartado 4.6 se profundiza mas en el tema de la financiaci6n de las instalaciones de tratamiento de las aguas residuales. En la bibliograffa que se propone al final de este capftulo, puede encontrarse mas informaci6n sobre las consideraciones legales, la historia legal y la implantaci6n de la normativa sobre aguas residuales [22], vertidos al medio ambiente marino [18], y un resumen de las disposiciones de la WQA [13]. En respuesta a las disposiciones del WQA, se han promulgado y propuesto nuevas medidas para el control de la evacuaci6n de los fangos generados en las plantas de tratamiento. El Ocean Dumping Ban Act (ODBA, Acta de limitaci6n de vertidos al mar), de 1988, prohfbe el vertido de fangos a las aguas marinas. En 1989, la EPA estableci6 nuevos lfmites para la evacuaci6n de los fangos de las plantas de tratamiento [3, 8]. Las normas propuestas establecen lfmites cuantitativos para el vertido de contaminantes y pautas para el desarrollo de actividades relacionadas con: (1) aplicaci6n de fangos a terrenos de uso no agrario y agrario; (2) distribuci6n y comercializaci6n; (3) relleno y aplicaci6n en superffcie, y (4) incineraci6n. En el momento ·de redactar este texto (1989), estas normas estaban siendo objeto de revisi6n. A medida que avanza el conocimiento sobre los contaminantes presentes en los fangos, pueden ir apareciendo nuevas normas o enmiendas de los reglamentos vigentes en la actualidad. La evacuaci6n de fangos se halla en un marco legal dinamico, raz6n por la cual el ingeniero que desee proyectar instalaciones para la eliminaci6n y evacuaci6n de fangos debe conocer, tanto las normas vigentes, como las modificaciones propuestas.
OBJETIVOS, METODOS Y CONSIDERACIONES DE LAS AGUAS RESIDUALES
141
Tendencias en Ia evoluci6n del marco legal Los reglamentos y normativas siempre estan sujetos a modificaciones conforme aumenta la informaci6n disponible acerca de las caracterfsticas del agua residual, la efectividad de los procesos de tratamiento y el impacto ambiental de las descargas. Puede anticiparse que las normativas futuras se centraran en la implantaci6n del WQA de 1987. Los puntos mas importantes seran el control de los efectos contaminantes de las aguas pluviales y de las fuentes de contaminaci6n difusas, la presencia de compuestos t6xicos en las aguas residuales (contaminantes prioritarios) y, como ya se ha dicho antes, la gesti6n global de los fangos (incluyendo el control sobre sustancias t6xicas). Para aplicaciones y casos especfficos, seguiran teniendo gran importancia la eliminaci6n de nutrientes, el control de los organismos pat6genos, y la eliminaci6n de sustancias organicas e inorganicas, como los compuestos organicos volatiles y los s6lidos disueltos totales.
Otras consideraciones legales AI margen de los requisitos y condiciones establecidas en el WQA de 1987, respaldadas por la EPA, tambien deben ser consideradas en el proyecto, construcci6n y explotaci6n de las plantas de tratamiento de aguas residuales otras disposiciones federates, estatales y locales. Algunas normativas federates importantes incluyen las especificadas en el Occupational Safety and Health Act (OSHA, Acta de seguridad e higiene), que contempla las medidas de seguridad que hay que considerar en el proyecto de las instalaciones. Las normativas estatales, regionales y locales pueden incluir limitaciones en los parametros de calidad de las aguas encaminadas a proteger la salud publica y los usos beneficiosos de las aguas receptoras, parametros de calidad atmosferica para el control de las emisiones a la atm6sfera (incluidos los olores), y disposiciones para el control de la evacuaci6n y reutilizaci6n de fangos. Debido a que todas estas disposiciones y directrices afectan al proyecto de las instalaciones de tratamiento y evacuaci6n de las aguas residuales, el ingeniero debe estar muy familiarizado con elias, sus diferentes interpretaciones y con las modificaciones que se introduzcan. Tanto los cambios introducidos, como las interpretaciones vigentes de las diferentes normativas referentes al control de la contaminaci6n de las aguas, se recogen en varias publicaciones semanales [ 4, 5]. 4~2
CLASIFICACION DE LOS METODOS DE TRATAMIENTO DE LAS AGUAS RESIDUALES
Una vez establecidos los objetivos de tratamiento para un proyecto especffico, y revisadas las normativas estatales y federates a las que se debe ajustar, el grado de tratamiento necesario puede determinarse comparando las caracterfsticas del agua residual cruda con las exigencias del efluente correspondiente. A continuaci6n, debe procederse al desarrollo y evaluaci6n de las diferentes alternativas de evacuaci6n o reutilizaci6n aplicables para luego determinar la
142
INGENIERIA DE AGUAS RESIDUALES
combinaci6n 6ptima. Es por ello que, llegados a este punta, parece conveniente hacer una revisi6n de la clasificaci6n de los diferentes metodos empleados para el tratamiento del agua residual, brevemente comentados en el Capitulo 1, y considerar la aplicaci6n de los diferentes metodos con el fin de alcanzar los objetivos establecidos para el proceso de tratamiento. Los contaminantes presentes en el agua residual pueden eliminarse con procesos quimicos, fisicos y/o biol6gicos. Los metodos individuates suelen clasificarse en operaciones fisicas unitarias, procesos quimicos unitarios, y procesos biol6gicos unitarios. A pesar de que estas operaciones y procesos se utilizan conjuntamente en los sistemas de tratamiento, se ha considerado ventajoso estudiar las bases cientfficas de cada uno de ellos por separado, ya que los principios basicos son comunes.
Operaciones flsicas unitarias Los metodos de tratamiento en los que predomina la acci6n de fuerzas ffsicas se conocen como operaciones ffsicas unitarias. Puesto que la mayorfa de estos metodos han evolucionado directamente a partir de las primeras observaciones de la naturaleza por parte del hombre, fueron los primeros en ser aplicados al tratamiento de las aguas residuales. El desbaste, mezclado, floculaci6n, sedimentaci6n, flotaci6n, transferencia de gases y filtraci6n son operaciones unitarias tfpicas. Estos metodos se analizan en profundidad en el Capitulo 6, mientras que su aplicaci6n es objeto de estudio en el Capitulo 9.
Procesos qufmicos unitarios Los metodos de tratamiento en los cuales la eliminaci6n o conversi6n de los contaminantes se consigue con la adici6n de productos qufmicos o gracias al desarrollo de ciertas reacciones quimicas, se conocen como procesos qufmicos unitarios. Fen6menos como la precipitaci6n, adsorci6n y la desinfecci6n son ejemplos de los procesos de aplicaci6n mas comun en el tratamiento de las aguas residuales. En la precipitaci6n qufmica, el tratamiento se lleva a cabo produciendo un precipitado que se recoge por sedimentaci6n. En la mayori'a de los casas, el precipitado sedimentado no s6Io contendra los constituyentes que puedan haber reaccionado con las productos qufmicos afl.adidos, sino que tambien estara compuesto por algunas sustancias arrastradas al fonda durante la sedimentaci6n del precipitado. La adsorci6n es un proceso mediante el cual se eliminan compuestos especfficos de las aguas residuales sabre superficies s6lidas basandose en las fuerzas de atracci6n entre cuerpos. En el Capitulo 7 se analizan los procesos · qufmicos unitarios desde un pun to de vista te6rico, mientras su aplicaci6n se estudia en el Capitulo 9.
Procesos biol6gicos unitarios Los procesos de tratamiento en los que la eliminaci6n de los contaminantes se lleva a cabo gracias a la actividad biol6gica se conocen como procesos biol6gi-
OBJETIVOS, METODOS Y CONSIDERACIONES DE LAS AGUAS RESIDUALES
143
cos unitarios. La principal aplicaci6n de los procesos biol6gicos es la eliminaci6n de las sustancias organicas biodegradables presentes en el agua residual
en forma, tanto coloidal, como en disoluci6n. Basicamente, estas sustancias se convierten en gases, que se liberan a la atm6sfera, y en tejido celular biol6gico, eliminable por sedimentaci6n. Los tratamientos biol6gicos tambien se emplean para eliminar el nitr6geno contenido en el agua residual. Mediante un adecuado control del medio, el agua residual se puede tratar biol6gicamente en la mayorfa de los casos. Por consiguiente, es responsabilidad del ingeniero asegurar la adecuaci6n y el control efectivo del medio. Los principios b:isicos del tratamiento biol6gico y su aplicaci6n se analizan, respectivamente, en los Capftulos 8 y 10, mientras que los procesos de eliminaci6n biol6gica de nutrientes se estudian en el Capftulo 11.
4.3 APLICACION DE LOS METODOS DE TRATAMIENTO En esta secci6n se indican los principales metodos que se emplean en la actualidad para el tratamiento del agua residual y de los fangos. No se incluyen descripciones detalladas de cada uno de los metodos, ya que el prop6sito de este capftulo no es otro que el de limitarse a introducir las diferentes formas de llevar a cabo el tratamiento de aguas y fangos. Las descripciones detalladas de las diversas formas de tratamiento se presentan a lo largo del resto del libro.
Tratamiento del agua residual Como se coment6 en el primer capftulo del libro, los procesos y operaciones unitarias se combinan y complementan para dar Iugar a diversos niveles de tratamiento de las aguas. Hist6ricamente, los terminos «pretratamiento» y, o «primario» se referfan a las operaciones ffsicas unitarias; el termino «secundario» se referfa a los procesos qufmicos o biol6gicos unitarios, y se conocfa con el nombre de «tratamiento terciario» o «avanzado», a las combinaciones de los tres. No obstante, estos terminos son arbitrarios y, en muchos casos, carecen de Valor alguno. Un enfoque mas racional consiste, en primera instancia, en establecer el nivel de eliminaci6n de contaminantes (tratamiento) necesario antes de reutilizar o verter las aguas residuales al medio ambiente. A partir de este momento, basandose en consideraciones fundamentales, es posible agrupar las diferentes operaciones y procesos unitarios necesarios para alcanzar el nivel de tratamiento adecuado. En la Tabla 4-2 aparecen los contaminantes mas importantes de las aguas residuales junto con las operaciones y procesos unitarios que se pueden emplear para eliminarlos. En los siguientes parrafos se describe c6mo llevar a cabo los diferentes procesos, operaciones y metodos para conseguir objetivos especfficos.
144
INGENIERIA DE AGUAS RESIDUALES
TABLA 4-2 Operaciones y procesos unitarios y sistemas de tratamiento utilizados para eliminar Ia mayorfa de los contaminantes presentes en el agua residual
Operaci6n unitaria, proceso unitario o sistema de tratamiento
Vease Capitulo
Desbaste y dilaceraci6n Desarenado Sedimentaci6n Filtraci6n Flotaci6n Adici6n de polfmeros Coagulaci6n/sedimen taci6n Sistemas naturales (tratamiento por evacuaci6n a! terreno)
Arrastre por aire Tratamiento de gases Adsorci6n en carb6n
6 9 7, 11
Pat6genos
Cloraci6n Hipocloraci6n Cloruro de bromo Ozonaci6n Radiaci6n UV Sistemas naturales
7, 9 7 7 7 7 13
Contaminante S6lidos en suspensi6n
Materia organica biodegradable
Nutrientes: Nitr6geno
F6sforo
Nitr6geno y f6sforo
Variantes de sistemas de cultivo en suspensi6n con nitrificaci6n y desnitrificaci6n Variantes de sistemas de pelfcula fija con nitrificaci6n y desnitrificaci6n Arrastre de amonfaco Intercambio i6nico Cloraci6n al breakpoint Sistemas naturales
9 9 9 9 9 9 9
13 10 10 10 10, 14 14 9
13
11 11
11 11 7, 11 13
Adici6n de sales metalicas Coagulaci6n y sedimentaci6n con cal Eliminaci6n biol6gica del f6sforo Eliminaci6n biol6gica-qufmica del f6sforo Sistemas naturales
7, 7, 8, 7,
11 11 11 11
Eliminaci6n biol6gica de nutrientes
8, 11
13
145
OBJETIVOS, METODOS Y CONSIDERACIONES DE LAS AGUAS RESIDUALES
Operacion unitaria, proceso unitario ' o sistema de tratamiento
Vease Capitulo
Adsorci6n en carb6n Ozonaci6n terciaria Sistemas naturales Precipitaci6n qufmica Intercambio i6nico Sistemas de tratamiento por evacuaci6n al terreno Intercambio i6nico Osmosis inversa Electrodialisis
6, 9 11 13
7, 9 11
13 11 11 11
Pretratamiento de las aguas residuales. El pretratamiento de las aguas residuales se define como el proceso de eliminaci6n de los constituyentes de las aguas residuales cuya presencia pueda provocar problemas de mantenimiento y funcionamiento de los diferentes procesos, operaciones y sistemas auxiliares. Como ejemplos de pretratamientos podemos citar el desbaste y dilaceraci6n para la eliminaci6n de solidos gruesos y trapos, la flotaci6n para la eliminaci6n de grasas y aceites y el desarenado para la eliminaci6n de la materia en suspensi6n gruesa que pueda causar obstrucciones en los equipos y un desgaste excesivo de los mismos. En este texto se diferencia el pretratamiento del pretratamiento industrial, en el que se tratan los constituyentes en sus fuentes de origen, antes de verterlos a la red de alcantarillado.
En el tratamiento primario se elimina una fracci6n de los s6lidos en suspensi6n y de la materia organica del agua residual. Esta eliminaci6n suele llevarse a cabo mediante operaciones ffsicas tales como el tamizado y la sedimentaci6n. El efluente del tratamiento primario suele contener una cantidad considerable de materia organica y una DBO alta. En el futuro, las plantas de tratamiento que s6lo incluyen tratamiento primario iran quedando desfasadas, conforme se vayan implantando las medidas de la EPA en cuanto ala necesidad de disponer de tratamientos secundarios. S6lo en casas especiales (para aquellas comunidades a las que se dispense de disponer de tratamientos secundarios) se empleara los tratamientos primarios como unico metoda de tratamiento. El principal papel del tratamiento primario continuara siendo el de previa al tratamiento secundario. Tratamiento primario de las aguas residuales.
El tratamiento secundario de las aguas residuales esta principalmente encaminado a la eliminaci6n de los s6lidos en suspensi6n y de los compuestos organicos biodegradables, aunque a menudo se incluye la desinfecci6n como parte del tratamiento secundario. Se define el tratamiento secundario convencional como la combinaci6n de difeTratamiento secundario convencional.
146
INGENIERIA DE AGUAS RESIDUALES
rentes procesos nonnalmente empleados para la eliminaci6n de estos constituyentes, e incluye el tratamiento biol6gico con fangos activados, reactores de lecho fijo, los sistemas de lagunaje y la sedimentaci6n. Control y eliminaci6n de nutrientes. La eliminaci6n y control de los nutrientes presentes en el agua residual es importante por diversas razones. Nonnalmente, es necesaria debido a (1) vertido a cuerpos de agua receptores confinados, en los que se pueda crear o acelerar los procesos de eutrofizaci6n; (2) vertidos a cursos de agua en los que la nitrificaci6n pueda limitar los recursos de oxfgeno o en los que puedan proliferar el arraigamiento de plantas acmiticas, y (3) recarga de aguas subtemineas que puedan ser usadas, indirectamente, para el abastecimiento publico de agua. Los principales nutrientes contenidos en las aguas residuales son el nitr6geno y el f6sforo, y su eliminaci6n puede llevarse a cabo por procesos qufmicos, biol6gicos, o una combinaci6n de ambos. En muchos casos, la eliminaci6n de nutrientes se realiza en combinaci6n con el tratamiento secundario; por ejemplo, se pueden afladir sales met<:Hicas en los tanques de aireaci6n para provocar la precipitaci6n del f6sforo en el proceso de decantaci6n final, o se puede llevar a cabo un proceso de desnitrificaci6n biol6gica como continuaci6n de un proceso de fangos activados que produzca un efluente nitrificado. Tratamiento avanzado/Recuperaci6n del agua residual. El termino «tratamiento avanzado» tiene diversas definiciones. En el contexto de este libro, definiremos como tratamiento avanzado el nivel de tratamiento necesario, mas alla del tratamiento secundario convencional, para la eliminaci6n de constituyentes de las aguas residuales que merecen especial atenci6n, como los nutrientes, los compuestos t6xicos y los excesos de materia organica o de s6lidos en suspensi6n. Ademas de los procesos de eliminaci6n de nutrientes, otros procesos u operaciones unitarias habitualmente empleadas en los tratamientos avanzados son la coagulaci6n qufmica, floculaci6n, y sedimentaci6n seguida de filtraci6n y carbono activado. Para la eliminaci6n de iones especfficos y para la reducci6n de s61idos disueltos, se emplean metodos menos comunes, como el intercambio i6nico o la 6smosis inversa. Tambien se emplea el tratamiento avanzado para diversas posibilidades de reutilizaci6n de las aguas residuales para las cuales es preciso conseguir efluentes de alta calidad, como puede el caso del agua empleada para refrigeraci6n industrial o para la recarga de aguas subterraneas (vease Cap. 16). En tenninos de calidad del efluente, algunos procesos de tratamiento natural (antes llamado tratamiento en el terreno) pueden resultar equivalentes al tratamiento avanzado de las aguas residuales (vease Cap. 13). Tratamiento de residuos t6xicos/Eiiminaci6n de contaminantes especfficos. La eliminaci6n de las sustancias t6xicas y de contaminantes especfficos es un tema complejo, y en este libro s6lo se trata de manera general. En los vertidos industriales a las redes de alcantarillado municipales, las concentraciones de contaminantes t6xicos suelen controlarse mediante pretratamientos especfficos antes de su vertido a la red. En algunos casos, la eliminaci6n de las
OBJETIVOS, METODOS Y CONSIDERACIONES DE LAS AGUAS RESIDUALES
147
sustancias t6xicas se lleva a cabo en las plantas de tratamiento. Muchas de las sustancias t6xicas, como los metales pesados, se eliminan mediante algun tratamiento ffsico-qufmico como la coagulaci6n qufmica, floculaci6n, sedimentaci6n o filtraci6n. Tambien es posible eliminarlos parcialmente en los tratamientos secundarios. Las aguas residuales que contienen compuestos organicos volatiles se pueden tratar mediante adsorci6n carb6nica o arrastre con aire. Mediante procesos de intercambio i6nico tam bien/ es posible eliminar pequefias concentraciones de algunos contaminantes especfficos. Tratamiento de las aguas procedentes de aliviaderos de las redes de alcantarillado unitarias: Estas aguas consisten en grandes descargas inter-
mitentes de aguas residuales que resultan de la mezcla de agua residual con aguas pluviales. Excepto en el caso de las primeras descargas, las concentraciones de los contituyentes importantes suelen ser menores que en aguas residuales domesticas o industriales. El tratamiento de estas aguas suele centrarse en la eliminaci6n de los s6lidos en suspensi6n y de los organismos pat6genos. La eliminaci6n de los s6lidos en suspensi6n puede hacerse por sedimentaci6n o desarenado, y la desinfecci6n suele llevarse a cabo por cloraci6n. El tratamiento de este tipo de aguas se analiza mas detalladamente en el Capitulo 15.
Tratamiento de fangos La mayorfa de los procesos de la Tabla 4-2 estan concebidos para el tratamiento de la fracci6n lfquida del agua residual. No obstante, en el proyecto de las plantas de tratamiento, el tratamiento de los fangos obtenidos del agua residual tiene un papel de igual o mayor importancia. Es por ello que tambien es preciso conocer los metodos, procesos y operaciones unitarias que se emplean para tratar los fangos. Los principales metodos que se emplean, hoy en dfa, se especifican en la Tabla 4-3. Debido ala especializaci6n que ha sufrido el tratamiento de los fangos de aguas residuales, el Capitulo 12 de este libro esta enteramente dedicado al estudio de este tema.
4.4
ELECCION DE LOS DIAGRAMAS DE FLUJO DE PROCESOS Y TRATAMIENTOS
El proyecto de las plantas de tratamiento es un de los aspectos mas sugestivos de la ingenieria ambiental. Tanto el conocimiento te6rico, como la experiencia practica, son necesarios en la elecci6n y analisis de los diagramas de flujo de procesos y tratamientos. Los diagramas de flujo de procesos son representaciones graficas de las combinaciones de las operaciones y los procesos unitarios que se emplean para alcanzar los objetivos especfficos del tratamiento. En la Figura 4-1 se muestran algunos ejemplos de diagramas de flujo de procesos. La experiencia practica es fundamental para el ·proyecto y distribuci6n ffsica de las instalaciones y para la elaboraci6n de los pianos y prescripciones tecnicas. El objetivo de este apartado es la descripci6n de los principales elementos que hay que tener
148
INGENIERIA DE AGUAS RESIDUALES
TABLA 4-3 Metodos de tratamiento y evacuaci6n de fangos Proceso o evacuaci6n
Operaciones preliminares
Espesamiento
Estabilizaci6n
Acondicionamiento Desinfecci6n
Deshidrataci6n
Secado termico Reducci6n tennica
Evacuaci6n final
Operaci6n unitaria, proceso unitario metodo de tratamiento
0
Bombeo de fangos Trituraci6n de fangos Almacenamiento y homogeneizaci6n de fangos Desarenado de fangos Espesamiento por gravedad Espesamiento por flotaci6n · Centrifugaci6n Espesamiento con filtros de banda Espesamiento con tambor giratorio Estabilizaci6n con cal Tratamiento termico Digesti6n anaerobia Digesti6n aerobia Compostaje Acondicionamiento qufmico Acondicionamiento termico Pasteurizaci6n Almacenamiento durante largos periodos de tiempo Filtro de vacfo Centrifuga Filtro banda Filtro prensa Eras de secado Lagunaje Variantes de homos de secado Evaporador de efecto multiple Incinerador de pisos ·Incinerador de !echo fluidificado Incineraci6n conjunta con residuos s6lidos Oxidaci6n por vfa humeda Reactor vertical profunda Evacuaci6n al terrene Distribuci6n y comercializaci6n Vertedero controlado Lagunaje Fijaci6n qufmica
en cuenta para la elecci6n de los diagramas de flujo de procesos. Estos factores son los siguientes: (1) necesidades del propietario de la instalaci6n; (2) experiencia~previa; (3) requisites de las agencias e instituciones de control; (4) amilisis y
OBJETIVOS, METODOS Y CONSIDERACIONES DE LAS AGUAS RESIDUALES
Reja de barras Agua a tratar
Desarenador
I I
Sedimentaci6n secundaria c1 2
Sedimentaci6n primaria
I I
I
t Arena
1
Retorno _ _,..._ _.,.:_d_e_so_brenadante
: '
----------
..
'
,
Filtro prensa
-·
. Bomba
··(normal mente)
I I I I I
~
•Efluente
Tanque de cloraci6n
I
:_ ,!:'!,n.\:!'2. ~e_r!:_t~r!:!'2. _:
t Residues
Fango deshidratado--
t .. ...
, - Tanque _...,· t . de · aireaci6n · 1 1
-:
149
I
I -.-II Espesador de banda
Digester anaerobic
(a)
Reja Agua de barras . Desarenador a tratar
I
I
t
t
Residues
Arena
Fango deshidratado
A I .....
Sed~~~~~~~i6n _,.-.
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Filtro prensa
S:!~.~~~~~6nCl de:~~~uc~.on
]
2
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1 I I
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t
1r ·
.
1
~~m
L--------------~ Caudal de recirculaci6n
Retorno de sobrenadante
_ .:....--------. digerido
_
Biofiltros
t
I 1 I
r-
I
-[
t.
Digester anaerobic
Espesador de fango por gravedad (b)
Leyenda: _ _ Agua residual ___ Fango o s61idos .
FIGURA 4·1
Ejemplos de diagramas alternatives de flujo de procesos de tratamiento tfpicos: (a) fangos activados, y (b) filtro percolador.
elecci6n de los procesos; (5) compatibilidad con las instalaciones existentes; (6) costes; (7) consideraciones medioambientales, y (8) otras consideraciones importantes, como los equipos, el personal y las consideraciones energeticas.
150
INGENIERIA DE AGUAS RESIDUALES
Necesidades del propietario Un factor que a menudo se pasa por alto en la elecci6n del proceso de tratamiento son las necesidades del propietario. Estas pueden ser de diversa fndole; razones de coste y facilidades de financiaci6n del proyecto, posibilidades de explotaci6n que requieran personal, preferencias en el tipo de proceso basadas en la experiencia personal, preocupaci6n por'el desarrollo de procesos y equipos de contrastada eficacia o por la innovaci6n en los procesos, y las preocupaciones por los posibles impactos ambientales. Tal y como se comentani en el Capftulo 14, las necesidades del propietario son especialmente importantes en el caso de pequefias comunidades, en las que no existe experiencia previa alguna en la construcci6n y explotaci6n de los sistemas de tratamiento. Tanto para proyectos grandes como pequefios, es importante que el propietario y el ingeniero encargado del proyecto lleguen a un acuerdo total acerca de sus metas y objetivos individuales, de manera que se satisfagan las necesidades del propietario y que el proceso de tratamiento disefiado sea capaz de cumplir con las funciones basicas para las cuales ha sido concebido (p.e., cumplir con la nonnativa de vertidos optimizando la relaci6n coste-efectividad y mitigando los impactos ambientales negatives).
Experiencia previa Cada vez se presta tnayor atenci6n al rendimiento de las plantas de tratamiento y a su fiabilidad en el cumplimiento estricto de las cada vez mas restrictivas limitaciones de los vertidos de aguas residuales. La experiencia previa en el proyecto y explotaci6n de los sistemas de tratamiento de aguas residuales es importante en la selecci6n del proceso de tratamiento, de manera que se conozca de manera realista las posibilidades y limitaciones de los diversos procesos. El trabajo con sistemas cuyos rendimientos son conocidos elimina muchas de las incertidumbres que se plantean en el proyecto de las instalaciones, y evita los en·ores que se producen c'omo consecuencia de un proyecto inadecuado. A partir de las plantas ya construidas y de su explotaci6n, es posible obtener informaci6n de sus rendimientos, problemas de mantenimiento, facilidad o dificultad en el control de los procesos, y de su capacidad de adaptaci6n a la variaci6n en las condiciones de trabajo. Debido a que no existe referenda hist6rica alguna sobte el funcionamiento de los sistemas innovadores, estos deben ser analizados cuidadosamente mediante una serie de evaluaciones progresivas. Dado que el marco normative es cada vez mas exigente, es importante analizar los riesgos asociados a cada uno de los procesos antes de hacer la elecci6n final.
Requisitos de las instituciones de control Muchas de las agendas e instituciones de control estatales y regionales no s6lo imponen condiciones para la obtenci6n de licencias y permisos para el vertido
OBJETIVOS, METODOS Y CONSIDERACIONES DE LAS AGUAS RESIDUALES
151
de aguas residuales sino que tambien proporcionan gufas de disefio para los diferentes procesos especfficos [11, 17]. En cada estado, es necesario estudiar con detenimiento las limitaciones y requisitos establecidos por los organismos de control, incluidos los relacionados con la salud publica, la calidad atmosferica, y la gesti6n de los residuos s6lidos. El ingeniero que realiza el proyecto debeni contemplar todos los requisitos existentes y estar en contacto con las autoridades pertinentes desde el inicio del proyecto para asegurar el cumplimiento de todas las disposiciones.
Elecci6n de los procesos El amilisis y la elecci6n de los procesos de tratamiento es uno de los aspectos mas interesantes del disefio de las plantas de tratamiento. Es preciso contar con los conocimientos te6ricos y la experiencia practica del ingeniero para evaluar las diferentes alternativas. Los principales aspectos que hay que tener en cuenta en el analisis de los procesos de tratamiento se estudian detalladamente en el Capitulo 5, e incluyenlos siguientes temas: (1) desarrollo del diagrama de flujo de procesos; (2) establecimiento de los criterios de proyecto de los procesos y dimensionamiento de las unidades de tratamiento; (3) preparaci6n del balance de s6lidos; (4) evaluaci6n de las necesidades hidraulicas (lfnea piezometrica) y (5) consideraciones relativas a la implantaci6n de la instalaci6nes.
Compatibilidad con las instalaciones existentes Un factor que no se debe pasar por alto enla ampliaci6n y mejora delnivel de tratamiento de las plantas de tratamiento es la compatibilidad con las unidades de proceso existentes. La introducci6n de una nueva unidad de proceso en una planta existente, comporta nuevas exigencias de explotaci6n y una mayor preparaci6n del personal de la planta para abordar la explotaci6n y mantenimiento de las unidades nuevas. Siempre y cuando los equipos tengan rendimientos contrastados, el hecho de emplear para las nuevas unidades equipos suministrados por el mismo fabricante que las unidades de proceso existentes puede reducir la cantidad de recambios que se deben tener disponibles ..
Analisis de costes Un punto que merece gran atenci6n en la elecci6n y proyecto de alternativas de tratamiento de aguas residuales es, especialmente para el cliente, el coste (no s6lo el coste inicial de construcci6n de la planta sino tambien los costes de explotaci6n y mantenimiento ). A pesar de que en este libro no se trata el apartado de la estimaci6n de los costes, sf que se comentan algunos aspectos que hay que tener en cuenta a la hora de hacer una previsi6n de costes. Normalmente, las previsiones de costes se hacen a tres niveles de detalle: (1) previsi6n en cuanto al orden de magnitud de los costes, derivados de cm·vas de costes y publicaciones especfficas, que se emplean para la planificaci6n concep-
152
INGENIERIA DE AGUAS RESIDUALES
tual de las instalaciones; (2) estimaciones del presupuesto (realizadas durante la fase de anteproyecto) elaboradas en base a informaci6n sobre concursos, precios de fabricantes o presupuestos maximos, y (3) estimaciones definitivas, elaboradas a partir de precios detallados sobre pianos completos y con las prescripciones pertinentes. La precisi6n de las estimaciones varfa en funci6n del nivel de detalle, raz6n por la cual se suelen aplicar unos porcentajes que tengan en cuenta los posibles imprevistos y variaciones en los precios de elementos no especfficamente determinados. Estimaci6n de los costes. A la hora de hacer una previsi6n de los costes de construcci6n, todas las alternativas y costes futuros deben analizarse usando el mismo sistema de referenda y el mismo sistema de evaluaci6n. Para establecer los costes de un proyecto, los metodos mas extensamente empleados son: (1) costes escalonados asumiendo una determinada tasa de inflaci6n, o (2) un fndice de costes publicado. Los fndices de costes mas ampliamente utilizados en el campo de la ingenierfa sanitaria son el Engineering News-Record Construction Cost Index, ENRCCI, (publicado en la revista ENR por McGraw-Hill) y el Sewer Construction and Sewer Treatment Plant Construction indexes (publica· do por la EPA). Para poder llevar a cabo las comparaciones con uniformidad de precios, pueden actualizarse los datos de los informes tecnicos y de las diferentes publicaciones empleando la siguiente relaci6n:
Coste actual =
Valor actual del fndice x Coste estimado Va1or futuro del fndice
(4.1)
En los casos en los que sea posible, tambien es conveniente ajustar los valores de los fndices para que reflejen mejor los costes de los elementos particularizados para la zona de estudio. Tanto el fndice ENRCCI como el de la EPA contienen los costes para diferentes areas geograficas. La ENR publica los costes para 20 ciudades diferentes, mientras que la EPA hace lo propio para un total de 25 ciudades. Cuando se emplee el fndice ENRCCI y no se conozca el mes del afio en que se construyeron unas determinadas instalaciones, la practica habitual es tomar el valor correspondiente el final delmes de junio. Para proyectar al futuro los diferentes costes, se j:mede emplear la siguiente expresi6n. El valor futuro del fndice se toma para el punto correspondiente ala tercera parte o a la mitad del periodo de construcci6n. Coste actual =
Valor futuro del fndice . x Coste actual · Va1or actua1 del fnd1ce
(4.2)
No obstante, es preciso hacer constar que este metodo de evaluaci6n futura de los costes puede conducir a notables errores si el periodo de construcci6n es largo (entre 3 y 5 afios), especialmente en el caso de que los fndices hayan sufrido variaciones importantes.
OBJETIVOS, METODOS Y CONSIDERACIONES DE LAS AGUAS RESIDUALES
153
Estimaci6n de los costes de explotaci6n y mantenimiento. Los costes anuales de explotaci6n y mantenimiento son un factor importante que hay que tener en cuenta en la evaluaci6n de las diferentes alternativas de tratamiento. Los principales elementos que intervienen en estos costes son el personal, la energfa, los productos qufmicos y los materiales. Los costes de estos elementos deberfan analizarse por separado siempre que ello sea posible, puesto que pueden aumentar a diferentes ritmos. Para evaluar los <:_;ostes del personal de una planta, puede resultar util consultar la bibliograffa [21]. Los costes energeticos deben calcularse basados en los consumos de los equipos necesarios en los diferentes procesos de tratamiento y en las tarifas de las compafifas suministradoras de energfa. Los costes de los productos qufmicos tambien deben calcularse en funci6n del consumo previsto y los costes unitarios. Tambien debe incluirse el coste de los materiales y recan1bios, que se debe estimar a partir de los usos previsibles.
Ala hora de comparar las diferentes alternativas de sistemas de tratamiento, la comparaci6n de los costes se puede hacer en funci6n de los costes actuales, los costes totales anuales, o los costes a lo largo de toda la vida util de la instalaci6n. En los casos en los que se comparen los costes en el presente, todos los costes futuros deben convertirse a su importe actualizado al principia del periodo de proyecto. Para ello se emplea un coeficiente de descuento, que viene a representar la evoluci6n del valor del dinero en el tiempo (la capacidad del dinero para acumular intereses). En una comparaci6n basada en los costes totales anuales, los costes de capitalizaci6n se amortizan de acuerdo con los intereses previstos para los contratos y la duraci6n de los mismos. Para determinar los costes totales anuales, se suma a los costes de explotaci6n y mantenimiento el coste annal de amortizaci6n. El coste a lo largo de la vida util de la instalaci6n es la suma total, tanto de los costes iniciales como de los costes de explotaci6n y mantenimiento a lo largo de todo e1 periodo de funcionamiento previsto de la instalaci6n. Este procedimiento es util a la hora de evaluar la posibilidad de rehabilitar una planta existente frente a la posibilidad de construir una totalmente nueva. La bibliograffa que se propone al final de este capftulo contiene mayor infonnaci6n sobre evaluaciones econ6micas de proyectos [9, 14]. Comparaci6n de costes.
Los impactos ambientales que pueda provocar una planta de tratamiento de aguas residuales son tan importantes, si no mas, que las consideraciones de tipo econ6mico. A pesar de que en este texto no se realiza un repaso exhaustivo de los procedimientos que hay que seguir para evaluar los posibles impactos de una planta de tratamiento, sf se hacen una serie de comentarios acerca de las consideraciones medioambientales que son aplicables al respecto. El procedimiento que hay que seguir para la evaluaci6n de los impactos sobre el medio ambiente esta establecido en el National Environmental Policy Act (NEPA, Acta nacional dt:; polftica ambiental) de 1969, cuya enmienda se recoge en otra acta del Congreso de los Estados Unidos (42 USC 4321-4347). Las evaluaciones sobre el impacto ambiental deben basarse en criterios sociales, Consideraciones medioambientales.
154
INGENIERIA DE AGUAS RESIDUALES
tecnicos, ecol6gicos, econ6micos, polfticos, legales e institucionales (STEEPLI). La aplicaci6n de las normas de la STEPA obliga a la redacci6n de un estudio de impacto ambiental (EIS) para cualquier acci6n de can1cter federal que pueda tener una influencia importante sobre e1 entorno ambiente y humano, y esta regulado por las normas del Council on Environmental Quality (CEQ, comisi6n para la preservaci6n de la calidad ambiental) contenidas en la NEPA (40 CFR 1500-1508). Las nm·mas de la NEPA aseguran la identificaci6n de los posibles impactos ambientales y el amllisis de un mhnero razonable de acciones alternativas y sus respectivos impactos, asf como la disponibilidad para el publico de informaci6n sobre el medio ambiente y la participaci6n de los organismos publicos y de gobierno enla toma de decisiones. Todas las medidas y normas pertinentes deben estan contenidas en el EIS. La NEPA no prohfbe ni otorga permisos para la ejecuci6n de -acci6n alguna, sino que simplemente se limita a asegurar la participaci6n de los organismos publicos y obliga a facilitar informaci6n detallada de los impactos ambientales de las diferentes acciones. El apartado E de los reglamentos de la EPA establece los procedimientos y requisitos para la implantaci6n de las nm·mas de la NEPA en el ambito del programa de subvenciones para la construcci6n de plantas de tratamiento de aguas residuales municipales contemplado en el Clean Water Act (CWA). De acuerdo con la disposici6n 201 del CWA, los principales elementos del proceso incluyen la redacci6n de un Documento de Informaci6n Ambiental (BID) por parte del propietario como parte del proyecto. El BID es el documento sobre el que se basanla agencia para revisar los impactos ambientales del proyecto y realizar una evaluaci6n ambiental (EA). La EA debe ser lo suficientemente detallada como para que la EPA pueda declarar que e1 proyecto no presenta impactos negativos importantes (FNSI, documento que certifica la aprobaci6n del proyecto) o, en cambio, solicite la elaboraci6n de un EIS. Si es preciso redactar un EIS, la redacci6n final del mismo debera ser el resultado de la incorporaci6n de la opini6n publica a un borrado de EIS i11icial. Las determinaciones de la EPA se recogen en un acta de decisi6n, enla que se resumen las acciones recomendadas y las conclusiones alcanzadas. Con el fin de ajustarse a estas normas federales, el ingeniero deberfa consultar la versi6n mas reciente de la normativa, lo cual requiere un proceso integral de consulta tanto a las autoridades federales estatales como al propietario. Ademas, es conveniente consultar a las agencias de control del medio ambiente de cada estado para conocer las medidas aplicables en cada caso. Las referencias bibliograficas [ 4, 5] pueden ser de gran utilidad en este aspecto.
Otras consideraciones importantes A pesar de que el alcance del enfoque de este libro no es suficiente para profundizar en ellos, los siguientes aspectos tambien son de gran importancia en el proceso de disefio de las plantas de tratamiento: (1) disponibilidad de los diferentes equipos; (2) necesidades de personal, y (3) necesidades energeticas y de recursos.
OBJETIVOS, METODOS Y CONSIDERACIONES DE LAS AGUAS RESIDUALES
~ 155
Disponibilidad de equipos. La disponibilidad de equipos es un aspecto importante en el proceso de proyecto debido a que (1) es necesario disponer de equipos de repuesto en aquellos casos en los que los tiempos necesarios para hacer ·llegar las piezas de recambio sean dilatados, y (2) cuando el suministro de los equipos sea un punto crftico en el proceso de construcci6n. La mayor parte de los equipos que se instalan en las plantas de tratamiento, a excepci6n de pequeiios motores, valvulas y bombas, se fabrica sobre pedido. Algunos de los componentes se fabrican con materiales que requieren tecnicas de fabricaci6n especiales, como el acero inoxidable, o no estan disponibles mas que a traves de un m1mero limitado de casas comerciales, que pueden incluso ser extranjeras. Por lo tanto, el ingeniero debe tener en cuenta que equipos van a integrar el proceso de tratamiento, y c6mo afectan, al proyecto, construcci6n, explotaci6n y mantenimiento de las instalaciones. Necesidades de personal. La elecci6n de un proceso de tratamiento no s6lo debe tener en cuenta Ia cantidad de personal necesaria para acometer las tareas ligadas a la ·explotaci6n y mantenimiento de las instalaciones, sino tambien al nivel de preparaci6n del mismo. Cuanto mas sencillo y menos complejo sea el proceso concebido, menor sera nivel de preparaci6n del personal necesario. Por ejemplo, un sistema de tratamiento mediante Iagunas de estabilizaci6n precisara personal menos cualificado que una planta con tratamiento en fangos activados. En el caso de la ampliaci6n y mejora de las instalaciones de una planta de tratamiento existente, es conveniente analizar la capacidad del personal actual para el desarrollo de las nuevas actividades, de manera que estas puedan ser desarrolladas sin producir excesivos problemas de personal ni sea necesario reciclar los conocimientos del pe1'sonal existente. Algunos de los procesos mas complejos hacen necesario un alto nivel de implantaci6n de control automatizado de los sistemas mediante instrumental electr6nico. Una instrumentaci6n adecuada puede ahorrar mucho trabajo, e incluso puede llegar a permitir que algunas plantas de pequeiio tamaiio funcionen sin necesidad de personal alguno. No obstante, el hecho de que la instrumentaci6n y los aparatos de control.sean de gran complejidad hace necesario contar siempre con los servicios de tecnicos altamente especializados. Estos especialistas en instrumentaci6n pueden resultar de diffcil contrataci6n debido ala alta demanda de tecnicos altamente cualificados. Es necesario evaluar con detenimiento tanto la complejidad de los sistemas de control como los niveles de preparaci6n necesaria del personal. Necesidades energeticas y de recursos.
La preocupaci6n por el ritmo de consumo de energfa y recursos naturales ha ido aumentando en los ultimos aiios conforme se van reduciendo los recursos y aumenta la demanda a nivel mundial. Dado que la explotaci6n de las instalaciones de tratamiento de aguas depende fuertemente de los recursos energeticos, es necesario abordar el estudio de las necesidades energeticas de cada planta de manera realista. La explotaci6n de las instalaciones es responsable de la mayor parte del consumo energetico de las plantas de tratamiento. Es necesario recabar informaci6n sobre cada uno de los procesos de tratamiento considerados, ya que el
156
INGENIERIA DE AGUAS RESIDUALES
consumo energetico es variable en funci6n de cada una de las unidades de proceso y las combinaciones de estas son multiples. Las principales fuentes de energfa son las siguientes: (1) energfa electrica; (2) gas natural o propano, y (3) gasolina o gasoil. La energfa electrica se usa principalmente para el funcionamiento de los equipos y para los servicios de alumbrado y alimentaci6n de los sistemas auxiliares. El gas natural o el propano se emplean para el acondicionamiento de los edificios (calefacci6n) para elevar la temperatura de los digestores, y como combustible para los generadores de energfa auxiliares. Tanto la gasolina como el fuel pueden realizar este mismo cometido, aparte de su uso como combustible de automoci6n. Debido al complejo sistema de precios que regula el consumo electrico, es preciso prestar especial atenci6n a los costes de la energfa electrica. Los precios de la energfa electrica suelen estar en funci6n del consumo, los factores de potencia y la demanda. Los factores de potencia son importantes en las plantas en las que se disponga de grandes equipos accionados por motores electricos. La demanda, introduce unos costes aii.adidos que estan relacionados con la capacidad de la compaii.fa electrica para generar la energfa necesaria para satisfacer las necesidades de toda la planta. Un consumo maximo durante un periodo tan corto como 15 minutos puede introducir unos sobrecostes de demanda que se apliquen a los siguientes 12 meses. Estos sobrecostes se pueden reducir, en algunos casos, instalando generadores aut6nomos en las propias plantas. Un ejemplo de c6mo reducir los costes de consumo y de demanda de una planta es la recuperaci6n y reutilizaci6n del gas generado en los digestores para la producci6n de energfa (vease Fig. 4-2). Las posibilidades de reutilizaci6n del gas generado en los digestores se comentan en el Capftulo 12. Dentro de la evaluaci6n de los costes energeticos, es conveniente analizar minuciosamente el impacto sobre los costes de explotaci6n de la planta de los futuros cambios en las tarifas energeticas.
(b)
(a)
FIGURA 4-2 Motores diesel duales de grandes dimensiones: (a) para convertir el gas del digestor en energia electrica y calor, y (b) para dar corriente a grupos de bombeo grandes.
OBJETIVOS, METODOS Y CONSIDERACIONES DE LAS AGUAS RESIDUALES
4.5.
:157
IMPLANTACION DE LOS PROGRAMAS DE GESTION DE LAS AGUAS RESIDUALES
Un programa de desarrollo de un proyecto de tratamiento de aguas residuales consta de diversas fases: (1) anteproyecto; (2) proyecto; (3) optimizaci6n econ6mica; (4) construcci6n, y (5) puesta en marcha y explotaci6n. La mayorfa de los grandes proyectos, con costes superiores a los 10 millones de d6lares, siguen todos y cada uno de los pasos. Los proyectos mas pequefios pueden no incluir el apartado de la optimizaci6n econ6mica, aunque siempre es altamente recomendable llevarla a cabo aunque sea de forma simplificada.
Anteproyecto La elaboraci6n de un anteproyecto comprende la redacci6n de un documento que analice de modo sistematico los factores econ6micos, ambientales y financieros necesarios para la implantaci6n de un plan de gesti6n de las aguas residuales que se ajuste correctamente a la dualidad coste-efectividad. Aunque en sf mismo pueda contener un estudio de impacto ambiental, en los grandes proyectos este suele ser un documento independiente. El alcance del anteproyecto incluye: (1) definici6n del problema; (2) determinaci6n de la vida util necesaria de las instalaciones concebidas (normalmente, un mfnimo de 20 afios); (3) definici6n, desarrollo y analisis de alternativas de tratamiento y evacuaci6n; (4) elecci6n de una soluci6n y (5) trazado de las lfneas maestras de un plan de desarrollo que incluya un plan de proyecto y construcci6n y un analisis financiero. El objetivo ultimo del anteproyecto es un proyecto bien definido, con una relaci6n coste-efectividad y respetuoso con el medio ambiente, capaz de ser desarrollado y aceptado tanto por las autoridades reguladoras como por los contribuyentes. Para mayor infonnaci6n sobre la elaboraci6n de anteproyectos, consultese la bibliograffa que se propone al final de este capftulo [20].
Proyecto Una vez realizado el anteproyecto, el proceso que suele seguirse para la redacci6n del proyecto final de la instalaci6n concebida consta de un disefio conceptual, un disefio preliminar, estudios especiales, y proyecto constructivo. El disefio conceptual se emplea para definir con precisi6n los criterios de proyecto considerados en el anteproyecto, establecer una primera distribuci6n ffsica de las instalaciones, y para determinar los estudios de campo necesarios para el desarrollo definitivo del proyecto, caso de las prospecciones geotecnicas, por ejemplo. El disefio preliminar es una extensi6n del disefio conceptual, e incluye la descripci6n detallada de los diferentes elementos que integran el proyecto, de manera que se pueda proceder a la elaboraci6n del proyecto definitivo. Los estudios especiales pueden incluir ensayos de campo o campafias de medida que sirvan para establecer los criterios de proyecto. El
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proyecto constructivo incluye la elaboraci6n de los pianos constructivos y las prescripciones tecnicas para la presentaci6n del proyecto a concurso y/o su posterior construcci6n. En el proyecto deben incluirse tambien las medidas necesarias para eliminar o reducir los impactos ambientales inevitables. Debido a que el proceso de elaboraci6n de un proyecto varfa mucho en funci6n del tipo y tamafio de obra, en este texto s6lo se proporciona una visi6n general del mismo. El exito final de un proyecto depende en gran medida de la calidad de las ideas y acciones desarrolladas en la primera fase de hi concepci6n del mismo. Durante las etapas de disefio conceptual y preliminar se toman las principales decisiones ingenieriles, se escogen los equipos, y se prepara la distribuci6n ffsica de las instalaciones. Las tareas que se llevan a cabo durante la etapa del disefio conceptual del proyecto incluyen la recogida y elaboraci6n de los datos de proyecto, la elaboraci6n del diagrama de flujo de procesos, amllisis hidniulico de la planta y calculo de la lfnea piezometrica, definici6n de los sistemas de explotaci6n y control, y la distribuci6n ffsica de los elementos de la planta. En este apartado, tambien deberfan hacerse los reconocimientos topograficos y del terreno. El estudio del terreno es de especial importancia para la definici6n de las condiciones de cimentaci6n y para el establecimiento de criterios estructurales. Disefio conceptual.
El disefio preliminar representa entre el 20 y el 30 por 100 de la elaboraci6n del proyecto. En esta fase se detennina la distribuci6n definitiva de la parcela, se establecen las necesidades de equipos, se desarrollan los conceptos arquitect6nicos y las necesidades de espacio, se organiza la red de tuberfas y las necesidades de equipos mecanicos alternativos, y se establecen los requisitos para los sistemas auxiliares y para los edificios. A este nivel, el proyecto ya deberfa estar suficientemente desarrollado como para que sea posible elaborar una previsi6n de castes para conocer una aproximaci6n al presupuesto de construcci6n de la planta. En grandes proyectos, la optimizaci6n econ6mica de los mismos suele llevarse a cabo al final de esta fase. Disefio preliminar.
Estudios especiales. Estos estudios pueden llevarse a cabo tanto antes como despues del disefio preliminar del proyecto. Estos estudios pueden incluir los ensayos de nuevos equipos y procesos en plantas piloto (vease Fig. 4-3), estudios de olores para el conocimiento de las condiciones actuales y la puesta en antecedentes, o el analisis de las aguas receptoras para conocer las caracterfsticas de dispersi6n para la ubicaci6n de la zona de vertido. Con el fin de eliminar incertidumbres y el costoso proceso de rehacer el proyecto, es importante que estos estudios se lleven a cabo antes de acometer la elaboraci6n del proyecto constructivo. Proyecto constructivo. El ultimo paso en el proyecto de una planta de tratamiento es la elaboraci6n de los pianos constructivos y de las prescripciones tecnicas. Esta fase suele llevarla a cabo una ingenierfa consultora. Algunas cil!,dades grandes y algunas agendas regionales tienen sus propios proyectistas.
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FIGURA 4-3 lnstalaciones para el desarrollo de estudios en planta piloto para el tratamiento de aguas residuales.
En este proceso intervienen los esfuerzos combinados de especialistas en diversas materias, entre los que podemos encontrar ingenieros (de caminos ambientales, qufmicos, mecanicos, electricos, etc.), arquitectos, disefladores, delineantes, y demas profesionales tecnicos y auxiliares. Los pianos y las prescripciones tecnicas son documentos oficiales segun los cuales los contratistas basan sus ofertas en los concursos, y son los documentos a los que puede atenerse la propiedad para responsabilizar al constructor de la finalizaci6n del proyecto en las condiciones establecidas.
Optimizaci6n Econ6mica La optimizaci6n econ6mica de un proyecto (OE) es una exhaustiva revisi6n del proyecto en la que se aplica una tecnica de control de costes especializada para identificar los sobrecostes superfluos de un proyecto. El objetivo de la OE es obtener el mejor proyecto con el menor coste sin, por ello, hipotecar la calidad y fiabilidad del mismo. Para proyectos que reciben subvenciones federales, la EPA establece que todos aquellos cuyo presupuesto de ejecuci6n supere los 10 millones de d6lares deben pasar un amllisis de optimizaci6n econ6mica. En funci6n del tamaflo y complejidad del proyecto, el amllisis de optimizaci6n econ6mica puede variar desde una revisi6n llevada a cabo por un solo equipo
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basta multiples revisiones a carga de diversos equipos de trabajo. Normalmente, los grandes proyectos suelen revisarse dos veces, cuando se ha desarrollado aproximadamente el 20-30 por 100 y el 65-70 por 100 del proyecto respectivamente. Los miembros de la comisi6n de analisis de OE suelen ser ingenieros de reconocida experiencia que no tengan relaci6n alguna con la elaboraci6n del proyecto. Para mayor informaci6n sobre el proceso de optimizaci6n econ6mica, consultese la bibliograffa incluida al final del capitulo [20].
Construcci6n La calidad de los pianos constructivos y de las especificaciones tecnicas suele medirse por (1) la facilidad de integraci6n de las instalaciones nuevas en los terrenos existentes; (2) la claridad de presentaci6n y definici6n que permita a los constructores realizar ofertas con partidas adicionales para las situaciones no previstas o no definidas; (3) la prescripci6n de materiales de construcci6n de alta calidad que permitan asegurar una vida util larga de las instalaciones; (4) el cumplimiento de los plazos constructivos previstos, y (5) la cantidad minima de cambios durante la ejecuci6n. A continuaci6n se comentan algunas consideraciones constructivas y tecnicas de gesti6n aplicables a la construcci6n. En la elaboraci6n de los pianos definitivos y de las especificaciones tecnicas, el ingeniero proyectista debe tener en cuenta muchos de los detalles constructivos. Algunos de los aspectos mas importantes son: (1) proceso de construcci6n, (2) influencia del proceso constructivo sobre las instalaciones existentes, y (3) materiales que se van a emplear. La «facilidad constructiva» de un conjunto de pianos vendra dictada por las ofertas realizadas y los cambios introducidos durante el proceso constructivo, muchos de los cuales pueden provocar cambios costosos. La integraci6n de unas instalaciones nuevas en el entorno existente puede provocar problemas de diversa indole, entre los que podemos citar: (1) mantener en funcionamiento las instalaciones existentes durante la construcci6n de las nuevas; (2) mantener el nivel de tratamiento dentro de los lfmites marcados en los permisos y licencias de vertido, y (3) generaci6n de situaciones de riesgo para el personal. El contrato de construcci6n debe definir claramente c6mo se van a resolver estas con tingencias. A Ia hora de escoger los materiales de construcci6n a emplear, existen tres principios fundamentales en ei proyecto de los elementos de los procesos: (1) durabilidad, la vida util de los equipos debe ser de 20 afios como mfnimo, y las de las estructuras de entre 30 y 40 afios; (2) buena calidad de los materiales, para minimizar los costes de mantenimiento y reparaci6n, y (3) buena integraci6n ambiental, dado que las aguas residuales y los productos que se emplean para su tratamiento son corrosivos. Por ello, la mayorfa de las estructuras de los procesos son de hormig6n armado, y los deme:l.s materiales de construcci6n se escogen en funci6ti de su resistencia a Ia corrrosi6n Para mayor informaci6n sobre los materiales de construcci6n para las plantas de Consideraciones constructivas.
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tratamiento de aguas residuales, consultese la bibliograffa que se incluye al final del capftulo [23]. Direcci6n de Obras y Gesti6n del Proyecto. Las tecnicas de gesti6n que se emplean para asegurar el cumplimiento de los plazos de ejecuci6n previstos para los proyectos incluyen la direcci6n de obras y la gestion del proyecto. La direcci6n de obra suele ocuparse de la revisi6n de los pianos constructivos y de las especificaciones tecnicas, asf como del control sobre las actividades del constructor. Los objetivos de la direcci6n de obra son: (1) verificaci6n de la operatividad, adecuaci6n tecnica y constructividad de los pianos y de las prescripciones tecnicas antes de iniciarse la construcci6n; (2) establecer planes de obra consistentes con los objetivos del programa y optimizaci6n de los recursos econ6micos; (3) controlar las actividades del constructor para asegurar la fidelidad a los pianos y especificaciones, y (4) controlar las posibles modificaciones y reclamaciones. La gestion del proyecto difiere de la direcci6n de obra por cuanto contempla una sola autoridad y responsabilidad (en la figura del propietario) en los temas de gesti6n, planificaci6n, ingenierfa, permisos y licencias, financiaci6n, construcci6n y puesta en funcionamiento del programa de gesti6n de las aguas residuales. La gesti6n del proyecto se usa frecuentemente en proyectos de gran envergadura o proyectos sujetos a privatizaci6n (vease Secci6n 4.6).
Puesta en marcha y explotaci6n Algunos de los principales problemas a los que se enfrenta la ingenierfa sanitaria estan relacionados con la puesta en marcha, explotaci6n y mantenimiento de las plantas de tratamiento de aguas residuales. Los retos a los que se enfrentan el ingeniero proyectista y el director de explotaci6n de la planta son: (1) construir, explotar y mantener en funcionamiento una planta de tratamiento capaz de cumplir permanentemente con los rendimientos deseados; (2) gesti6n de los costes de explotaci6n y mantenimiento necesarios para alcanzar los niveles de rendimiento exigidos; (3) mantenimiento de los equipos para asegurar el correcto funcionamiento de los mismos, y (4) formaci6n del personal de explotaci6n. Por lo tanto, el proyecto de la planta debe realizarse teniendo en cuenta las operaciones y procesos que se van a llevar a cabo en ella, y la explotaci6n de la planta debe hacerse conforme a los conceptos de proyecto. El manual de explotaci6n y mantenimiento (O&M) es una de las principales hen·amientas que se emplea para la puesta en marcha de las plantas, su explotaci6n, y su mantenimiento. El objetivo de un manual de explotaci6n y manteniemiento es proporcionar al personal de la planta el correcto conocimi~nto de los diferentes procesos y tecnicas de explotaci6n recomendadas, asf como las referencias necesarias para explotar y mantener sus instalaciones con la mayor eficacia posible. Normalmente, es el ingeniero proyectista quien tiene la responsabilidad de preparar el manual. Para mayor informaci6n sobre la elaboraci6n de los manuales de explotaci6n y mantenimiento, consultese la bibliograffa incluida al final de este capftulo [19].
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4.6 FINANCIACION Tal y como se ha comentado anteriormente en este capitulo, las fuentes tradicionales de subvenciones para la construcci6n de plantas de tratamiento de aguas residuales han cambiado. El gobierno de los Estados Unidos ha venido concediendo subvenciones para la construcd6n de instalaciones de tratamiento durante los ultimos 30 afios. El Water Quality Act de 1987 contempla un programa de transid6n de 9 afios de duraci6n que sustituye el programa de subvendones federales por un programa de prestamos de fondos estatales. El nuevo programa establece que las administraciones s6lo cubrinin una parte de los costes, mientras que el resto debeni ser asumido por las agendas y organismos de gesti6n de las aguas residuales. Ello obliga a las dudades, pueblos y pequefias comunidades a profundizar en el conodmiento de las opdones de finandad6n para determinar emil es el sistema de financiad6n que les resulte mas econ6mico. Las opciones de financiaci6n alternativas mas empleadas son: (1) finandaci6n con deuda municipal a largo plazo (con o sin aportadones y prestamos federales o estatales); (2) financiad6n sin deuda; (3) leasing, y (4) finandaci6n privada (privatizad6n). Debido a que Ia finandaci6n de las obras y la explotaci6n de las plantas esta directamente relacionada con el disefio y proyecto de las diferentes instalaciones, en esta secd6n se analizan someramente las diferentes opciones de finandad6n. Para mayor informaci6n al respecto, consultese Ia bibliograffa incluida al final del capitulo [1, 2, 10, 22].
Financiaci6n con deuda municipal a largo plazo Los proyectos de entidades publicas que implican una gran inversi6n de capital suelen finandarse con deuda a largo plazo con el objeto de poder distribuir el coste a lo largo de un periodo de tiempo dilatado. La finandad6n a largo plazo se lleva a cabo mediante mecanismos y figuras tales como las obligadones de caracter normal, obligadones limitadas o espedales, tftulos de ingresos, bonos de desarrollo industrial, bonos emitidos por entidades munidpales y mini bonos. De estas opdones, las de uso mas extendido son las obligadones y los tftulos de ingresos. Las obligadones son instrumentos de deuda avalados por la fiabilidad y credibilidad de la entidad emisora. Los bonos estan asegurados por Ia agenda emisora, que se compromete a recaudar impuestos en cantidad sufidente para hacer frente a su reembolso. Los tftulos · de ingresos se emplean para la financiad6n de proyectos que generar flujos de caja, raz6n por la cual se autofinandaran casi fntegramente. Tanto los cargos prindpales como los intereses se sufragan con los flujos de caja, y no se recurre ala recaudaci6n de impuestos para hacer frente a las obligaciones contractuales. Los bonos exentos de impuestos tienen tipos de interes menores, debido a que no estan sujetos a impuestos federales ni munidpales. Las leyes tributarias de 1984 y 1986 limitan rigurosamene la posibilidad de emitir deuda completamente exenta de impuestos a las entidades publicas, y contemplan procedimieJltos de emisi6n muy estrictos.
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La estructura de la deuda puede estar sujeta a ciertas variaciones con el objeto de mejorar la comercializaci6n de los bonos y su tasa de retorno. Durante los periodos de incertidumbre econ6mica, pueden utilizarse seguros municipales de bonos y letras de credito para reducir el riesgo o mejorar el valor intrfnseco de los bonos.
Financiaci6n exenta de deuda Es un modo de generar ingresos a partir de las tarifas de la red. La parte de los ingresos generados anualmente a traves de los cobros por el servicio y las tasas que nose emplea para pagar los costes de explotaci6n y mantenimiento o para sufragar la deuda contrafda puede emplearse para la financiaci6n de nuevos proyectos. Los mecanismos que se emplean para· la financiaci6n sin deuda incluyen las tasas de conexi6n a la red, cuotas especiales, cargos para el desarrollo del sistema, o el aumento de las tarifas en previsi6n de futuras construcciones. Este metodo de financiaci6n puede quedar limitado a pequefias comunidades en funci6n de las cantidades de dinero que sea posible recaudar con estos mecanismos.
leasing El leasing es un modo de financiaci6n alternativo raramente aplicable al caso de la financiaci6n de las instalaciones de tratamiento de aguas residuales. El mecanismo del leasing es complejo, e incluye ventajas fiscales para el que solicita el servicio y gravamenes para el que lo concede. Las aetas fiscales de 1984 y 1986 redujeron significativamente las ventajas fiscales del leasing. Por lo tanto, antes de financiar un proyecto mediante la f6rmula del leasing, es importante analizar las consecue1icias fiscales y legales. En algunos casos, los leasings pueden resultar atractivos para los organismos de aquellos municipios cuyas limitaciones impuestas por razones de deuda o presupuesto imposibiliten la financiaci6n directa y la propiedad de instalaciones de tratamiento que son necesarias para el municipio. Muchos de los leasings contemplan una opci6n de compra al final del periodo de contrato como posibilidad para conseguir las instalaciones en propiedad.
Privatizaci6n Este termino hace referenda a las instalaciones cuya propiedad y explotaci6n corresponde al sector pi·ivado pero que son empleadas por las instituciones gubernamentales en el desarrollo de su funci6n publica [10]. El tennino «privatizaci6n» se puso en boga despues de las enmiendas de 1981 a la ley fiscal. El acta fiscal centraba su atenci6n en los beneficios fiscales del sector privado que podfan ser compartidos por el sector publico, con lo cual se consegufa abaratar el coste de las instalaciones para el sector publico y reducir las tarifas a los usuarios. Ademas del ahorro en los costes, la privatizaci6n tambien puede
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ofrecer ventajas en la efectividad de la construcci6n y de la explotaci6n, asf como en el cumplimiento de las normativas sobre efluentes. La efectividad en la construcci6n se puede conseguir a base de reducir el plazo de ejecuci6n, mayor flexibilidad en el ajuste del dimensionamiento a las necesidades actuales, y el aumento en la aplicaci6n de disefios modulados. Algunos ejemplos de privatizaci6n de instalaciones de tratamiento de aguas residuales incluyen la construcci6n de dos plantas de tratamiento en Auburn, Alabama (vease Fig. 4-4) y la construcci6n de una planta de compostaje de fangos en Baltimore, Maryland (vease Fig. 4-5).
FIGURA 4-4 Vista aerea de una planta de tratamiento de financiaci6n privada (Auburn, AL, Caudal medio de proyecto = 20.500 m3/dia).
FIGURA 4-5 lnstalaci6n de compostaje de fangos de financiaci6n privada (Baltimore, MD, capacidad media de proyecto = 210 toneladas/dia de fango deshidratado al 23 por 100).
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El resultado final de la privatizaci6n de las instalaciones es una reducci6n de entre el 20 y el 30 por 100 del coste a lo largo de toda la vida util de la planta comparado con el coste de los proyectos financiados, explotados y construidos siguiendo metodos convencionales. La eficacia, cuando la explotaci6n corre a cargo del sector privado, se consigue al tener una administraci6n centralizada para multiples plantas, realizar los pedidos de productos qufmicos y suministros en grandes cantidades, y compartir el personal clave de las diferentes instalaciones. La cantidad de recursos de que se dispone en el sector privado puede garantizar que se cumplan los objetivos de calidad de los efluentes, asf como que se tengan los conocimientos de gesti6n necesarios y que el personal de explotaci6n,este suficientemente cualificado.
4.7 TEMAS DE DEBATE Y PROBLEMAS 4.1.
4.2.
4.3.
4.4. 4.5. 4.6. 4.7. 4.8.
4.9.
Prepare un breve resumen de Ia evoluci6n hist6rica del tratamiento de aguas residuales en su comunidad. Cite los sucesos importantes que puedan haber inducido a cambios y mejoras, y busque Ia relaci6n, si existe, con los cambios introducidos en el Clean Water Act o con situaciones crfticas (fallos en los procesos de tratamiento, aliviados, falta de capacidad, etc.). Obtenga una copia del permiso de Ia NPDES para Ia planta de tratamiento de su comunidad y una copia del ultimo informe de los rendimientos de explotaci6n de Ia planta. Compare los rendimientos con los rendimientos exigidos, y anote, si existen, las infracciones cometidas. 1.,A que porcentaje del caudal de proyecto esta funcionando Ia planta? Haga un resumen del metodo de evacuaci6n de fangos y de Ia normativa de evacuaci6n de fangos que afecta a Ia planta de tratamiento de su comunidad. Enmhere los requisitos que debe cumplir en materia de contam.inantes t6xicos, y comparelos con los datos de explotaci6n de Ia planta. Comente cualquier problema actual o que pueda darse en futuro en su comunidad en relaci6n con Ia evacuaci6n de fangos. Obtenga una copia de los requisitos de Ia OSHA y enumere a! menos 10 de ellos · que sean aplicables a! proyecto de una planta de tratamiento de aguas residuales. Haga una visita a Ia planta de tratamiento de su comunidad y haga un resumen de los procesos y operaciones unitarios que se emplean. Como gufa, use las tablas de procesos y operaciones unitarias, Tablas 4-2 y 4-3. 1., C6mo intervino Ia conservaci6n y ahorro energetico en el disefio de Ia planta de tratamiento de su coniunidad? Haga una lista de las posibles mejoras que se podrfan introducir para mejorar el ahorro energetico en las plantas de tratamiento. 1.,C6mo se recogen y tratan las aguas pluviales en su comunidad? Si nose trata, 1.,existen problemas de contaminaci6n debido a las descargas no tratadas? Caso de ser asf, 1.,como podrfan mitigarse? Haga un breve resumen de Ia evoluci6n hist6rica del control de sustancias t6xicas en su comunidad. Incluya una copia de Ia normativa que controla el vertido o evacuaci6n de sustancias t6xicas. Indique si se han producido problemas en Ia evacuaci6n de fangos y las posibles soluciones a estos problemas. Haga una lista de las industrias de su comunidad a las que se ha obligado a pretratar sus aguas antes de verterlas a Ia red de alcantarillado. Escoja una de ellas y determine los procesos y operaciones unitarias necesarias para el pretratamiento industrial de sus aguas.
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4.10. EI presupuesto para Ia construcci6n de una planta era, en 1987, de 8 millones de d6lares. Si Ia construcci6n de Ia planta se ha aplazado hasta 1992, estimar el nuevo presupuesto de ejecuci6n. Para los ca!culos, emplear el valor del fndice ENRCCI correspondiente a! final del afio. 4.11. Determine el afio en que se construy6 o ampli6 Ia planta de tratamiento de su comunidad, asf como los costes de estas operaciones. z.Cual serfa el coste de realizar estas operaciones en Ia actualidad? z.Cmil ha sido Ia tasa de inflaci6n media desde ei momento en que se construy6 Ia planta hasta el presente? 4.12. Caso de que se redactara un anteproyecto para Ia planta de tratamiento de su comunidad, z.cmiles fueron los procesos de tratamiento alternatives que se propusieron? z.Cmiles fueron las razones para Ia elecci6n de los procesos que se emplean en Ia actualidad? 4.13. Haga un repaso de las operaciones y procesos unitarios que se Ilevan a cabo en Ia planta de tratamiento de su comunidad con el director de explotaci6n, e identifique los diversos problemas de explotaci6n y mantenimiento. z.C6mo podrfan haberse evitado estos problemas en el proyecto de las instalaciones? 4.14. Haga una Iista de los programas de reutilizaci6n de aguas residuales y fangos que existen en Ia actualidad y de las posibilidades de cara a! futuro. l. Que porcentaje de las aguas residuales y fangos se reutiliza? Justifique su respuesta.z.Que unidades de proceso u operaciones serfan necesarias para permitir que tanto el efluente como los fangos adquieran las caracterfsticas necesarias para su reutilizaci6n? 4.15. Repase el estudio de impacto ambiental redactado para Ia construcci6n de Ia planta de tratamiento de su comunidad, haciendo especial hincapie en los impactos ambientales de Ia soluci6n adoptada. ~,cmHes fueron las medidas propuestas para mitigar los impactos negativos? 1,C6mo se aplicaron? 4.16. Si el proyecto de Ia planta de tratamiento de su comunidad no incluye un estudio de impacto ambiental, z.cree que Ia elaboraci6n de dicho documento hubiese provocado cambios importantes en Ia implantaci6n de las diversas instalaciones de tratamiento? 4.17. Establezca los coste de explotaci6n y mantenimiento de Ia planta de tratamiento de su comunidad a partir de los informes anuales de explotaci6n. Calcule los porcentajes correspondientes a los capftulos de personal, productos qufmicos, . energfa, y materiales y suministros. 4.18. Obtenga el informe anual de explotaci6n de una planta de tratamiento de otra comunidad de similar tamafio pero en Ia que se empleen diferentes procesos de tratamiento. Realice el mismo amllisis al propuesto en Problema 4-17 y compare los resultados. Analice las causas de las diferencias entre ambos. 4.19. Haga un resumen del plan de financiaci6n de Ia planta de tratamiento de su comunidad. z.Que parte de los costes Ia asumieron las autoridades estatales y federales? 1,C6mo se financi6 Ia parte correspondie11te a las autoridades locales? 4.20. Obtenga una copia del plan de ingresos de Ia planta de tratamiento de su comunidad, y analice Ia estructura de precios que se emplea para sufragar los castes anuales del endeudamiento y de explotaci6n y mantenimiento.
4.8 REFERENCIAS BIBLIOGRAFICAS 1.
2.
AMERICAN PUBLIC WORKS ASSOCIATION: «>, APWA Reporter, mayo de 1988. AMERICAN WATER WORKS AssOCIATION: Water Utility Capital Financing, AWWA Manual M29, 1988.
OBJETIVOS, METODOS Y CONSIDERACIONES DE LAS AGUAS RESIDUALES
Biocyc/e: «EPA Sludge Disposal Regulations Proposed», vol. 30, m'im. 44, marzo de 1989. BUREAU OF NATIONAL AFFAIRS: The Environmental Reporter, 1231 25th St., N.W., Washington, DC. ENVIRONMENTAL LAW INSTITUTE: Clean Water Deskbook, 1616 P. Street, N.W., Washington, DC. Federal Register: «Secondary Treatment Regulation>>, 40 CFR Part 133, 1 de julio de 1988. Federal Register: «Amendment to the Secondary Treatment Regulations: Percent Removal Requirements During Dry Weather Periods for Treatment Works Served by Combined Sewers», 40 CFR Part 133, 27 de enero de 1989. Federal Register: «Standards for the Disposal of Sewage Sludge», 40 CFR Parts 257 and 503, 6 de febrero de 1989. GRANT, E. L., y IRESON, W. G.: Principles of Engineering Economy, 5th ed., Ronald Press, 1970. GOLDMAN, H., y MOKUVOS, S.: The Privazation Book, Arthur Young, Nueva York, 1984. GREAT LAKES-UPPER MISSISSIPPI RIVER BOARD OF STATE SANITARY ENGINEERS: Recommended Standards for Sewage Works, edici6n 1978. HEGEWALD, M.: <
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CAPITULO
Introducci6n al proyecto de plantas de tra tamiento de agua residual
En los capftulos anteriores ya se ha c·omentado la importancia de factores como la naturaleza de las aguas residuales que hay que tratar, los objetivos generales y los metodos de tratamiento, y los pasos que se deben seguir en el programa de implantaci6n del tratamiento de las aguas residuales. En este capftulo, la atenci6n se centrani en muchos de los factores importantes a la hora de desarrollar el proyecto de la planta de tratamiento. Las primeras fases del proyecto son crfticas en el proceso de disefio final, empezando desde la redacci6n del anteproyecto e incluyendo las fases de disefio conceptual y preliminar. Durante estas fases se determinan los caudales de proyecto y los factores de carga, se lleva a cabo la selecci6n de procesos, se desarrollan, refinan y establecen los criterios de proyecto y se distribuyen ffsicamente los elementos de la planta. Una vez finalizado el disefio preliminar, el proyecto queda totalmente definido, y ya se puede pasar a elaborar los pianos constructivos y las especificaciones tecnicas. Los aspectos de importancia para la elaboraci6n de la mayorfa de los proyectos que se tratan en este capftulo son, entre otros, (1) influencia de los caudales y las cargas contaminantes en el proyecto de plantas de tratamiento; (2) evaluaci6n y determiriaci6n de los caudales de proyecto; (3) evaluaci6n y detenninaci6n de las cargas contaminantes; (4) selecci6n de procesos, y (5) elementos del disefio conceptual de procesos. Los principios basicos y caracterfsticas del proyecto de los diferentes procesos y operaciones unitarias que conforman el proceso de tratamiento se analizan en los capftulos siguientes. En la referenda [7], se puede encontrar informaci6n sobre los factores de punta de los caudales de aguas residuales utilizados en las redes de alcantarillado. 169
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5.1
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IMPACTO DE LOS CAUDALES Y CARGAS CONTAMINANTES SOBRE EL PROYECTO DE LAS PLANTAS DE TRATAMIENTO
La capacidad de una planta de tratamiento suele calcularse para el caudal media diario correspondiente al afio de proyecto. No obstante, por razones pnicticas, las plantas de tratamiento de aguas residuales deben ser proyectadas teniendo en cuenta que deben hacer frente a condiciones de trabajo que vienen dictadas por los caudales, las caracterfsticas de las aguas residuales a tratar, y la combinaci6n de ambos (carga contaminante). Tambien deben considerarse las condiciones punta, entre las que se incluyen las situaciones de caudales punta y cm·gas contaminantes punta para los diferentes procesos. Las puntas de los caudales hidniulicos son importantes para dimensionar correctamente las diversas instalaciones de proceso y las interconexiones entre ellos. Los factores de carga punta son importantes de cara al dimensionamiento de las unidades de proceso y sus sistemas auxiliares de modo que la planta de tratamiento pueda cumplir de manera constante y fiable los objetivos de tratamiento planteados. Ademas, es importante considerar en el proyecto diversas condiciones singulares, como puedan ser la puesta en funcionamiento de la planta o las condiciones de caudales o cargas muy bajos. En la Tabla 5-l se describen los factores de carga y los caudales que son importantes para el proyecto y explotaci6n de las instalaciones de tratamiento. El objetivo ultimo del tratamiento de las aguas residuales es la obtenci6n de sistemas de tratamiento que puedan responder a una amplia gama de condiciones de funcionamiento sin dejar de cumplir con los rendimientos exigidos. Para cumplir con este objetivo, es importante comprender perfectamente el papel que desempefian los caudales y los factores de carga.
5.2 EVALUACION Y DETERMINACION DE LOS CAUDALES DE PROYECTO El proceso de evaluar y determinar los caudales de proyecto hace necesario obtener unos caudales medias basados en la poblaci6n actual y las predicciones de poblaci6n futura, Ia contribuci6n de las aguas industriales y la influencia de la infiltraci6n y las aportaciones incontroladas. Una vez determinados los caudales medias, se multiplican por una serie de factores de punta para obtener los caudales punta de proyecto. Tanto para Ia obtenci6n de los caudales medias como de los factores de punta, es necesario tener en cuenta los siguientes factores: (1) obtenci6n y predicci6p. futura de los caudales medias diarios; (2) criterios empleados para la elecci6n de los factores de punta; (3) aplicaci6n de los factores de punta y de caudalmfnimo, y (4) elementos de control de los caudales punta existentes aguas arriba de la planta que puedan afectar al disefio de Ia misma. Mas adelante, en este capitulo, se analizara la importancia de la duraci6n de Ia fase de proyecto en Ia predicci6n de los caudales futuros.
INTRODUCCION AL PROYECTO DE PLANTAS
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TABLA 5·1
Caudales y factores de carga tfpicos empleados para el proyecto y explotaci6n de plantas de tratamiento de aguas residuales Factor
Aplicaci6n Basado en el caudal
Hora punta
Dimensionamiento de las instalaciones de bombeo y de las conducciones; dimensionamiento de rejas. Dimensionamiento de las operaciones ffsicas unitarias; desarenadores, tanques 'de sedimentaci6n, y filtros; tanques de cloraci6n.
Maximo diario
Dimensionamiento del bombeo de fangos.
Mayor que el maximo diario
Almacenamiento de arenas y residuos eliminados en el proceso de tamizado.
Maximo semanal
Elaboraci6n de registros de datos e informes.
Maximo mensual
Elaboraci6n de registros de datos e informes; dimensionamiento de los dep6sitos de almacenamiento de los productos qufmicos.
Mfnimo horario
Paro de los grupos motobombas y valor inferior del intervalo de medida del caudalfmetro de la planta.
Mfnimo diario
Dimensionamiento de los canales de interconexi6n, para evitar la deposici6n de s6lidos; dimensionamiento de los sistemas de recirculaci6n para filtros percoladores.
Mfnimo mensual
Elecci6n del numero mfnimo de unidades de proceso necesarias durante los perfodos de caudales reducidos. Basado en Ia carga contaminante
Maximo diario
Dimensionamiento de las unidades de tratamiento biol6gico.
Mayor que el maximo diario
Dimensionamiento de los sistemas de espesamiento y deshidrataci6n de fangos.
Basado en el caudal
Dimensionamiento de las unidades de tratamiento de fango.
Mfnimo mensual
Dimensionamiento de las instalaciones de almacenamiento de fango; dimensionamiento de las instalacio~ nes de compostaje.
Mfnimo mensual
Necesidades de paro del proceso.
Mfnimo diario
Dimensionamiento del sistema de recirculaci6n en filtros percoladores.
172
INGENIERIA DE AGUAS RESIDUALES
Predicci6n de caudales medios La obtenci6n y predicci6n de los caudales medios futuros es un paso necesario en la determinaci6n de Ia capacidad de una planta, asf como para Ia determinaci6n de las necesidades hidn1ulicas del sistema de tratamiento. Es necesario detenninar los caudales medios, tan to para el periodo inicial de puesta en funcionamiento de Ia planta como para las condiciones futuras. Para determinar el caudal de proyecto, es necesario tener en cuenta los siguientes factores: (1) caudales base actuates; (2) estimaci6n de los caudales futuros de origen residencial, comercial, institucional e industrial, y (3) asegurar que la infiltraci6n y las aportaciones incontroladas no sean excesivas (vease Cap. 2). Los caudales base de que se dispone en la actualidad corresponden a los caudales medidos menos la infiltraci6n y las aportaciones incontroladas excesivas (definidas como la infiltraci6n y las aportaciones incontroladas que pueden ser controladas con la introducci6n de modificaciones rentables en Ia red de alcantarillado). Muchos· organismos estatales tienen sus propios caudales de proyecto establecidos para los casos en los que no se dispone de mediciones reales. Como ejemplos, podemos citar que un organismo interestatal tiene establecido como caudal medio diario mfnimo de proyecto 270 ljhab · dfa para los casos en los que no se disponga de datos de caudales, limite al que hay que afiadir el posible efecto de la infiltraci6n [i 1]. La EPA, en los casos en que la infiltraci6n no es excesiva, establece como media a lo largo de los afios un caudal base medio diario de 460 ljhab · dfa para tiempo seco. Este caudal se desglosa en 270 ljhab · dfa de caudales domesticos, 40 1/hab · dfa de caudales comerciales y de pequefias industrias, y 150 ljhab · dfa correspondientes a la infiltraci6n [3].
Criterios para Ia obtenci6n de los factores de
pun~a
Los criterios que se emplean para la determinaci6n de los factores de punta se basan en consideraciones hidniulicas y en los procesos de tratamiento previstos. Es necesario dimensionar las conducciones hidniulicas y las unidades de proceso para que sean capaces de absorber los caudales punta que esta previsto que circulen por la planta. Las previsiones deben hacerse de tal manera que no se produzca bypass de las aguas residuales en la red de alcantarillado ni en el interior de Ia planta de tratamiento. Para· alcanzar los rendimientos de eliminaci6n deseados tanto de DBO como de 's6lidos en suspensi6n (SS), muchas de las unidades de proceso se dimensionan en base al tiempo de retenci6n y a la carga superficial (caudal por unidad de superficie). Es preciso considerar los caudales mfnimos y punta para el dimensionamiento de estos elementos debido a que su rendimiento puede cambiar notablemente en condiciones de caudales y cargas contaminantes variables.
Factores de punta y de caudal mfnimo Tal y como se hace constar en Ia Tabla 5-1, los caudales mfnimos tambien son de gran importancia en el dimensionamiento tanto de las estaciones de bombeo
INTRODUCCION AL PROYECTO DE PLANTAS
173
como de las plantas de tratamiento, especialmente durante los primeros aiios de funcionamiento, en los que la planta trabaja con caudales muy por debajo de los de proyecto. En casos en los que los caudales son muy pequeiios durante la noche, puede ser necesario tomar medidas para contemplar la posibilidad de reciclar.el efluente tratado para poder mantener el proceso. Sino se dispone de datos suficientes de los caudales, puede suponerse que el caudal mfnimo puede variar en un intervalo que oscila entre el 30 por 100 del ca.udal medio diario en comunidades pequeiias, y el 50 por 100 del caudal medio diario en comunidades de tamaiio medio [14]. Los factores de punta (relaci6n entre el caudal punta y el caudal medio) que mas se emplean son los correspondientes al maximo horario y al maximo diario (vease Tabla 5-1). El caudal maximo horario se emplea para el dimensionamiento de las conducciones hidraulicas y otras tmidades como los tanques de sedimentaci6n y de cloraci6n en las que existe poco volumen para amortiguar el efecto de caudales elevados. Otros factores de punta, como el maximo semanal y el maximo mensual, pueden emplearse para el dimensionamiento de instalaciones de tratamiento con tiempos de retenci6n mucho mayores como puedan ser las tecnicas de lagunaje o cie1tas unidades de tratamiento de fangos. Los factores de punta pueden obtenerse a partir de datos hist6ricos de caudales o en base a datos o curvas publicadas correspondientes a comunidades similares. Factores de punta obtenidos a partir de datos de caudales. El metodo mas extendido para la determinaci6n de los factores de ·punta se basa en el analisis de los datos de caudales. En los casos en los que se disponga de los datos de caudales, es conveniente analizar los de un periodo .mfnimo de dos aiios para obtener los factores de punta. Estos factores pueden aplicarse a los caudales medios previstos para el futuro, teniendo en cuenta cualquier situaci6n especial que se pueda presentar. En aquellos casos en los que los caudales de origen comercial, institucional o industrial representen una parte importante del caudal medio (del orden del 25 por 100 o mas del caudal total, incluida la infiltraci6n), es conveniente establecer factores de punta para cada una de las categorfas. No obstante, como no es probable que se presenten simultaneamente los caudales punta correspondientes a cada una de las categorfas, es conveniente considerar un cierto coeficiente de simultaneidad para no sobreestimar en exceso el caudal punta. Caso de ser posible, es conveniente estimar el factor de punta asociado a las aguas de origen industrial a partir del consumo medio, los turnos de trabajo, y demas informaci6n de interes sobre el funcionamiento de las industrias. Factores de punta obtenidos a partir de datos publicados. Si los registros de caudales resultan inadecuados para la determinaci6n de los factores de punta, pueden emplearse cm·vas como la de la Figura 5-l para estimar el caudal maximo horario para aguas residuales de origen domestico. Esta curva esta elaborada a partir de dato~ hist6ricos de numerosas comunidades distribuidas en el territorio de los Estados Unidos. Ha sido configurada a partir de los caudales de zonas residenciales medias, y no tiene en cuenta los valores
174
INGENIERIA DE AGUAS RESIDUALES Poblaci6n equivalents, en miles de personas, para un caudal medic de 265 1/hab·dfa
1,43
2
5
10
20
50
. 100
200
500
1.000
1.430
ro
4r-------~~~=====-----------------~4
§
3
3
c.
...
2
~ 1,5
1,5
B
0,1
0,2
0,5
2
5
10
20
50
100
Caudal medic de agua residual, m 3/s
FIGURA 5-1 Factor de punta horario para caudales de aguas residuales domesticas. El factor de punta es Ia relaci6n entre el caudal maximo horario y el caudal media.
extremos (par encima del valor del percentil 99) ni los caudales debidos a la infiltraci6n, aunque sf que contempla pequefias cantidades de aguas de origen comercial e industrial. El factor de punta que proporciona el maximo borario debe tener en cuenta las caracterfsticas de la red de alcantarillado que conduce el agua basta la planta de tratamiento. La rebabilitaci6n o mejora de la red de alcantarillado puede incidir en el valor del factor de punta. En aquellos casos en los que nose dispone de datos de caudales, pero en los que el agua llega a la planta mediante una instalaci6n de bombeo, el caudal punta debera coincidir con la maxima capacidad de bombeo. En caso de que el transporte basta la planta se lleve a cabo por gravedad, el caudal maximo puede estimarse a partir de la capacidad de la red de alcantarillado. La previsi6n de los caudales de proyecto y el empleo de los factores de punta se ilustran en el Ejemplo 5-l.
Ejemplo 5-1. Obtenci6n de los caudales de proyecto. Una comunidad residencial de 15.000 habitantes esta planeando ampliar su planta de tratamiento de aguas residuales. Se espera que, dentro de 20 afios, la poblaci6n habra aumentado hasta alcanzar los 25.000 habitantes, y se estima en 1.000 personas diarias el numero de no residentes presentes en la comunidad debido a la futura construcci6n de un colegio. Tambien se instalani un nuevo centro industrial que contribuira con un caudal medio de agua residual de 835 m 3 /dfa, y cuyo caudal punta es 1.250 m 3 /dfa en condiciones de funcionamiento las 24 horas del dfa. El caudal medio de agua residual es, actualmente, de 6.050 m 3 /dfa, y se han considerado como no excesivas las contribuciones debidas a la infiltraci6n y a las conexiones incontroladas. La infiltraci6n se ha estimado que contribuye con un caudal medio de 95 1/hab · dfa, y el caudal punta correspondiente es de 140 1/hab · dfa. Debido a la instalaci6n de dispositivos de ahorro en el consumo de agua, se estima que el consumo domestico de agua en las viviendas futuras sera un 10 por 100 inferior al consumo registrado en las viviendas existentes en la actualidad. Calcular el caudal medio futuro, asf como los caudales punta y mfnimo de proyecto. Empleese la Figura 5-1 para el c
INTRODUCCION AL PROYECTO DE PLANTAS
175
durante el turno de dfa. Para el calculo del caudal mfnimo, adoptar el valor 0,35 para la relaci6n entre el caudal mfnimo y el caudal medio para las aguas residuales domesticas, y suponer que las instalaciones industriales cierran un dfa por semana. So/uci6n
1. Calculo de los caudales actuales y futuros por habitante: a) Para las condiciones actuales, calculo del caudal.medio domestico, excluyendo la aportaci6n de la infiltraci6n. 1. Aportaci6n de la infiltraci6n: Infiltraci6n ii.
=
15.000 x 95 1/hab · d
Caudal total - Infiltraci6n = 6.050.000 l/d - 1.425.000 l/d = 4.625.000 ljd = 4.625 m 3/dfa =
Calculo del caudal por habitante en las condiciones actuales, dividiendo el caudal medio domestico entre el m1mero de habitantes: . Caudal por hab1tante
c)
=
4.625.000 I 15.000 hab
3.
=
308.3 ljdfa
Para obtener el caudal por habitante correspondiente a las condiciones futuras, se reduce el valor actual en un 10 por 100: Caudal futuro por habitante
2.
1.425.000 ljd
Calculo del caudal medio domestico: Caudal domestico
b)
=
= 308,3 x 0,9 = 277,5 ljd
Calculo del caudal medio futuro: a) Residentes actuales b) Futuros residentes = 10.000 x 0,2775 m 3 /d c) Estudiantes (se supone una aportaci6n de 55 1/d, Tabla 2-4) = 1.000 x 0,055 m 3 /d Subtotal d) Caudal domestico total e) Caudal industrial f) Infiltraci6n = 25.000 x 0,095 m 3 /d g) Caudal medio futuro total
=
Calculo del caudal punta futuro: a) Caudal punta residencial: De la Figura 5-1, el factor de punta para 7.455 m 3 /d es 3,0. El caudal punta horario es: 3,0 x 7.455 m 3/d b) Caudal punta industrial c) Infiltraci6n = 25.000 x 0,140 m 3 /d d) Caudal punta futuro total
22.365 m 3/d = 1.250 m 3 /d = 3.500 m 3/d = 27.115 m 3/d
4.625 m 3/d 2.775 m 3 /d
=
55 7.455 7.455 835 2.375 10.665
m3 /d m 3 /d m 3/d m 3/d
m3 /d m 3/d
176 4.
INGENIERIA DE AGUAS RESIDUALES
Calculo del caudal mfnimo: a)
Caudal mfnimo residencial: Tal como se indica en Ia Figura 2-2, el caudal mfnimo suele producirse durante las primeras horas de Ia manana. A partir de los caudales actuales, el caudal mfnimo es: 0,35 x 6.050
b)
Caudal mfnimo industrial
c)
Caudal mfnimo total
2.117 m 3 /d 0 m 3 /d
Comentario. Si no se dispone de registros hist6ricos de caudales, los caudales medios diarios futuros se pueden calcular a partir de Ia poblaci6n futura y de los caudales por habitante, como los contenidos en Ia Tabla 2-7. Es necesario introducir, en los calculos, todas aquellas modificaciones necesarias para tener en cuenta condiciones especiales tales como Ia reducci6n de caudales, caudales industriales, o el efecto de Ia infiltraci6n y las aportaciones incontroladas. Si se pretende calcular el caudal punta a partir del estudio de los caudales de los diferentes componentes del caudal total, es necesario introducir modificaciones que tengan el cuenta Ia simultaneidad o no de las puntas de los diferentes componentes. Los intervalos de caudales, como se muestra en este ejemplo, son razonablemente representativos de las diferentes condiciones que se pueden dar en una planta de tratamiento, raz6n por Ia cual es necesario considerar variaciones en los caudales dentro de intervalos parecidos a la hora de abordar el diseiio de los procesos.
Control de los caudales punta aguas arriba de Ia planta El proyecto de instalaciones de tratamiento capaces de absorber caudales punta precisa tener en consideraci6n ciertos aspectos, entre los que se incluyen: (1) mejora de la red de alcantarillado para reducir la relaci6n entre el caudal punta y la infiltraci6n y las aportaciones incontroladas, y (2) instalacion de tanques de regulaci6n de caudales, que permitan el almacenamiento de agua bien dentro de la red de alcantarillado o en el interior de la planta. Otras posibilidades de actuaci6n alternativas para el control de los caudales punta dentro de la planta de tratamiento, como la particion de caudales o la disposici6n de un bypass, se analizan en el apartado dedicado a Ia elecci6n de los procesos. La mejora de la red de alcantarillado puede implicar un largo y costoso proceso cuyos resultados en la reducci6n de los caudales punta pueden no apreciarse a corto plaza. En ocasiones, la reducci6n de los caudales punta conseguida sera inferior a la prevista, especialmente en aquellos casas en los que Ia infiltraci6n sea Ia componente principal de aguas parasitas. En algunos casas, ciertamente inusuales, el caudal ha aumentado una vez completado el proceso de rehabilitaci6n y mejora de la red de alcantarillado. Por lo tanto, es preciso establecer ciertos factores de seguridad a la bora de analizar las reducciones de caudal que se van a conseguir por media de la rehabilitaci6n de la red de alcantarillado. La regulaci6n del caudal puede ser una medida eficaz en Ia reducci6n de los caudales punta. Las ventajas de regular el caudal aguas arriba de la planta
INTRODUCCION AL PROYECTO DE PLANTAS
177
incluyen: (1) reducir la carga hidniulica en redes de alcantarillado saturadas; (2) reducir la posibilidad de vertidos por aliviaderos y evitar los problemas higienicos y de contaminaci6n que provocan, y (3) reducir la carga punta en la planta de tratamiento. La regulaci6n del caudal depende en gran medida del volumen disponible, y puede resultar ineficaz frente a condiciones extremas. La ubicaci6n de los tanques de regulaci6n suele ser problematica debido a la escasez de espacio disponible en los lugares compatibles con las caracterfsticas hidraulicas de la red. La explotaci6n y mantenimiento de los tanques tambien puede ser problematica, especiahnente en zonas de diffcil accesibilidad. La facilidad de explotaci6n, mantenimiento y control de los tanques, asf como la reducci6n de los impactos ambientales que originan, son las principales razones por las cuales las instalaciones para la homogeneizaci6n de los caudales suelen ubicarse en el interior de las plantas de tratamiento. El analisis del dimensionamiento de las instalaciones de regulaci6n de caudales se estudia en el Capftulo ·6.
5.3
EVALUACION Y DETERMINACION DE LAS CARGAS CONTAMINANTES DE PROYECTO
La evaluaci6n y la determinaci6n de las cargas contaminantes de proyecto comporta la determinaci6n de: (1) variaciones en las concentraciones de los constituyentes del agua residual; (2) analisis de las cargas contaminantes, incluidas las cargas medias y puntas mantenidas, y (3) efecto de la presencia de compuestos t6xicos y contaminantes inhibidores.
Variaciones en las concentraciones de los constituyentes del agua residual Desde el punto de vista de los procesos de tratamiento, el disefio de una planta de tratamiento basado en los caudales y valores de la DBO y de los SS medios constituye un grave error puesto que se omite la existencia de condiciones extremas que den Iugar a valores punta. En muchas poblaciones, los caudales y las cargas de DBO y SS pueden alcanzar puntas superiores al doble de su valor medio. Habitualmente, las puntas de caudales y cargas de DBO y SS no se dan simultaneamente, por lo que un proyecto basado en la concurrencia de las diferentes puntas puede resultar sobredimensionado. El analisis de registros existentes es el mejor metodo para estimar las cargas punta y sostenidas apropiadas. El analisis estadfstico de los datos se lleva a cabo de manera analoga al tratamiento que reciben los datos sobre caudales incluido en el Capitulo 2. Los principales factores responsables de las variaciones de las cargas son: (1) las costumbres de los residentes de la poblaci6n, que producen variaciones a corto plazo (horarias, diarias y semanales); (2) condiciones de caracter estacional, que producen variaciones a mayor plazo, y (3) actividades industriales,
178
INGENIERIA DE AGUAS RESIDUALES
que causan variaciones tanto a corto como a largo plazo. Estos mismos factores ya se analizaron en el Capitulo 2, en i·elaci6n con las variaciones de los caudales de agua residual. Variaciones a corto plazo. En la Figura 5-2 se ilustran los datos tfpicos de la variaci6n horaria de la concentraci6n del agua residual. La variaci6n de la concentraci6n de la DBO sigue la misma curva que la variaci6n de los caudales (igual que en la Fig. 2-2). La concentraci6n punta de DBO suele presentarse a ultima hora de la tarde, alrededor de las 21 horas. El agua residual procedente de redes de alcantarillado unitarias suele tener un contenido mas alto en materia inorganica que la procedente de redes sanitarias, debido a la mayor cantidad de aguas pluviales que entran en las redes unitarias. 0,25
400
'a, E c'
:2 300 t/) cQ) c. t/)
S61idos
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~ 200
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0,05
0
o~--~--~~--~--~----~--~o
12M
4PM
BAM
12N
4PM
8PM
12M
Hora del dfa
FIGURA 5-2
Variaci6n horaria tfpica del caudal y concentraci6n del agua residual de origen domestico.
Considerando exclusivamente el agua residual de origen domestico, y despreciando los efectos de la infiltraci6n, las aportaciones unitarias de contaminaci6n (por habitante) y la concentraci6n del agua residual procedente de la mayorfa de las comunidades de caracter estacional, tales como centres turfsticos, no varfan, practicamente, a lo largo del afio, aun cuando el caudal total s( presente variaciones. No obstante, la masa total de DBO y de SS del agua residual aumenta directamente con la poblaci6n a la que sirve la red. En las redes de alcantarillado unitarias, las variaciones estacionales de la DBO y de los SS responden, fundamentalmente, ala cantidad de agua pluvial que entra en la red. En presencia de aguas pluviales, las concentraciones medias de estos constituyentes suelen ser menores que las concentraciones que se presentan en las aguas de origen domestico. Este hecho se ilustra en la Figura 5-3, que muestra la variaci6n estacional de la DBO para el afluente al Variaciones estacional.es.
INTRODUCCION AL PROYECTO DE PLANTAS
179
Calumet Sewage Treatment Works de Chicago [8]. Los valores de la DBO registrados se hallan por debajo de la media durante la primavera y el verano, perfodos correspondientes al deshielo y a las altas precipitaciones estivales. A pesar de que la presencia de aguas pluviales hace que las concentraciones medidas de la mayorfa de los constituyentes sean menores, puede producirse un aumento significativo de la DBO y de los SS en las primeras fases de una tormenta. Este hecho es consecuencia del fen6meno conocido como efecto de la primera descarga, mas acentuado al final de un largo perfodo de sequfa, en el que las velocidades de flujo que se alcanzan erosionan y arrastran el material depositado durante el perfodo seco, junto con· algun fango acumulado. Las altas concentraciones iniciales no suelen mantenerse mas de 2 horas, momento a partir del cual es apreciable el efecto de diluci6n. Como ya se coment6 en el Capftulo 2, la infi1traci6n y las aportaciones incontroladas constituyen otra fuente de caudal de agua en Ia red de alcantarillado. En Ia mayorfa de los casos, Ia presencia de estas aguas extrafias tiende a reducir las concentraciones de la DBO y de los SS, aunque ello depende de las caracterfsticas del agua que penetra en la red. En algunos casos, en los que las aguas subterraneas presentan grandes niveles de constituyentes disueltos, pueden aumentar las concentraciones de determinadas sustancias inorganicas. c
Variaci6n de Ia concentraci6n de DBO en las instalaciones del Calumet Sewage Treatment Works, Chicago. Variaciones industriales. Las concentraciones, tanto de la DBO como de los SS en las aguas residuales de origen industrial, pueden variar ampliamente a lo largo del dfa. Por ejemplo, se ha observado que las concentraciones de la
180
INGENIERIA DE AGUAS RESIDUALES
DBO y de los SS de los vertidos de fabricas de procesado de productos vegetales durante la limpieza del mediodfa pueden exceder, con mucho, las concentraciones correspondientes a las horas de trabajo. Los problemas de las cargas contaminantes con fuertes variaciones a corto plazo suelen presentarse en plantas de tratamiento de pequefio tamafio que no tienen capacidad de almacenamiento suficiente para hacer frente a las llamadas cm·gas de choque. La Figura 5-4 ilustra claramente el impacto estacional de los vertidos industriales, proporcionando los datos tanto de caudales como de DBO correspondientes a un perfodo de 3 afios en la ciudad de Modest, California [1]. Las variaciones son consecuencia de las contribuciones de los vertidos de indus:.. trias conserveras y otras industrias relacionadas con la agricultura. Como se ha sefialado en el Capitulo 2, debe prestarse especial atenci6n a la estimaci6n de las caracterfsticas del agua residual y de los caudales resultantes cuando se van a aceptar vertidos industriales en las redes de alcantarillado municipales. Es mas, es conveniente detenninar el efecto que pueda causar sobre los vertidos que se van a descargar cualquier variaci6n futura de los diferentes procesos utilizados en la industria. 0,25 r - - - - - - - , - - - - - - - . . . , - - - - - - - - , 125
oBo-/t 100 .!!!
75
~
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;: 50 0
a:l
Cl
25
0 12
0~--~---L---~~--~----L--~
1
7
7 Mes
7
FIGURA 5-4
Variaci6n estacional de Ia concentraci6n de DBO y del caudal de Ia planta de tratamiento de aguas residuales de Modesto, California.
Analisis de los datos de cargas del agua residual El analisis de los datos del agua residual implica la determinaci6n de las variaciones de los caudales y de las cargas contaminantes. El analisis puede implicar la determinaci6n de los valores correspondientes a medias simples, integradas o proporcionalmente al caudal de las concentraciones de los contaminantes especfficos, y de las cm·gas contaminantes horarias o mantenidas. En la mayorfa de los casos es conveniente emplear valores medios integrados,
INTRODUCCION AL PROYECTO DE PLANTAS
181
puesto que constituyen una metodologfa de amllisis mas precisa. La utilizaci6n de medias simples puede conducir a conclusiones err6neas, como podra comprobarse en el Ejemplo 5-2. A continuaci6n se analizan los metodos de calculo y la importancia de las cm·gas contaminantes en el disefio de procesos de tratamiento. El analisis estadfstico de los datos recibe un tratamiento analogo al apiicado a los datos de caudales en el Capftulo 2. Media Simple. La media simple o aritmetica de una serie de medidas individuates viene dada por:
1
II
X=- LX; n i=l
donde
(5.1)
x =media aritmetica de la concentraci6n del constituyente. · n = numero de observaciones. X;
= concentraci6n media del constituyente durante el i-esimo perfodo de tiempo.
Media integrada. La media integrada proporcionalmente al caudal, dada por la Ecuaci6n 5-2, se emplea para obtener una medida mas representativa de la concentraci6n de los diferentes constituyentes del agua residual domestica: II
L Xw
donde
=
i=l
X;q;
:__:.11:.___
(5.2)
xw = concentraci6n media del constituyente proporcional al caudal 11 = numero de observaciones. X; = concentraci6n media del constituyente durante el i-esimo perfodo de tiempo. q; = caudal medio durante el i-esimo perfodo de tiempo.
La aplicaci6n de las Ecuaciones 5-1 y 5-2 se ilustra en el Ejemplo 5-2. Ejemplo 5-2. Amilisis de los datos de caudales utilizando medias simples y medias proporcionales al caudal. Obtener los valores medios proporcionales a! caudal de los datos de SS y DBO de la Figura 5-2. Solucion
1.
Cc'ilculo de la media simple:
182
INGENIERIA DE AGUAS RESIDUALES
Para el amilisis de los datos de SS y DBO de Ia Figura 5-2, dividir los registros diarios en 24 intervalos de 1 hora, y registrar los valores de los SS y DBO horarios, tal como se indica en las columnas (1), (2) y (3) de la Tabla adjunta. b) Sumar los 24 valores individuates y dividir el valor total por 24. En el caso de Ia DBO, el valor medio es de 163,3 mg/1, mientras que en el caso de los SS, la media es de 168 mg/1. Calculo de Ia media proporcional al caudal: a) Para analizar los datos contenidos en la Figura 5-2, dividir los registros diarios en 24 intervalos de 1 hora, al igual que en el caso anterior, pero incluyendo el caudal correspondiente a cada intervalo. b) Multiplicar las medias horarias de caudal y de concentraci6n. Realizar la suma de los 24 valores individuales y los valores de los 24 caudales, tal como se indica en las tres ultimas columnas de la Tabla adjunta. a)
Dividir los 24 valores por el valor de Ia suma de los caudales. La media ponderada para Ia DBO es de 186 mg/1, y para los SS, es de 193 mg/1.
Comentario. A Ia hora de comparar Ia media simple y Ia media ponderada en este ejemplo, las diferencias son notables. Si no se ponderan los valores registrados, Ia variaci6n de los caudales puede afectar a! calculo de las condiciones medias. En este ejemplo, el uso de medias simples conducirfa a subestimar de forma importante tanto Ia DBO como los SS del agua residual. Ello implicarfa un infradimensionamiento de las instalaciones cercano al 10 por 100. A pesar de que se siguen utilizando medias aritmeticas simples, su significado puede ser escaso al no tener en cuenta las condicones de flujo en el instante en que se toman las medidas. Si el caudal es constante, el uso de medias simples resulta aceptable.
Las cm·gas contaminantes de los diferentes constituyentes suelen expresarse en kilogramos por dfa, y pueden calcularse empleando las Ecuaciones 5-3 y 5-4. N6tese que en el sistema SI de unidades, la concentraci6n expresada en miligramos por litro es equivalente a gramos por metro cubico. Cargas contaminantes medias.
Carga contaminante, gjdfa = (concentraci6n, mg/l)(caudal, m 3 /dfa)
(5.3)
. . /d _ (concentraci6n, gjm 3 )(caudal, m 3 jdfa) Carga contammante, 1cg fa(5.4) 103 (g/kg) En la Figura 5-5 se ilustra un ejemplo de curva diaria de la carga contaminante, en la que se pone claramente de manifiesto la amplia variaci6n de las cm·gas y el efecto de mezcla, especialmente en los perfodos de caudales y concentraciones altas. El efecto de estas variaciones se manifiesta de forma mas acusada en las condiciones de explotaci6n del tratamiento biol6gico. La carga de DBO maxima horaria puede variar hasta alcanzar valores de 3 o 4 veces el valor de la carga mfnima de DBO en un mismo perfodo de 24 hm·as. Esta clase de variaciones debe tenerse en cuenta en el proyecto de tratamientos biol6gicos. Para proyectar procesos de tratamiento que funcionen adecuadamente bajo condiciones de carga variable, se debe disponer de datos sobre las puntas duraderas de las cargas contaminantes de los constituyentes cuya presencia este prevista. En el pasado, raramente se disponfa de esta clase de informaci6n En los casos en los que se carezca de datos, pueden emplearse curvas parecidas a las de la Figura 5-6. Las curvas correspondientes ala DBO, SS, NKT (nitr6geno Kjeldhal total), amonfaco (NH 3 ) y f6sforo, han sido obtenidas a partir de los registros de alrededor de 50 plantas de tratamiento. de los Estados Unidos. Es necesario hacer constar que existen variaciones importantes de una planta a otra, en funci6n del tamafio, el porcentaje de agua procedente de redes unitarias, del tamafio Cargas contaminantes punta mantenidas.
184
INGENIERIA DE AGUAS RESIDUALES
0.40r----------------------, 0,35
Carga de DBO Punta/media= 1,97 Minima/media= 0,14 Punta/minima= 14,59
300
0,30
300
,£;_ Cl
0
-"'
{/) 0,25 ,;;E
200
""'''"..,,,"'""--, ••.
DBO media, 155 kg/h
''
ic .E"'c
6
12
Medianoche
Mediodia Hera del dia
6
OJ Cl Q)
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c ·o 't:i
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100 c 0 u
(.)
100 El u
o~-----~-----~----~----~o
12
200
Q)
(.)
0
12
Medianoche
FIGURA 5·5 llustraci6n de Ia variaci6n del caudal de agua residual, de Ia DBO y de Ia carga contaminante.
y pendiente de los colectores, y de los tipos de constituyentes del agua residual. El procedimiento que se sigue para la obtenci6n de cm·vas como las de la Figura 5-6 es el siguiente. En primer lugar, se determina la carga media para el perfodo de estudio. En segundo lugar, se busca en los registros hist6ricos la carga diaria mantenida maxima y mfnima. Se dividen estos valores por la carga media, y se introducen en una gnifica. Se repite e1 proceso para las cargas mantenidas de perfodos de dos dfas consecutivos, tres dfas consecutivos, etc., basta que se determina la relaci6n aplicable al perfodo de tiempo que interese (normalmente, de 10 a 30 dfas. Las relaciones de carga de las diferentes plantas se calcularon empleando datos horarios y la siguiente expresi6n: Carga contaminante diaria, kg/dfa = 24
=
L (concentraci6n, mg/l)(caudal, m /hora) 3
(5.5)
i=l
La obtenci6n de la curva de puntas de cargas contaminantes se ilustra en e1 Ejemplo 5-3, mientras que la aplicaci6n de dicha curva se analiza en los Capftulos 8 y 10.
INTRODUCCION AL PROYECTO DE PLANTAS
185
4
Ntlmero·de dias consecutivos durante el perfodo de registro en que Ia carga contaminants se mantuvo
(a) 5
Ntlmero de dias consecutivos durante el perfodo de registro en que Ia carga contaminants se mantuvo
(b)
Ntlmero de dfas consecutivos durante el perfodo de registro en que Ia carga contaminants se mantuvo
(c)
FIGURA 5·6 Valores tfpicos de Ia relaci6n entre las cargas contaminantes punta y mfnima sostenidas y Ia carga media para: (a) DBO, (b) s61idos en suspension, y (c) nitr6geno y f6sforo.
186
INGENIERIA DE AGUAS RESIDUALES
Ejemplo 5-3. Obtenci6n de una curva de carga contaminante punta duradera para Ia DBO. Obtener una curva de carga contaminante punta duradera para una planta de tratamiento con un caudal de proyecto de 1 m 3 js. Suponer que Ia concentraci6n media diaria de DBO a largo plazo es de 200 g/m 3 . Soluci6n
1.
Calcular el valor de carga diaria de DBO: Carga diaria de DBO
2.
= (84.600 m 3 /d)(1/l.OOO ·kg/g) = 17.280 kg/d
Establecer una tabla de calculo para el desarrollo de Ia informaci6n necesaria para Ia obtenci6n de Ia curva (vease tabla adjunta). Duraci6n de Ia punta sostenida, d (1)
" A partir de Ia Figura 5-6a. b Columna 1 x columna 3 = columna 4. 3
750
Ol
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2
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~
'0 1 u.
.... 0
"'
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Ol
u
Duraci6n de Ia punta duradera, d
INTRODUCCION AL PROYECTO DE PLANTAS
187
3. Obtener los factores de punta a partir de la Figura 5-6a, y determinar las magnitudes de las cargas contaminantes duraderas para varios perfodos de tiempo (Columnas [1], [2] y [3] de la tabla adjunta). 4.
Desarrollar los datos para la curva de carga contaminante punta duradera (Columna [4]), y preparar un grafico de los datos resultantes (vease figura adjunta).
Comentario. La interpretaci6n de la curva representada para este ejemplo es la siguiente. Si el perfodo de carga contaminante duradera tuviera una duraci6n de 10 dfas, la cantidad total de DBO que se recibirfa en una instalaci6n de tratamiento durante el perfodo de 10 dfas serfa de 241.690 kg. Las cantidades correspondientes a perfodos de punta duradera ·de 1 y 2 dfas serfan, respectivamente, 41.400 y 72.451 kg. Los calculos necesarios para ejeinplos de este tipo se pueden simplificar empleando una hoja de calculo de ordenador.
Efecto de los contaminantes t6xicos y otros contaminantes inhibidores Tanto los metales pesados como otros residuos no met;Hicos, entre los que se incluyen compuestos organicos, pueden ser vertidos a la red de alcantarillado y producir efectos t6xicos o inhibidores sobre el sistema de tratamiento, especial. mente en el caso de tratamientos biol6gicos. Por ejemplo, en la Tabla 5-2 se proporciona una lista de contaminantes que tienen efectos inhibidores sobre los procesos de fangos activados [14]. Los metales pesados como el cobre, cine, nfquel, plomo, cadmio y cromo, pueden reaccionar con las enzimas microbiol6gicas y retrasar o inhibir completamente el metabolismo. Los metales pesados presentes en forma de precipitados pueden solubilizarse como consecuencia de un cambio en el pH y reducir la eficacia de los procesos de trataminento biol6gicos. La degradaci6n de ciertos compuestos organicos, como los acidos cianhfdrico y humico, puede provocar la liberaci6n de metales t6xicos de complejos solubles y provocar a su vez nuevas alteraciones en la actividad biol6gica. Si no se consigue una aclimataci6n y unas condiciones adecuadas, la presencia de algunos residuos no metalicos en concentraciones superiores a determinados valores tambien puede conducir a la perdida de eficacia de los procesos de tratamiento biol6gico. En estos casos, la elecci6n de los procesos debe asegurar que las condiciones y procesos de tratamiento sean los adecuados para que se garantice el cumplimiento de las normativas de vertidos de manera consistente. Por lo tanto, si el agua residual contiene cantidades importantes. de metales pesados o demas materiales t6xicos que puedan inhibir o tener efectos negativos sobre los procesos de tratamiento, deberan llevarse a cabo los procesos de pretratamiento necesarios para su eliminaci6n. Este pretratamiento puede hacerse en sus respectivas fuentes de origen o en la planta de tratamiento. La presencia de compuestos t6xicos en el afluente puede dar Iugar a la presencia de dichos compuestos, tanto en el efluente como en los fangos producidos en la planta. Las presencia en el efluente de dichos compuestos en
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INGENIERIA DE AGUAS RESIDUALES
concentraciones excesivas puede ser causa de trasgresi6n de los lfmites establecidos en las permisos de vertidos que regulan la toxicidad de los efluentes. Los niveles altos de metales pesados pueden inhibir Ia digesti6n anaerobia de los fangos, y pueden hacer inutiles los fangos (o las cenizas, si son incinerados) para su aplicaci6n al terrene o almacenamiento en vertederos controlados. Para mayor informaci6n acerca de Ia eliminaci6n de contaminantes t6xicos (incluyendo los compuestos organicos volatiles y semivolatiles y los metales pesados) mediante varios procesos de tratamiento y sobre las concentraciones que se consiguen en los fangos, consultese la bibliograffa incluida al final de este capitulo [ 4]. Debido a que la identificaci6n de materiales t6xicos y su influencia sobre los procesos de tratamiento y el medio ambiente son temas que evolucionan constantemente, tambien puede resultar interesante consultar publicaciones recientes, como las preparadas anualmente por la Water Pollution Control Federation. TABLA 5-2 Umbrales de concentraci6n de contaminantes que inhiben el proceso de fangos activados a
Factores de aportaci6n unitaria a Ia contaminaci6n Cuando resulta imposible llevar a cabo un estudio de caracterizaci6n del agua residual y no se dispone de otros datos, las cm·gas totales que hay que tratar se estiman empleando factores de contaminaci6n per capita. Los s6lidos totales del agua residual provienen del agua de abastecimiento y de sus usos domesticos, comercial e industrial, asf como de la infiltraci6n de agua subterranea y de fuentes no localizadas. Los s6lidos del agua residual domestica incluyen los procedentes de lavabos, retretes, banos, lavanderfas, trituradores de basuras y ablandadores de aguas. En la Tabla 5-3 se resumen los datos tfpicos sobre las cantidades diarias de s61idos secos por habitante que proceden de las citadas fuentes. Suponiendo que el caudal tfpico por habitante de agua residual sea del orden de 370 ljdfa, y empleando el valor de s6lidos totales de la Tabla 3-16 para aguas residuales de concentraci6n media (720 mg/1), la contribuci6n total de s61idos estarfa alrededor de los 274 gjhab · dfa. En ausencia de vertidos industriales, este valor se em-responde bastante bien con los datos expuestos en la Tabla 5-3. · TABLA 5-3 Estimaci6n del contenido de s61idos totales (disueltos y suspendidos) del agua residual
Peso seco, glhab • dia Componente
Intervalo
Valor tipico
Agua de abastecimiento Residuos domesticos: Heces (s6lidos, 23 %) Residuos de alimentos Fregaderos, banos, Iavadoras y otras fuentes de agua de lavado domestica Inodoros (incluido el papel) Orina (s6lidos, 3,7 %) Ablandadores del agua Total correspondiente al agua residual domestica, excluyendo los ablandadores del agua Residuos industriales Total correspondiente a residuos domesticos e industriales Fuentes difusas Aguas pluviales Total correspondiente a las aguas residuales domesticas e industriales, fuentes difusas y aguas pluviales
0,01-0,02
15
0,03-0,07 0,03-0,09
40 50
0,06-0,11 0,01-0,03 0,04-0,07
90 20 50
0,20-0,40 0,16-0,44
250 220b
0,37-0,84 0,01-0,04 0,02-0,04
550 30c 30c
0,40-0,93
540
" Variable. " Varfa con el tipo y tamaiio de las instalaciones. c Presenta variaciones estacionales.
190
INGENIERIA DE AGUAS RESIDUALES
A partir de un analisis de los datos de composici6n de las aguas residuales procedentes de numerosos municipios, ha sido posible obtener unos factores de aportaci6n unitalia para los plincipales contaminantes presentes en las aguas residuales. Estos valores, que figuran en la Tabla 5-4, deben emplearse con mucha precauci6n ya que los componentes del agua residual presentan amplias variaciones. Tal como se ilustra en el Ejemplo 5-4, el empleo de trituradores de basuras domesticos puede tener gra11 influencia sobre las caracterfsticas del agua residual. TABLA 5-4 Factores de aportacion per capita a Ia contaminacion
Valor, glhab · dia Constituyente
Intervalo
Agua residual domestica normal, sin la contribuci6n de los residuos originados en la cocina DB0 5
65-120 65-125
ss
Nutrientes" Nitr6geno amoniacal Nitr6geno organico Nitr6geno Kjeldahl total F6sforo organico F6sforo inorganico F6sforo total Agua residual normal con la contribuci6n de los residuos originados en la cocina b BOD 5
ss
Valor tipico
90 100
2-4 6,5-13 10-15 1-2 2-3,5 3,5-5,5
3,5 10 13,5 1,5 3,0 4,0
90-130 100-165
110 130
" Valores adaptados de Ia bibliograffa [13]. Los valores de los nutrientes son aproximadamente los mismos que para el caso en el que no interviene Ia contribuci6n de los residues originados en Ia cocina.
h
Ejemplo 5-4. Determinacion del efecto de los trituradoras de basuras sobre las caracterfsticas del agua residual. Determinar las caracterfsticas de la DBO y
los SS por habitante, en una comunidad en la que se instalan trituradoras de basuras. Suponer que el caudal medio por habitante es de 100 ljd. Atendiendo a la clasificaci6n de la Tabla 3-16, z,C6mo clasificarfa el agua residual? So/uci6n
1.
Determinaci6n de las contribuciones de DBO y SS por habitante: · a) A partir de la Tabla 5-4, se pueden obtener las contribuciones medias por habitante para agua residual con residuos originados en las cocinas: DBO SS
= 10 gjhab · d = 118
gjhab·d
INTRODUCCION AL PROYECTO DE PLANTAS
b)
191
Calculo de Ia contribuci6n a Ia DBO: I_ 0,11 kg/hab · d · (10 6 mgjkg) / DBO, mg 380 ljhab · d ' =289,5 mg/1
c) Calculo de Ia contribuci6n a Ia SS: S
/I_ 0,13 kg/hab · d · (10 6 mg/kg) S, mg 380 ljhab · d =342 mg/1
2.
Clasificaci6n del agua residual: A partir de Ia clasificaci6n de Ia Tabla 3-16, el agua residual se puede clasificar entre las aguas residuales medias y las concentradas.
a)
Comentario. Para los valores tfpicos que se proporcionan en Ia Tabla 5-4, las trituradoras de basuras inducen a un incremento en Ia contribuci6n a Ia DBO del orden del 25 por 100. Asimismo, el incremento en los SS puede cifrarse entorno a! 33 por 100. Por lo tanto, si su implantaci6n en una comunidad se lleva a cabo de forma generalizada, las trituradoras de basuras pueden tener un efecto importante sobre Ia fuerza de un agua residual. Ello conduce a un aumento del tamafio de las unidades de proceso de s6lidos y de las unidades de tratamiento biol6gico. A menudo, las plantas de tratamiento existente sufren sobrecargas conforme se van instalando dispositivos innovadores. En algunas comunidades, se ha prohibido Ia instalaci6n de trituradoras de basuras, debido a su potencial impacto sobre las plantas de tratamiento existentes.
5.4.
ELECCION DE LOS PROCESOS DEL TRATAMIENTO
Como se ha comentado en el capftulo anterior, el amllisis y elecci6n de los procesos de tratamiento que permitan cumplir con los rendimientos de eliminaci6n establecidos en las permisos de vertido es uno de los aspectos mas interesantes y sugestivos del proyecto de una planta de tratamiento. La metodologfa del analisis de procesos que conducira a la elecci6n de los procesos de tratamiento para una planta determinada, consta de diferentes pasos y evaluaciones que variaran en funci6n de la complejidad del proyecto y de la experiencia del ingeniero proyectista. El analisis de procesos debera tener en cuenta: (1) factores importantes en la elecci6n de los procesos; (2) analisis cinetico; (3) relaciones empfricas; (4) efecto de la variaci6n de los caudales y de las cargas de contaminantes sabre los procesos, (5) fiabilidad del proceso en el cumplimiento de las normativas vigentes.
Factores importantes en Ia elecci6n de los procesos de tratamiento En los capftulos anteriores yen la secci6n precedente, se han descrito una serie de situaciones y condiciones del afluente que deben tenerse en cuenta ala bora
192
INGENIERIA DE AGUAS RESIDUALES
de abordar la selecci6n de los procesos de tratamiento. El conocimiento de la variabilidad de las condiciones del afluente es ·un factor de gran importancia, puesto que las unidades de proceso deben tener suficiente capacidad como para absorber y amortiguar estas variaciones de manera satisfactoria. Esta capacidad recibe el nombre de «equilibria», y se define como la tolerancia inherente de los procesos de tratamiento frente a las cm·gas contaminantes que llegan a la planta de tratamiento [17]. Por lo tanto, uno de los factores mas importantes que hay que tener en cuenta en el proyecto de una planta es la elecci6n de procesos compatibles con las variaciones de caudales y cargas y que sean capaces de producir un efluente de calidad permanente y dentro de los lfmites permitidos. Las diferentes combinaciones de procesos y operaciones unitarias de una planta de tratamiento funcionan como un sistema, por lo que el ingeniero debe abordar el proyecto de la planta desde una perspectiva global, en terminos de sistemas. La mayor parte de la selecci6n de procesos se centra en la evaluaci6n y valoraci6n de diferentes combinaciones de procesos y operaciones unitarias y sus interacciones. Parte de este proceso puede incluir la posible necesidad de regular los caudales y la reducci6n de las cm·gas aplicadas a las unidades de tratamiento. La evaluaci6n del proceso no se limita al estudio de las unidades de tratamiento del agua residual, sino que tambien debe incluir la interacci6n entre las diferentes alternativas de tratamiento del agua y de los fangos. Con relaci6n a este punto del estudio, la aparici6n de un analisis basado en el balance de masas es un factor crftico de la evaluaci6n. Los factores de mayor importancia en la valoraci6n y selecci6n de los procesos y operaciones unitarios se exponen en la Tabla 5-5. Todos ellos son importantes en sf mismos, pero hay algunos que requieren especial atenci6n y una explicaci6n mas detallada. El primer factor, la aplicabilidad del proceso, destaca por encima de todos los demas, y depende directamente de los conocimientos y la experiencia del ingeniero proyectista. Este dispone de muchos recursos para determinar la aplicabilidad, entre los que hay que incluir su propia experiencia en proyectos similares, asf como los datos de rendimientos de plantas existentes, informaci6n publicada en revistas tecnicas, mammies publicados por la Water Pollution Control Federation, gufas de diseflo de procesos de la EPA, y estudios en plantas piloto. En la Tabla 5-6 se ilustran ejemplos de datos de los rendimientos de varias operaciones y procesos unitarios empleados en tratamientos primarios y secundarios. En los casos en los que nose conozca, o nose pueda determinar la aplicabilidad de un proceso en unas ciertas condiciones, deben llevarse a cabo estudios en plantas piloto para determinar los rendimientos alcanzables y para obtener datos de proyecto a partir de los cuales se pueda abordar el proyecto a escala real. El rendimiento de una planta de tratamiento es la medida del exito del disefio, tanto si se analiza por la calidad del efluente como si se analiza en base a los porcentajes de eliminaci6n alcanzados para los contaminantes mas importantes. Existen muchos factores que pueden afectar al rendimiento de los sistemas biol6gicos empleados en el tratamiento secundario de las aguas residuales. En la Tabla 5-7 se citan algunos ejemplos de los factores que
INTRODUCCION AL PROYECTO DE PLANTAS
193
TABLA 5-5 Factores importantes que se deben tener en cuenta en Ia selecci6n y evaluaci6n de las operaciones y procesos unitarios, a
Factor
Comentario
Potencial de aplicaci6n del proceso
El potencial de aplicaci6n de un proceso se evalua en base a Ia experiencia anterior, datos de plantas a escala industrial, y datos obtenidos en estudio en planta piloto. Si se presentan condiciones nuevas o no usuales, los estudios en planta piloto son fundamentales. El proceso se debe corresponder con el intervalo de candales esperado. Por ejemplo, los estanques de estabilizaci6n no son adecuados para caudales muy elevados. La mayorfa de las operaciones y procesos unitarios trabajan mejor a caudal constante, a pesar de que pueden tolerar algunas variaciones. Si Ia variaci6n de caudal es demasiado grande, puede ser necesaria su regulaci6n. Las caracterfsticas del agua a tratar afectan a los tipos de procesos a utilizar (p.e. qufmicos o biol6gicos) y las exigencias para su adecuada explotaci6n. (,Que constituyentes potencialmente inhibidores estan presentes? 1,Bajo que condiciones se manifiestan? l Que constituyentes no se ven afectados por el tratamiento? La temperatura afecta a Ia velocidad de reacci6n en Ia mayorfa de los procesos qufmicos y biol6gicos, y tambien puede afectar al funcionamiento de las operaciones ffsicas. Las temperaturas calidas pueden acelerar la aparici6n de olores y limitar la dispersi6n en la atm6sfera. El dimensionamiento de los reactores se basa en Ia cinetica de reacci6n que gobierna el proceso. Los datos de las expresiones cineticas suelen deducirse a partir de la experiencia, de la literatura y de los resultados de estudios en planta piloto. La influencia de la cinetica de reacci6n sobre la elecci6n del tipo de reactor se analiza en el Apendice G. La eficacia se suele medir en funci6n de la calidad del efluente, que debe estar de acuerdo con las exigencias formuladas respecto al vertido de efluentes. Es necesario conocer o estimar los tipos y cantidades de residuos s6lidos, lfquidos y gaseosos producidos. A menudo se llevan a cabo estudios en planta piloto para la adecuada identificaci6n de los residuos generados. 1,Existe alguna limitaci6n que convierta el tratamiento de fangos en un proceso excesivamente caro o inviable? l. C6mo afecta al rendimiento de las unidades de proceso dellfquido las cargas del caudal de recirculaci6n del tratamiento de fangos? La elecci6n del sistema de tratamiento de los fangos debe estar estrechamente relacionada con Ia elecci6n del sistema de tratamiento de Ia fracci6n lfquida.
Intervalo de caudal aplicable Variaci6n de caudal aplicable Caracterfsticas del agua a tratar Constituyentes inhibidores y no afectados Limitaciones climaticas
Cinetica de reacci6n y selecci6n del reactor
Eficacia Residuos del tratamiento
Tratamiento del fango
194
INGENIERIA DE AGUAS RESIDUALES
TABLA 5-5
(Cont.)
Factor
Comentario
Limitaciones ambientales
Factores ambientales tales como la presencia de vientos, direcciones preferentes del viento, o la proximidad a m1cleos de poblaci6n, pueden implicar restricciones sobre la aplicabilidad de determinados procesos de tratamiento, especialmente en el caso de procesos que puedan generar olores. Tanto el tnifico como los ruidos pueden afectar a la ubicaci6n de las instalaciones. Las aguas receptoras cuentan con limitaciones especfficas que pueden precisar Ia eliminaci6n de constituyentes especfficos como los nutrientes. l,Que recursos yen que cantidades van a ser necesarios a largo plazo para el desarrollo satisfactorio de las operaciones o procesos unitarios? l, Que influencia tiene Ia adici6n de productos qufmicos sobre las caracterfsticas de los residuos del tratamiento y sobre el coste del mismo? Para proyectar sistemas de tratamiento con una relaci6n coste-efectividad satisfactoria es necesario conocer las necesidades energeticas, asf como el coste futuro de Ia energfa. l. Que recursos adicionales, si los hubiere, son necesarios para el desarrollo satisfactorio del sistema de tratamiento propuesto, que incluye la operaci6n o proceso unitario en cuesti6n? l,Con cuantos empleados, y con que nivel de preparaci6n, es preciso contar para Ia explotaci6n del proceso u operaci6n unitaria? l,ES posible alcanzar nipidamente dichos niveles de preparaci6n? l,Que cursos de preparaci6n seran necesarios? l, Que necesidades de explotaci6n y mantenimiento adicionales es necesario cubrir? l. Que repuestos seran necesarios? l,Cmil es su coste y disponibilidad? l,Que procesos auxiliares son necesarios? l,C6mo afectan a Ia calidad del efluente, especialmente cuando devienen inoperantes? l, Cual es Ia fiabilidad a largo plazo de la operaci6n o proceso unitario en cuesti6n? l,Puede desestabilizarse el proceso facilmente? l,Puede hacer frente a cargas de choque peri6dicas? Si es asf, l,C6mo afectan estas circunstancias a Ia calidad del efluente? l,Que grado de complejidad presenta Ia explotaci6n del proceso, tanto en condiciones rutinarias como de emergencia? l. Que nivel de preparaci6n de los operarios es necesario? l,Pueden emplearse de manera satisfactoria las operaciones y procesos unitarios en conjunci6n con las instalaciones existentes? l,Se puede ampliar Ia planta de manera sencilla? l,Existe espacio suficiente, no s6lo para Ia implantaci6n de las instalaciones que se estan estudiando, sino tambien para instalaciones futuras? l, Que superficie de terreno hay disponible para minimizar el impacto visual de Ia construcci6n de las instalaciones?
Necesidades qufmicas
Necesidades energeticas Necesidades de otros recursos Necesidades de personal
Necesidades de explotaci6n man tenimien to Procesos auxiliares Fiabilidad
Complejidad
Compatibilidad Disponibilidad de espacio
195
INTRODUCCION AL PROYECTO DE PLANTAS
TABLA 5-6 Grado de tratamiento obtenido mediante diversas operaciones y procesos unitarios empleados en el tratamiento primario y secundario de,l agua residual a
Rendimiento de eliminaci6n del constituyente, porcentaje pb
Unidades de tratamiento
DBO
DQO
ss
Rejas de barras
nulo
nulo
nulo
nulo
nulo
nulo
Desarenadores
0-5 d
0-5 d
0-10ct
nulo
nulo
nulo
30-40
30-40
50-65
10-20
10-20
0
80-95
80-85
80-90
10-25
15-50
8-15
Sedimentaci6n primaria
N-Orge
NH 3 -N
Fangos activados (proceso convencional) Filtros percoladores Alta carga, medio petreo Carga muy alta, medio sintetico
65-80
60-80
60-85
8-12
15-50
8-15
65-85
65-85
65-85
8-12
15-50
8-15
Biodiscos (RBCs)
80-85
80-85
80-85
10-25
15-50
8-15
Cloraci6n
nulo
nulo
nulo
nulo
nulo
nulo
" Adaptado parcialmente de Ia bibliograffa [10, 14]. b F6sforo total. c N-Org = Nitr6geno organico. " Los lfmites superiores se corresponden con el caso en que no se lava Ia arena.
pueden afectar al rendimiento de los procesos de fangos activados, filtros percoladores y biodiscos (RBC). Por lo tanto, es conveniente repasar cuidadosamente los factores que afectan al rendimiento antes de determinar la aplicabilidad de un proceso y su elecci6n para el tratamiento de las aguas residuales. Ademas de la regulaci6n de los caudales, las medidas adoptables en la fase de proyecto para prever y amortiguar las variaciones de caudales incluyen la partici6n del caudal y el bypasado de unidades de proceso ante ciertas condiciones de caudales punta. El tratamiento mfnimo que debe llevarse a cabo, si las autoridades reguladoras los permiten, debe incluir siempre el tratamiento primario y desinfecci6n de la totalidad del caudal, y el tratamiento secundario de una fracci6n del mismo. Las ventajas que supone la posibilidad de dividir el caudal y bypasar unidades de proceso son las siguientes: (1) conservaci6n de la biomasa del tratamiento secundario, evitando su arrastre en condiciones de aportaciones pluviales punta; (2) rapida recuperaci6n del efluente despues de las tormentas, y (3) no hacen necesario el sobredimensionamiento de las instalaciones para absorber las puntas. El principal inconveniente que presentan es que el efluente puede violar las limitaciones de calidad durante cortos periodos de tiempo.
196
INGENIERIA DE AGUAS RESIDUALES
TABLA 5-7
Factores que afectan al rendimiento de los procesos de tratamiento secundario tfpicos a
Proceso
Factores que afectan al proceso
Fangos activados
Tipo de reactor Tiempo de detenci6n hidniulica Carga hidniulica Carga organica Capacidad de aireaci6n Tiempo medio de retenci6n celular (TMRC) Relaci6n alimentojmicroorganismos (FI A) Relaci6n de recirculaci6n de fango Nutrientes Factores ambientales (pH, temperatura)
Filtro percolador
Tipo y profundidad del medio filtrante Carga hidraulica Carga organica Ventilaci6n Disposici6n por etapas Caudal de recirculaci6n Distribuci6n del caudal
RBCs
Numero de etapas Carga organica Carga hidraulica Mecanismo de transmisi6n Densidad del medio Tipo de ejes Relaci6n de recirculaci6n Sumergencia Velocidad de rotaci6n
" Adaptado parcialmente de Ia bibliograffa [15, 16].
El analisis cinetico en Ia elecci6n de los procesos de tratamiento El tratamiento de las aguas residuales se lleva a cabo en tanques o dep6sitos de diferentes tipos y formas bajo condiciones controladas. Las tranformaciones qufmicas o biol6gicas tienen lugar en reactores, y los productos de las reacciones suele separarse por decantaci6n. Cada planta de tratamiento precisani de, al menos, un tipo de reactor para el tratamiento qufmico o biol6gico y, en la mayorfa de los casos, al menos un decantador. Debido a que se trata de un factor clave en la elecci6n de los procesos de tratamiento, debe prestarse mucha atenci6n a la cinetica de las reacciones que se producen y a la elecci6n del tipo de reactor. En esta secci6n se introducinin brevemente los aspectos
INTRODUCCION AL PROYECTO DE PLANTAS
197
que hay que tener en cuenta a la hora de elegir un reactor, mientras que la elecci6n de los tanques de sedimentaci6n asociadas a los diferentes tipos de reactores se analiza en los Capftulos 9 y 10. Los recipientes, tanques y dep6sitos en los que tienen lugar las reacciones qufmicas y biol6gicas suelen recibir elnombre de reactores. Los principales tipos de reactores empleados en el tratamiento de las aguas residuales son: (1) reactor de flujo discontinue; (2) reactor de flujo en pist6n; (3) reactor de mezcla completa; (4) reactores de mezcla completa conectados en serie; (5) reactor de flujo arbitrario o aleatorio; (6) reactor de lecho fijo, y (7) reactor de lecho fluidificado. Las descripciones de los diferentes reactores figuran en la Tabla 5-8. La clasificaci6n de los cinco primeros se basa en sus caracterfsticas hidniulicas. En esta clase de reactores suelen llevarse a cabo reacciones de tipo homogeneo, mientras que las reacciones heterogeneas suelen llevarse a cabo en reactores de las dos ultimas clases. Tipos de reactores.
TABLA 5-8 Principales tipos de reactores empleados en el tratamiento del agua residual Tipo de
re~ctor
Esquema de identificacion
Descripci6n y/o aplicaci6n
Flujo discontinue
El flujo no entra ni sale del reactor. El contenido del lfquido esta completamente mezclado. Como ejemplo, se puede citar el ensayo de DBO comentado en el Capitulo 3, que se lleva a cabo en una botella como reactor de. flujo discontinue.
Flujo en pist6n, tambien conocido como flujo tubular
Las particulas del fluido pasan a traves del tanque y salen con Ia misma secuencia con Ia que entran. Las partfculas conservan su identidad y permanecen en el interior del tanque por un tiempo igual al tiempo te6rico de detenci6n. Este tipo de flujo puede aproximarse al que se produce en un tanque de gran longitud con una relaci6n longitud/anchura elevada, en el 'cualla dispersi6n longitudinal es minimao nula.
Reactores de mezcla completa, o tanque agitado de flujo continuo
La mezcla completa se produce cuando las partfculas que entran en el tanque se dispersan de manera inmediata por todo el volumen del mismo. Las partfculas salen del tanque en proporci6n a su poblaci6n estadistica. La mezcla completa se puede obtener en tanques circulares o cuadrados si el contenido del tanque se distribuye uniforme y continuamente. ·
198
INGENIERIA DE AGUAS RESIDUALES
TABLA 5-8 Tipo de reactor Flujo arbitrario
Reactores de mezcla completa en serie
Esquema de identificacion
Descripci6n y/o aplicaci6n
-~.·.· ........ ·...
Flujo arbitrario es cualquier grado de mezcla parcial comprendido entre el flujo en pist6n y Ia mezcla completa.
-~ ·t{J·
Los reactores de mezcla completa conectados en serie se emplean para modelar el regimen de flujo que corresponde al paso intermedio entre el regimen correspondiente al reactor de flujo en pist6n y el correspondiente a un reactor de mezcla completa. Si Ia serie esta formada por un solo reactor, prevalece el regimen de mezcla completa, mientras que si Ia serie consta de infinitos reactores, prevalece el regimen de flujo en pist6n.
Lecho fijo Medio so porte
Lecho fluidificado
(Cont.)
Los reactores de !echo fijo se Henan con algun tipo de medio tal como piedra, escorias, ceramica o plastico. Con respecto al flujo, los reactores pueden estar completamente llenos (filtro anaerobic) o dosificados intermitentemente (filtro percolador). El reactor de !echo fluidificado es similar al reactor de !echo fijo en muchos aspectos, pero el medio se expande por el movimiento ascendente del fluido (aire o agua) a traves del !echo. La porosidad del medio se puede variar controlando el caudal del filtro.
A la hora de elegir los reactores que hay que emplear en e1 proceso de tratamiento, deben tenerse en cuenta algunos factores relacionados con su funcionamiento y explotaci6n: (1) naturaleza de las aguas a tratar; (2) principios cineticos que rigen los procesos de tratamiento; (3) necesidades del proceso de tratamiento, y (4) condiciones medioambientales locales. En la pn'ictica, tambien influyen en la elecci6n de los reactores tan.to los costes constructivos como los de explotaci6n y mantenimiento. Debido a que la importancia relativa de cada uno de estos factores es variable en funci6n de la aplicaci6n prevista, a la hora de elegir un tipo de reactor es conveniente analizar por separado la influencia de cada uno de ellos. Reglmenes de flujo de los reactores y combinaciones de reactores. Algunos de los regfmenes de flujo y combinaciones de reactores mas frecuentes se esquematizan en la Figura 5-7. El regimen de flujo de la Figura 5-7 a se utiliza para alcanzar niveles intermedios de tratamiento mezclando diferentes cantidades de agua residual tratada y no tratada. El regimen de flujo ilustrado en la Figura 5-7b suele adoptarse para aumentar el control del proceso, y se
INTRODUCCION AL PROYECTO DE PLANTAS
199
analizani de forma especffica en los Capftulos 8 y 10. Los regfmenes ilustrados en las Figuras 5-7c y 5-7d se emplean para reducir la carga aplicada en la cabecera de un reactor de flujo en piston. Todos estos regfmenes hidniulicos sen:'in objeto de un estudio mas detallado en capftulos posteriores. Agua
Agua
a
a
tratar
tratar Bypass
--r---i~
La recirculacion puede tener Iugar antes o despues de los restantes procesos de tratamiento
Recirculaci6n
(a)
(b)
Agua tratar La recirculacion puede tener Iugar antes o despues de los restantes procesos de tratamiento Recirculaci6n (c)
La recirculaci6n puede tener Iugar antes o despues de los restantes procesos de tratamiento Recirculaci6n
(d)
FIGURA 5-7 Regfmenes de flujo comunmente empleados en el tratamiento del agua residual: (a) alimentacion directa con bypass (reactor de mezcla completa o de flujo en piston), (b) alimentacion directa con recirculacion (reactor de mezcla completa ode flujo en piston), (c) alimentacion escalonada con o sin recirculacion (reactor de flujo en piston, esquema de recirculacion Tipo 1), y (d) alimentacion escalonada con recirculacion (reactor de flujo en piston, esquema de recirculacion Tipo 2).
En la Figura 5-8 se ilustran dos de las multiples combinaciones posibles entre tipos de reactores, en las que intervienen un reactor de flujo en piston y uno de mezcla completa. En el dispositive de la Figura 5-8a, la mayor parte del mezclado se realiza en la segunda fase del proceso, mientras que en el esquema de la Figura 5-~b tiene h}gar al principia del proceso. Por ejemplo, si no tiene Iugar ninguna reaccion, y los dispositivos se emplean para homogeneizar Ia temperatura, el resultado serfa identico. No obstante, si tiene Iugar alguna reaccion, los productos generados en el proceso. de reaccion pueden ser diferentes segun el reactor empleado. La adopcion de estos sistemas de reactores mixtos depende en gran medida de las necesidades especfficas de produccion. Para un analisis mas detallado de este tipo de procesos, consultese la bibliograffa incluida al final de este capitulo [2, 5 y 6].
200
INGENIERIA DE AGUAS RESIDUALES
(a)
(b)
FIGURA 5·8
Sistemas de reactores hlbridos: (a) flujo en piston seguido de mezcla completa, (b) mezcla completa seguida de flujo en piston.
Elecci6n de las expresiones de Ia velocidad de reacci6n. En el proyecto de plantas de tratamiento, las unidades de proceso pueden ser disefiadas en funci6n de la velocidad de las reacciones en Iugar del estado de equilibria de la reacci6n, debido a que el tiempo que se tarda en completar esta suele ser muy largo. Por ello, para alcanzar el nivel de tratamiento requerido en un perfodo razonable de tiempo, lo que se suele hacer es introducir los reactivos en cantidades superiores a las obtenidas mediante un am'ilisis estequiometrico exacto. Por ello, la elecci6n de las expresiones de la velocidad de reacci6n en los diferentes procesos se basa en: (1) informacion contenida en la literatura tecnica; (2) experiencia en el proyecto de instalaciones similares, y (3) datos obtenidos de estudios en planta piloto. Esta tercera opci6n es especialmente recomendable en los casas en los que varfen las caracterfsticas del agua residual o se esten ensayando nuevas aplicaciones de tecnologfas existentes o investigando nuevas procesos. Las diferentes expresiones empleadas para la velocidad de reacci6n en los procesos biol6gicos se tratan en el Capitulo 8, mientras que su aplicaci6n se ilustra en el Capftulo 10. Aplicaci6n del analisis del balance de masas. El balance de masas permite expresar, de manera conveniente, lo que ocurre en el interior de las instalaciones de tratamiento en funci6n del tiempo. Para ilustrar los conceptos basicos en los que se basa e1 balance de masas, veamos tin ejemplo de aplicaci6n a los contenidos del tanque cuyo esquema se muestra en la Figura 5-9. En primer lugar, es necesario establecer los lfmites del sistema, de manera que sea posible identificar los flujos de masa que entran y salen del mismo. En la Figura 5-9, los lfmites estan marcados con lfneas discontinuas. La elecci6n correcta de los lfmites del sistema es de extreri1a importancia puesto que, en muchos casas, pennite simplificar los calculos del balance de masas.
FIGURA 5-9
Esquema de definicion para el anC:disis del balance de masa en un reactor de mezcla completa.
INTRODUCCION AL PROYECTO DE PLANTAS
201
Las hip6tesis que se van a adoptar para llevar a cabo el amllisis del balance de masas del contenido lfquido del reactor de mezcla completa de la Figura 5-9 son: (1) el caudal que entra y sale del dep6sito es constante; (2) el lfquido contenido en el reactor no se evapora (condiciones isotermicas); (3) ellfquido contenido en el tanque esta completamente mezclado; (4) en el reactor se esta produciendo una reacci6n qufmica, en la que C es un reactivo, y (5) la tasa de variaci6n de la concentraci6n de C dentro del reactor esta gobernada por una reacci6n de primer orden (rc = - K · C). Hechas estas hip6tesis, el balance de masas se puede formular de la siguiente manera: 1.
Planteamiento general: Velocidad de acumulaci6n de reactivo dentro del lfmite del sistema
2.
3.
Velocidad de generaci6n (utilizaci6n) de reactivo dentro del sistema
(5.6)
Acumulaci6n =Entrada- Salida+ Generaci6n
(5.7)
Velocidad de entrada de reactivo en el sistema
+
Planteamiento simplificado:
Expresi6n simb6lica (vease la Fig. 5-9): V ddC = QC 0
t
-
QC + V(velocidad de reacci6n, rc)
V~~ = donde
Velocidad de salida de reactivo del sistema
.
QC 0
QC
+ V(-kC)
(5.8)
*
V = volumen del reactor, £ 3 .
= velocidad de variaci6n de la concentraci6n del reactivo dentro del reactor, M L- 3 r- 1 . Q =caudal que entra y sale del reactor, L3 T- 1 . C0 = concentraci6n de reactivo en la entrada del reactor, ML- 3 • C = concentraci6n de reactivo a la salida del reactor, ML- 3 . k = constante de primer orden de la reacci6n, r- 1 . En la Ecuaci6n 5.6, se usa el signo positivo para el termino de la velocidad de utilizaci6n puesto que el signo negativo es parte de la expresi6n de la velocidad. Antes de sustituir los parametros por sus valores numericos, es conveniente comprobar la coherencia de las unidades empleadas para cada cantidad. Los procedimientos analfticos que se emplean para la resoluci6n de las ecuaciones del balance de masas suelen basarse en la formulaci6n matematica de la expresi6n final. La soluci6n general de la Ecuaci6n 5.8 para el estado no estacionario se presenta en el Apendice G.
202
INGENIERIA DE AGUAS RESIDUALES
Balance de masas en un reactor de flujo intermitente. Antes de seguir adelante, puede resultar instructivo el amilisis de la diferencia que existe entre el termino de velocidad de variacion que aparece como parte del termino de acumulaci6n y los terminos de velocidad de generaci6n o de disminuci6n de la concentraci6n. En general, estos terminos no son iguales, excepto en el caso especial de que no exista entrada ni salida de caudal del reactor donde se produce la reacci6n. Este tipo de reactores se conocen con el nombre de reactores de flujo intermitente o discontinuo (vease Tabla 5-8). En estas condiciones Q = 0, y la Ecuaci6n 5.8 puede escribirse:
~~ = (velocidad de utilizaci6n,
r11 , o de generaci6n, r0 )
(5.9)
El punto clave que hay que tener en cuenta es que, en ausencia de flujo, la concentraci6n por unidad de volumen varfa siguiendo la expresi6n de la velocidad de reacci6n aplicable al caso de estudio. En cambio, en presencia de flujo, la concentraci6n en el interior del reactor tambien se ve afectada por el caudal entrante y saliente. Comparacion de rendimientos. La comparaci6n de los rendimientos de las instalaciones es de gran importancia en la elecci6n y proyecto de los reactores, que es donde el ingeniero puede actuar sobre los resultados del tratamiento. Por ejemplo, a la mayorfa de las plantas de tratamiento de aguas residuales se les suele pedir un rendimiento de eliminaci6n de la DBO del 85 por 100. En la mayorfa de los sistemas, la eliminaci6n se lleva a cabo en dos etapas: una primera etapa en la que se elimina del orden del 30 por 100 de la DBO, y una segunda en la que se elimina mas del 55 por 100. Para conseguir un rendimiento de eliminaci6n global de la DBO del 85 por 100, puede emplearse un reactor de mezcla completa o un reactor de flujo en pist6n. No obstante, los voh1menes necesarios seran diferentes para los dos tipos de reactores, en funci6n de las caracterfsticas cineticas de los procesos de eliminaci6n. En la Tabla 5-9 se compara el volumen necesario para obtener diferentes rendimientos de eliminaci6n, a partir de expresiones cineticas de primer orden, empleando un reactor de flujo en pist6n y empleando 1, 2, 4, 6, 8 o 10 reactores de mezcla completa conectados en serie. Como muestran los valores de la tabla, si se emplean reactores de mezcla completa, es necesario un volumen mayor. Ademas, conforme aumenta el mimero de reactores de mezcla completa que integran la serie, menos diferencia existe entre los voh1menes necesarios.
Elecci6n de los procesos en base a relaciones empfricas En el caso de no poder deducir expresiones de la velocidad de reacci6n adecuadas, existen criterios de carga generalizados cuya aplicaci6n es frecuente. Los primeros criterios de carga en el proyecto de las unidades de proceso de fangos activados se basaban en los kg de DBO/m 3 de capacidad de los tanques
INTRODUCCION AL PROYECTO DE PLANTAS
203
de aireaci6n. Por ejemplo, si un proceso con una carga contaminante de 0,5 kg/m 3 produce un efluente aceptable y en cambio un proceso con una carga de 1 kg/m 3 no, tendera a repetirse la experiencia e(C.itosa. Desgraciadamente, los registros de datos no suelen estar bien mantenidos, y raras veces se definen con precisi6n los lfmites de estos criterios de carga. En los capftulos dedicados al proyecto de operaciones y procesos unitarios se presentan ejemplos de criterios basados en cargas de trabajo. TABLA 5-9
Volumenes de reactor necesarios para series de reactores de mezcla completa y reactor de flujo en piston para diferentes rendimientos de eliminaci6n y cinetica de primer orden (en funci6n de Q/k) a Volumen del reactor V
= K ( Qlk)
Numero de reactores conectados en serie
Rendimiento de eliminaci6n 85 por 100
Rendimiento de eliminaci6n 90 por 100
Rendimiento de eliminaci6n 95 por 100
Rendimiento de eliminaci6n 98 por 100
1 2 4 6 8 10
5,67 3,18 2,48 2,22 2,16 2,10
9,00 4,32 3,10 2,82 2,64 2,60
19,00 6,96 4,48 3,90 3,60 3,50
49,00 12,14 6,64 5,50 5,04 4,80
1,90
2,30
3,00
3,91
Flujo en pist6n
" El volumen de los reactores individuales corresponde al valor especificado en Ia Tabla dividido entre el numero de reactores que conforman Ia serie.
lnfluencia de las variaciones de los caudales y de las cargas de los diferentes constituyentes sobre Ia elecci6n de los procesos de tratamiento Casi todos los factores empfricos y cineticos se basan en condiciones de caudales y cargas constantes. Sin embargo, en la pnictica, tanto los caudales como las cm·gas son variables y, en algunos casos, las variaciones son muy amplias. Por ello es preciso establecer a priori los margenes de variaci6n de los caudales y las cargas, y en que medida pueden afectar los diferentes procesos y operaciones unitarias consideradas. En la Tabla 5-10 se identifican los factores crfticos de dimensionamiento y proyecto para las instalaciones de tratamiento secunda1io, y se describe el posible efecto de las variaciones de caudal y de carga sobre el rendimiento y funcionamiento de las mismas. Por ejemplo, la capacidad de eliminaci6n de s61idos de un decantador primario esta en funci6n de la carga de superficie, que es a su vez funci6n del caudal y de
204
INGENIERIA DE AGUAS RESIDUALES
TABLA 5-10
Efecto de los caudales y las cargas contaminantes sobre Ia selecci6n y dimensionamiento de las instalaciones de plantas de tratamiento secundario Proceso u operaci6n unitaria
Factores de diseiio criticos
Criterios de dimensionamiento
Efecto de los criterios de diseiio sobre el funcionamiento de Ia planta
Bombeo de agua residual y conducciones
Caudal maximo horario
Caudal
Des baste
Caudal maximo horario
Caudal
Caudal mfnimo
Posibilidad de inundaci6n del pozo de bombeo, sobrecarga de Ia red de alcantarillado, o desbordamiento de las unidades de tratamiento si se supera el caudal punta Las perdidas de carga en Ia circulaci6n a traves de rejas y tamices aumentan para caudales elevados. A caudales bajos, puede producirse Ia deposici6n de s6lidos en el canal.
Desarenado
Caudal maximo horario
Velocidad de aproximaci6n en el caudal Carga de superficie
Carga contaminante/ volumen del medio Carga de superficie o tiempo de detenci6n
Caudal maximo horario
A caudales elevados, el rendimiento de los desarenadores disminuye, provocando problemas en el resto de las instalaciones. La eficar.ia de Ia eliminaci6n de s6lidos se reduce para cargas de superficie altas; se incrementa Ia carga en los procesos de tratamiento secundario. A caudales bajos, el aumento del tiempo de detenci6n puede hacer que el agua devenga septica. Arrastre de s6lidos a caudales elevados; puede hacer necesaria Ia recirculaci6n del. fango efluente a caudales bajos. Una demanda de oxfgeno alta puede exceder Ia capacidad de aireaci6n y provocar bajos rendimientos del proceso de tratamiento. El arrastre de s6lidos a caudales elevados puede provocar bajos rendimientos del proceso de tratamiento. A caudales bajos, puede ser necesario aumentar Ia recirculaci6n para mantener el proceso. La presencia de cantidades inadecuadas de oxfgeno en las fases de carga punta puede reducir Ia eficacia del proceso y generar olores. Menor eficacia en Ia eliminaci6n de s6lidos para caudales e!evados o tiempos de detenci6n cortos.
INTRODUCCION AL PROYECTO DE PLANTAS
TABLA 5-10 Proceso u operacion unitaria
Tanques de cloraci6n
205
(Cont.)
Factores de diseno criticos
Criterios de dimensionamiento
Efecto de los criterios de diseno sobre el fut1cionamiento de Ia planta
Caudal mfnimo horario
Tiempo de detenci6n
Posibilidad de fango ascendente para tiempo de detenci6n dilatados.
Carga organica 1mixima diaria
Carga de s6lidos
La carga de s6lidos aplicada a un tanque de sedimentaci6n puede ser un factor limitante.
Caudal maximo horario
Tiempo de detenci6n
Para tiempos de detenci6n cortos, Ia eliminaci6n de bacterias puede ser insuliciente.
la superficie del decantador. Cuando aumenta el caudal disminuye la eficacia del decantador, y una mayor cantidad de s6lidos pasa a los procesos de tratamiento secundario. Por lo tanto, el aumento del caudal no s6lo afecta al rendimiento del decantador, sino que tambien a los procesos posteriores. Con objeto de determinar correctamente los efectos sobre el rendimiento de todas las unidades de proceso, es necesario repetir este amilisis para todas y cada una de elias.
La fiabilidad como factor en Ia elecci6n de los procesos de tratamiento El rendimiento de una planta y la fiabilidad y consistencia en el cumplimiento de las limitaciones normativas son aspectos importantes en la elecci6n de los procesos que deben constituir un sistema de tratamiento. La mayorfa de las licencias y permisos de vertido basan las limitaciones en valores de las concentraciones medias de periodos de 7 y 30 dfas. Como quiera que la calidad de los efluentes de las plantas de tratamiento de aguas residuales es variable, debido a diferentes causas (variabilidad de las cm·gas, cambios en las condiciones ambientales, etc.), es necesario asegurar que el disefio de la planta produzca concentraciones del efluente menores o iguales a los lfmites establecidos en los permisos. Este estudio puede abordarse de dos maneras diferentes; (1) adoptando factores de seguridad arbitrarios, y (2) haciendo un amilisis estadfstico de los datos de rendimiento de las plantas para buscar una relaci6n funcional entre la calidad del efluente y la probable frecuencia de ocurrencia. El segundo de los enfoques, que se' conoce como 'concepto de fiabilidad', es el que goza de mayores defensores, puesto que proporciona una base consistente para el amilisis de incertidumbre y una base racional para el amilisis del rendimiento y de la fiabilidad. En este apartado se comenta la aplicaci6n del concepto de fiabilidad al proyecto y a la selecci6n de procesos, y se basa en material extrafdo de la bibliograffa que se incluye al final de este capitulo [9].
206
INGENIERIA DE AGUAS RESIDUALES
La fiabilidad de un sistema puede definirse como la probabilidad de conseguir rendimientos adecuados durante un periodo de tiempo especffico bajo unas determinadas condiciones. Tambien puede definirse en funci6n del porcentaje de tiempo durante el que se consiguen los rendimientos especificados en los permisos de vertido. Por ejemplo, se supone que una planta con una fiabilidad del 99 por 100 esta por debajo de los lfmites establecidos el99 por 100 del tiempo, y se supone que s6lo se superan estos lfmites ell por 100 del tiempo o, lo que es equivalente, tres o cuatro veces al afio. Es conveniente evaluar los niveles de fiabilidad para cada caso especffico, incluyendo los costes de los elementos necesarios para adquirir ciertos niveles de fiabilidad, los costes de explotaci6n y mantenimiento asociadas, y el coste de los impactos ambientales negatives producidos por vertidos superiores a los pennitidos. Para establecer una base de correlaci6n estadfstica, se ha aplicado el concepto de fiabilidad al analisis de funcionamiento de 37 plantas de tratamiento con procesos de fangos activados. El analisis de los datos ha permitido concluir que se puede emplear la distribuci6n log-normal para las concentraciones de DBO y SS en el efluente y asf predecir la calidad del efluente y la fiabilidad de rendimiento de las plantas de tratamiento de aguas residuales [9]. Concepto de fiabilidad.
Debido a las variaciones que presenta la calidad del efluente producido, las plantas de tratamiento deberfan proyectarse de modo que produzcan concentraciones medias del efluente inferiores a los lfmites permitidos. Ello lleva a plantearse la siguiente cuesti6n: l,que concentraci6n media garantiza que la concentraci6n de un efluente se halle por debajo de cierto valor con un determinado nivel de confianza o fiabilidad? La respuesta a esta cuesti6n comporta el uso del Coeficiente de Fiabilidad (CDF), que relaciona los valores medios de las concentraciones de los constituyentes (valores de proyecto) con las limitaciones que hay que cumplir basandose en analisis de probabilidad. El valor medio, mx, puede obtenerse empleando la siguiente expresi6n: Aplicaci6n.
mx = X 8 (CDF) donde
(5.10)
mx = concentraci6n media del constituyente. Xs = lfmite establecido por la normativa. CDF = coeficiente de fiabilidad.
El coeficiente de fiabilidad se determina con la siguiente expresi6n: CDF = (V~
+ 1) 1' 2 x
e{- Z 1 _" ln (V~
+ 1) 1' 2 }
5.11)
en la que V:--- = coeficiente de variaci6n, cuyo valor es el cociente entre la desviaci6n tfpica (aJ y la media (mJ de la distribuci6n existente: Z 1 _" = diferencia entre el valor detenninado y la media de la distribuci6n, supuesta normal, tomando como unidad de referenda la desviaci6n tfpica de la distribuci6n. 1 -ex= probabilidad acumulada de ocurrencia (nivel de confianza o fiabilidad).
INTRODUCCION AL PROYECTO DE PLANTAS
,
207
En la Tabla 5-11 se facilitan los valores de diversos valores de la probabilidad de ocurrencia acumulada. En la Tabla 5-12 se proporcionan los valores del CDF que se emplean para determinar las concentraciones de los efluentes para diferentes coeficientes de variaci6n asociadas a diferentes niveles de fiabilidad. La adopci6n de un valor de proyecto adecuado de Vx debe basarse en la experiencia de instalaciones existentes, a partir de datos actuales o publicados. En el Ejemplo 5-5 se ilustra la aplicaci6n del concepto de fiabilidad.
TABLA 5-11 Valores de Ia distribuci6n normal estandarizada a ·
Ejemplo 5-5. Determinacion de Ia concentraci6n del efluente de proyecto a partir del Coeficiente de Fiabilidad. Una planta de tratamiento de fangos activados se debe ampliar, y mejorar el nivel de tratamiento, para cumplir con nuevas normativas reguladoras. Las nuevas limitaciones del efluente son:
DB0 5 , mg/1 S6lidos en suspensi6n (SS), mg/1
Valor medio (30 dias)
Valor medio (7 dias)
25 30
45 45
Determinar las concentraciones medias de proyecto de DBO y SS necesarias para alcanzar un nivel de confianza del 95 por 100 para el cumplimiento de las limitaciones en periodos de 30 dfas, y un nivel de confianza del 99 por 100 para las limitaciones sobre periodos de 7 dfas. Se estima que el coeficiente de variaci6n es 0,70.
208
INGENIERIA DE AGUAS RESIDUALES
So/uci6n
1.
Determinaci6n de la concentraci6n de proyecto del efluente para alcanzar el nivel de confianza del 95 por 100 para las limitaciones sobre periodos de 30 dfas. a) Para V:" = 0,70 y el 95 por 100 de confianza, COR= 0,43 (Tabla 5-12). b) DB0 5 media de proyecto = COR x x. = 0,43 x 25 = 10,8 mg/1. c) SS medios de proyecto = 0,43 x 30 = 12,9 mg/1.
2.
Determinaci6n de las concentraciones de proyecto del efluente para el nivel de confianza del 99 por 100 en el cumplimiento de las limitaciones relativas a periodos de 7 dfas: a) Para V:" = 0,70 y el n.c. del 99 por 100, COR= 0,28 (Tabla 5-12). b) DB0 5 media de proyecto = 0,28 x 45 = 12,6 mg/1. c) SS medios de proyecto = 0,28 x 45 = 12,6 mg/1
3. Determinaci6n de las concentraciones de proyecto del efluente (se toma el menor valor). DB0 5 = 10,8 mg/1 SS = 12,6 mg/1 Comentario. Cuando se emplea el coeficiente de fiabilidad, los valores medios del efluente de proyecto pueden ser notablemente inferiores a los requeridos en los pennisos. En algunos casos, en los que tanto el coeficiente de variabilidad como el nivel de confianza son altos, pueden ser necesarias operaciones unitarias .adicionales, como la filtraci6n, para cumplir las normas regulativas continuamente.
Otro metodo para determinar las condiciones de proyecto que garanticen el cumplimiento de las limitaciones establecidas en los permisos es el metodo gnifico de probabilidad, parecido al metodo empleado en el Ejemplo 2-3. Los datos de explotaci6n de las plantas pueden representarse en papel de probabilidad logarftmico o aritmetico para detenninar las caracterfsticas de su distribuci6n. Por ejemplo, puede determinarse el maximo diario basandose en un suceso cada 365 empleanqo el percentil 99 +. Los val ores iguales o inferiores al valor indicado pueden determinarse con los percentiles adecuados. Para determinar la concentraci6n media del efluente adecuada, se pueden comparar los resultados conseguidos con este metodo con los obtenidos empleando del Coeficiente de Fiabilidad (CDF)
5.5.
ELEMENTOS DEL DISENO CONCEPTUAL DE PROCESOS
El objetivo de este apartado es identificar y comentar los principales elementos que intervienen en el diseiio conceptual de los procesos de tratamiento: (1) perfodo de vida util de las instalaciones; (2) desarrollo del diagrama de flujo de los procesos; (3) establecimiento de los criterios de proyecto de los procesos;
INTRODUCCION AL PROYECTO DE PLANTAS
209
TABLA 5-12 Coeficiente de fiabilidad en funci6n de Vx y de Ia fiabilidad a
(4) predimensionamiento de las unidades de tratamiento; (5) preparaci6n de los balances de s6lidos; (6) consideraciones en torno a la distribuci6n ffsica de los elementos, y (7) calculo hidraulico de la planta (lfnea piezometrica).
Vida util de las instalaciones La vida util de una instalaci6n establece la fecha lfmite en la que se alcanzara la capacidad de proyecto de la · misma. El periodo de vida util puede ser diferente para cada uno de los elementos individuales, dependiendo de la facilidad o dificultad de su ampliaci6n. En la Tabla 5-13 se muestran los periodos de vida util de diferentes tipos de instalaciones. Es conveniente que las estructuras y las conducciones hidraulicas tengan periodos de vida util mas dilatados, dada la dificultad que presenta su ampliaci6n. La elecci6n del perfodo de vida util de proyecto depende de las caracterfsticas de crecimiento, de las condiciones ambientales, y de la disponibilidad y origen de los recursos econ6micos para la construcci6n de las instalaciones.
Diagramas de flujo de los procesos de tratamiento Los diagramas de flujo de procesos son representaciones graficas de las diferentes combinaciones de operaciones y procesos de tratamiento. En funci6n de los constituyentes que se desee eliminar, se pueden generar innumerables diagramas de flujo diferentes a partir de los procesos y operaciones unitarias que se exponen en las Tablas 4-2 y 4-3. Aparte de las condiciones relativas a la conveniencia y aplicabilidad de los diferentes tipos de unidades de tratamiento individuales, la configuraci6n exacta de las unidades de proceso elegidas tam-
210
INGENIERIA DE AGUAS RESIDUALES
bien depende de factores como: (1) experiencia del proyectista; (2) polftica de los organismos y agendas de control y proyecto relativa a la aplicabilidad de metodos de tratamiento especfficos; (3) disponibilidad de los equipos necesarios para el desarrollo de metodos de tratamiento especfficos; (4) rendimiento maximo obtenible de las instalaciones existentes; (5) costes iniciales de construcci6n, y (6) costes futuros de explotaci6n y mantenimiento. En la Figura 5-10 se ilustra un diagrama de flujo de procesos tfpico de una planta de tratamiento proyectada para el cumplimiento de las limitaciones de la EPA relativas a los tratamientos secundarios de las aguas residuales.
Criterios de proyecto de los procesos Una vez confeccionados uno o mas diagramas de flujo de procesos, el siguiente paso consiste en establecer los criterios de proyecto de procesos para abordar el predimensionamiento de las instalaciones. Por ejemplo, si el tiempo de detenci6n hidraulica del desarenador aireado de la Figura 5-10 debe ser de 3,5 minutos para el caudal punta, entonces puede determinarse el volumen necesario para el tanque. El tiempo de detenci6n hidraulica constituye un criterio de proyecto para el tanque. Para el resto de las operaciones y procesos unitarios se siguen procedimientos similares. Una vez realizados todos los calculos, deben resumirse en una tabla los criterios de disefio clave. Debido a que la mayorfa de las plantas de tratamiento estan pensadas para su funcionamiento durante largos perfodos de tiempo (basta 20 afios), los criterios de proyecto deben establecerse, tanto para el momento de puesta en marcha de las instalaciones, como para el final de la vida util de las mismas. Estos ultimos estaran influidos por las prognosis de poblaci6n futura y por los analisis de costes y efectividad para varios periodos de vida util. TABLA 5-13 Perfodos· de vida util tfpicos para instalaciones de tratamiento de aguas
Instalaci6n
Vida util, aiios
Redes de alcantarillado
20-40
Estaciones de bombeo Estructuras Equipos de bombeo
20-40 10-25
Plantas de tratamiento Estructuras Equipos Conducciones hidn'iulicas
20-40 10-20 20-40
INTRODUCCION AL PROYECTO DE PLANTAS
211
Predimensionamiento Una vez establecidos los criterios de proyecto, el siguiente paso consiste en determinar el numero y dimensiones de los elementos ffsicos necesarios. A la hora de abordar el dimensionamiento, es necesario tener en cuenta los condicionantes ffsicos: por ejemplo, l,la parcela destinada a la planta permite la instalaci6n de tanques circulares o debe adoptarse una soluci6ri a base de tanques rectangulares? Tambien es necesario tener en cuenta condiciones ligadas a la explotaci6n de la planta, como la partici6n del caudal o el equilibria de cm·gas, especialmente en las lfneas de proceso en las que el numero de unidades de cada proceso no sea el mismo (p.e., dos decantadores primarios y tres tanques de aireaci6n). Tambien es necesario considerar aspectos relacionados con las operaciones de mantenimiento, para contemplar la posibtlidad de aislar un elemento de la lfnea de proceso para su reparaci6n y mantenimiento sin que ello provoque problemas en el funcionamiento de la planta. En las plantas pequeflas que s6lo disponen de un elemento para cada unidad de proceso, este hecho puede causar problemas, a no ser que se adopten medidas especiales como la posibilidad de retener o almacenar temporalmente las aguas. ~
~.··...................................... •· · • ...., Etflutednte ra a a
_a_~_~au_t!_r.~':oZ.·~:~;~;+,s nada·r: i , -
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FIGURA 5-10 Diagrama de flujo de procesos para una planta de tratamiento disefiada para cumplir con las especificaciones de Ia U.S. EPA para el tratamiento secundario de aguas residuales.
212
INGENIERIA DE AGUAS RESIDUALES
Balance de s61idos Una vez establecidos los criterios de proyecto y predimensionados los elementos, deberfa realizarse un balance de s6lidos para cada diagrama de flujo de procesos considerado. Estos amllisis deben realizarse con las cargas medias y los factores de punta adecuados para el calculo con las cargas punta. Se debe disponer de esta informaci6n para el dimensionamiento de (1) tanques de almacenamiento y espesado de fangos; (2) digestores de fangos; (3) instalaciones de deshidrataci6n y secado de fangos; (4) sistemas de secado termico e incineraci6n; (5) instalaciones de compostaje, y (6) tuberfas y equipos para el bombeo de fangos. En el Capftulo 12 se explicita la elaboraci6n de unbalance de s61idos.
lmplantaci6n ffsica de los elementos de una planta Este concepto supone el estudio de la disposici6n espacial de los elementos ffsicos necesarios para alcanzar unos determinados objetivos de tratamiento. La disposici6n global de los elementos de la planta incluye la ubicaci6n de los edificios administrativos y de control, asf como de las demas estructuras necesarias. Antes de definir la soluci6n final, suelen estudiarse diversas soluciones obtenidas por ordenador o empleando recortes a escala de los diferentes elementos que deben configurar la planta. Algunos de los aspectos que hay que tener en cuenta ala hora de distribuir espacialmente los elementos de la planta son los siguientes: (1) geometrfa de las parcelas disponibles; (2) topograffa; (3) condiciones del terreno y de cimentaci6n; (4) posici6n que ocupa el colector afluente; (5) punto de vertido; (6) caracterfsticas hidraulicas de la planta, en las que es conveniente considerar conexiones rectilfneas entre las unidades de proceso para evitar las perdidas de carga y para proporcionar simetrfa en los casos en los que se divida el caudal en dos o ri:uis lfneas de agua; (7) tipos de procesos que intervienen en el tratamiento; (8) rendimiento de los procesos; (9) accesos a la planta (transporte, etc.); (10) accesibilidad para el personal de explotaci6n; (11) fiabilidad y economfa en la explotaci6n; (12) estetica; (13) control medioambiental,. y (14) previsiones para futuras ampliaciones, incluyendo espacios adicionales. En las Figuras 5-11 a 5-13 se ilustran las distribuciones ffsicas de los elementos de varias plantas de tratamiento.
Caracterlsticas hidraulicas de Ia planta Una vez escogido el diagrama de flujo de procesos y dimensionados los diferentes elementos ffsicos, es necesario realizar los calculos hidraulicos y calcular la linea piezometrica tanto para los caudales medios como para los caudales punta. Los calculos hidraulicos se emplean para el dimensionamiento de los conductos y canales de conexi6n entre elementos y para conocer las perdidas de carga que se producen en la planta. En la Tabla 5-14 se exponen la~ perdidas de carga tfpicas que se producen en las diferentes unidades de
INTRODUCCION AL PROYECTO DE PLANTAS ..• Filtros · banda
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Tanques de aireaci6n
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Flujo del agua ··final·· , residual-- Tanques :f." Purga de fango----de.. ! L Fango de retorno--- clorac10n · ·
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Rfo Housatonic
FIGURA 5-11 lmplantaci6n y vista aerea 'de Ia planta de tratamiento de agua residual de Housatonic, CT. (Caudal medio de proyecto = 30.000 m3/dfa.)
1----,/1-t>-: .::. i .I, - - Agua residual - - - Retorno de fangos activados
' \:..!
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sedimentaci6n secundaria
FIGURA 5-12 lmplantaci6n y vista aerea de Ia planta de tratamiento de agua residual de Leominster, MA. (Caudal medio de proyecto = 34.000 m3/dfa.)
INTRODUCCION AL PROYECTO DE PLANTAS
215
FIGURA 5-13 lmplantaci6n y vista aerea de Ia planta de tratamiento de agua residual de Blue Plains, Washington, DC. (Caudal medio de proyecto = 110.000 m3/dfa.)
216
INGENIERIA DE AGUAS RESIDUALES
TABLA 5-14
Valores tfpicos de Ia perdida de carga en las diferentes unidades de tratamiento a
Unidad de tratamiento
Intervalo de perdida de carga, m
Reja de barras
0,15-0,30
Desarenador Aireado De velocidad controlada
0,45-1,20 0,45-0,90
Sedimentaci6n primaria
0,45-0,90
Tanque de aireaci6n
0,20-0,60
Filtro percolador Baja carga Alta carga, medio petreo Alta carga, medio sintetico
3,00-6,00 1,80-4,80 4,80-12,0
Sedimentaci6n secundaria
0,45-0,90
Filtraci6n
3,00-4,80
Adsorci6n sobre carb6n
3,00-6,00
Tanque de cloraci6n
0,20-1,80
" Adnptado purcialmente de In bibliograffa [10, 17].
tratamiento. En el disefio hidn1ulico de la planta, es necesario prestar especial atenci6n a (1) que la partici6n de caudal entre llneas proporcione los mismos caudales para todas elias, (2) posibilitar el bypasado del tratamiento secundario para condiciones de caudales punta extremas con objeto de evitar perdidas de la biomasa, y (3) minimizar el n(nnero de cambios en la direcci6n de flujo del agua residual en conducciones y canales. Las llneas piezometricas se calculan por tres razones basicas: (1) asegurar que el gradiente hidraulico es el adecuado para el flujo por gravedad del agua residual en las diferentes unidades de tratamiento; (2) establecer las alturas manometricas de los equipos de bombeo en los casos en los que sean necesarias, y (3) asegurar que no se inunden o se produzcan retornos de flujos en las instalaciones de la planta en condiciones de caudales punta extremas. En la Figura 5-14 se ilustra la lfnea piezometrica correspondiente al diagrama de flujo de la Figura 5-10. En la elaboraci6n de la llnea piezometrica es habitual distorsionar las escalas verticales y horizontales para representar las instalaciones ffsicas. El calculo de la lfnea piezometrica comporta la determinaci6n de las perdidas de carga que se producen al circular el agua residual por cada uno de los elementos ffsicos contemplados en el diagrama de flujo. Los procedimientos
Unea piezomtltrica para un caudal de 0,5 rri'/s ------------------------------.J17,0
FIGURA 5-14
Lfnea piezometrica de Ia planta ilustrada en Ia Figura 6-8 (S.A. = Superficie del agua).
especfficos de calculo estan sujetos a variaciones en funci6n de las condiciones locales particulares aplicables a cada caso. Por ejemplo, si la secci6n de control es una condici6n de vertido aguas abajo del proceso, algunos proyectistas suelen realizar el calculo a la inversa empezando desde la secci6n de control, mientras que otros prefieren empezar siempre en la cabecera de la planta o desde el punto medio del proceso, ajustando las alturas al final del proceso de calculo. El uso de modelos matematicos y de ordenadores digitales permite el analisis de muchas posibilidades de condiciones hidraulicas. Para mayor informaci6n acerca de las perdidas de carga en plantas de tratamiento, consultese la bibliograffa incluida al final de este capftulo [10].
218
5.6
INGENIERIA DE AGUAS RESIDUALES
TEMAS DE DEBATE Y PROBLEMAS
5-l. Calcular las cargas horarias de DBO y representar un gnifico de cargas contaminantes a partir de los datos contenidos en Ia Figura 5-2. t,A que hora se presenta Ia carga maxima? {, Y Ia mfnima? t,Cuales son los factores que relacionan Ia carga maxima y mfnima con las cargas contaminantes medias? 5-2. En Ia siguiente figura se presentan las variaciones de caudal y de DBO con el tiempo. Calcular el valor medio de Ia DBO y el valor medio proporcional al caudal. 400
7.600
300
5.700 "0
~
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0 llJ
200
3.800
~::l
u"'
Cl
100
• 1.900
0
24°
1iempo, horas
5-3. {,Que explicaci6n puede ofrecer para las curvas de trazador mostradas en Ia figura, obtenidas para el mismo tanque de cloraci6n con flujo en pist6n?
J\
1iempo
1iempo
5-4. En Ia actualidad, una industria vierte 20.020 kg de DB0 5 y 15.015 kg de SS cada dfa. Si se emplean los factores de aportaci6n unitaria a Ia contaminaci6n que se dan en Ia Tabla 5-4 para aguas residuales domesticas con restos de cocina, detenninar la poblaci6n equivalente a cada parametro del vertido industrial. (Nota: Muchas ciudades establecen los canones para el tratamiento de las aguas residuales industriales en funci6n de Ia equivalencia en poblaci6n). 5-5. A partir de los datos de Ia Figura 5-4, obtener una curva de los factores que relacionan las cargas puntas sostenidas de DBO y Ia media como Ia de Ia Figura 5-6. Obtener la curva para un periodo de 24 meses empleando perfodos de tiempo de un mes. 5-6. Haga una visita a Ia planta de tratamiento de su poblaci6n e identifique los tipos de reactores o combinaciones de reactores que se emplean. Describa el tipo de regimen de flujo que se emplean en el reactor del tratamiento secundario. t,Que otros regfmenes de flujo podrfan adoptarse con resultados eficientes? Justifique su respuesta.
INTRODUCCION AL PROYECTO DE PLANTAS
219
5-7. Suponiendo una cinetica de eliminaci6n de primer orden, demuestre que Ia mayor eficacia en el tratamiento en una serie de reactores de mezcla completa conectados en serie se obtiene cuando todos los reactores son del mismo tamafio. 5-8. Determinar el numero de tanques de cloraci6n de mezcla completa, con tiempos de detenci6n de 30 minutos cada uno, que serfa necesario conectar en serie para reducir Ia poblaci6n bacteriana de un agua contaminada de 106 organismos/ml a 14,5 organismos/ml si Ia constante de reacci6n de primer orden es de 6,1 h- 1• Si se empleara un tanque de cloraci6n de flujo en pist6n con el mismo tiempo de detenci6n que Ia serie de tanques de mezcla completa, l,Cm11 serfa Ia poblaci6n bacteriana despues del tratamiento? 5-9. Obtenga el diagrama de flujo de procesos de Ia planta de tratamiento de su comunidad. Comparf1lo a! diagrama de Ia Figura 5-10. Comparelo, en cuanto a complejidad, con los diagramas que se muestran en el Capftulo 11. 5-10. AI tiempo que obtiene el diagrama de flujo de procesos de Ia planta de su comunidad, obtenga, si es posible, una copia de Ia lfnea piezometrica. Comparelo con el perfil de Ia Figura 5-14. 5-11. Obtenga, si es posible, una copia de los criterios basicos de proyecto de Ia planta de tratamiento de su comunidad. Identifique los factores de caudal y de carga contaminantes crfticos para cada una de las operaciones y procesos unitarios. 5-12. Calcular Ia lfnea piezometrica de Ia parte de Ia planta de tratamiento de agua residual de Ia figura para los caudales medio y punta. Sup6ngase que el fango de retorno se alimenta directamente a! tanque de aireaci6n, que el vertedero de los decantadores primario y secundario es en V a 90°, y que el del tanque de aireaci6n es de tipo Francis con contracciones en ambos extremos. El resto de datos pertinentes son:
= 3.800 m 3/d + 100%
recirculaci6n de fangos Qpuntn = 7.600 m /d + 50% recirculaci6n de fangos Espaciado entre vertederos en V = 0,6 m Ancliura del vertedero del tanque de aireaci6n = 1,35 m Qmcd
3
521
Vertedero 5~
Vertedero 518,26
518
-
518,00_
E
_...
"'
0"'
u
46,50m 516,00 515
Diametro 15m
513,90 512 Tuberfa de 50 em 38m Tanque de sedimentaci6n primario
Tanque de
Tanque de clarificaci6n
aireaci6n
secundario
220
INGENIERIA DE AGUAS RESIDUALES
A partir de la literatura tecnica, hacer una tabla resumen, similar a !a Tabla 5-1, en !a que se especifiquen los factores de aplicaci6n que se emplean en el diseiio de las unidades de proceso de una planta de tratamiento. Incluyase informaci6n de a! menos tres referencias, y citense las fuentes. Si el diseiio de elementos de uso comun se aborda empleando metodos diferentes en los diferentes textos bibliograficos, describa emil de ellos adoptarfa usted y por que. 5-14. Si !a comunidad del Ejemplo 5-1 tiene previsto aiiadir las siguientes instalaciones a la industria existente, l,Cmiles seran los caudales futuros medio, punta y mfnimo? Emplear los datos de caudales tfpicos de !a Tabla 2-10. 5-13.
Obtenga una curva de la carga sostenida de s6lidos en suspensi6n para una planta de tratamiento con un caudal de proyecto de 1 m 3 js. Sup6ngase que !a concentraci6n media de SS a largo plazo es de 220 mg/1. Emplear los factores de punta de los SS que se dan en la Figura 5-6b.
5.7 REFERENCIAS BIBLIOGRAFICAS 1. CITY OF MODESTO, CA.: Annual Operating Data for Sewage Treatment Plant, 1970-1972. 2. DENBIGH, K. G., y TURNER, J. C. R.: Cheminal Reactor Theory 2." ed., Cambridge, Nueva York, 1965. 3. FEDERAL REGISTER: «Amendment to the Secondary Treatment Regulations: Percent Removal Requirements During Dry Weather Periods for Treatment Works Served by Combined Sewers>>, 40 CFR Parte 133, 27 de enero de 1989. 4. HANNAH, S. A.; AUSTERN, B. M.; ERALPH, A. E., y WISE, R. H.: <>, Joumal WPCF, vol. 58, num. 1, 1986. 5. KAFAROU, V.: Cybemetic Methods in Chemistry and Chemical Engineering. MIR Publishers, Moscow, 1976. 6. LEVENSPIEL, 0.: Chemical Reaction Engineering, 2." ed., Wiley, Nueva York, 1972. 7. METCALF & EDDY, Inc.: Wastewater Engineering: Collection and Pumping of Wastewater, McGraw-Hill, Nueva York, 1981. 8. METROPOLITAN SANITARY DISTRICT OF GREATER CHICAGO: Annual Operating Data for Calumet Sewage Treatment Works, Chicago, 1969-1973. 9. Nnw, S. E.; SCHROEDER, E. D., y SAMANIEGO, F. J.: <>, Joumal WPCF, vol. 51, num. 12, 1979. 10. QASIM, S. R.: Wastewater Treatment Plants: Planning, Design, and Operation, Holt, Rinehart and Winston, 1985. 11. TECHNICAL ADVISORY BOARD OF THE NEW ENGLAND INTERSTATE WATER POLLUTION CONTROL COMMISSION: Guides for the Design of Wastewater Treatment Works, 1980. 12. U.S. ENVIRONMENTAL PROTECTION AGENCY: Process Design Manual for Upgrading Wastewater Treatment Plants, 1974. 13. WATER POLLUTION CONTROL FEDERATION: Nutrient Control, Manual of Practice FD-7, 1983. 14. WATER POLLUTION CONTROL FEDERATION: Wastewater Treatment Plant Design, Manual of Practice, num. 8, 1977. 15. WATER POLLUTION CONTROL FEDERATION: Activated Sludge, Manual of Practice OM-9, 1987. 16. WATER POLLUTION CONTROL FEDERATION: 0 & M of Trickling Filters, RBCs, and Related Process, Manual of Practice OM-10, 1988. 17. WATER POLLUTION CONTROL FEDERATION: Wastewater Treatment Plant Design, Manual of Practice, num. 8, Preliminary Draft, 1988.
CAPITULO
Operaciones fisicas unitarias
Las operaciones llevadas a cabo en el tratamiento de las aguas residuales, en las que los cambios en las caracterfsticas y propiedades del agua se realizan mediante la aplicacidn de las fuerzas ffsicas, se conocen como operaciones ffsicas unitarias. Dado que el origen de estas operaciones se halla en la observaci6n directa de fen6menos que se daban en la naturaleza, constituyen los primeros metodos de tratamiento empleados por el hombre. Hoy en dfa, las operaciones ffsicas unitarias constituyen la base de la mayorfa de los diagramas de flujo de procesos. En la Figura 6-1 se muestran las operaciones ffsicas unitarias que suelen utilizarse en un diagrama de flujo de procesos tfpico correspondiente al tratamiento del agua residual. Las operaciones ffsicas unitarias mas comunmente empleadas en el tratamiento del agua residual incluyen: (1) medici6n de caudales; (2) desbaste; (3) dilaceraci6n; (4) homogeneizaci6n de caudales; (5) mezclado; (6) sedimentaci6n; (7) sedimentaci6n acelerada; (8) flotaci6n; (9) filtraci6n; (10) transferencia de gases, y (11) volatilizaci6n y arrastre de gases. En la Tabla 6-1 se resumen las principales aplicaciones de cada una de ellas. Con excepci6n de la dilaceraci6n, que se estudia en el Capitulo 9, el resto de las operaciones ffsicas unitarias se analizan en apartados ·separados dentro de este capftulo. No se incluye la descripci6n de los dilaceradores puesto que constituyen una unidad completa en sf misma, tal como la suministra el fabricante, lo cual hace imposible realizar un analisis te6rico detallado. El microtamizado, operaci6n unitaria que, en ocasiones, se emplea para la eliminaci6n de s6lidos en suspensi6n de pequeno tamafio, se analiza brevemente en el Capftulo 11. Las operaciones unitarias relacionadas con el tratamiento de fangos se tratan, separadamente, en el Capftulo 12. 221
1\) 1\) 1\)
Opcional
r-------, Homogeneizaci6n ...}- del caudal ./ i en derivaci6n
A las instalaciones de tratamiento de fango {Ver Cap. 12)
c en ::n m en 5 c )>
)>
/
/ empleadas, unicamente, en circunstancias especiales
L ____ .J
FIGURA 6-1
Situaci6n de las operaciones flsicas unitarias en el diagrama de flujo de una planta de tratamiento de agua residual.
OPERACIONES FISICAS UNITARIAS
223
TABLA 6-1
Aplicaciones de las operaciones ffsicas unitarias en el tratamiento de aguas residuales Vease Secci6n
Operacion
Aplicaci6n
Medici6n del caudal
Control y seguimiento de procesos, informes de descm·gas
6-1
Des baste
Eliminaci6n de s6lidos gruesos y sedimentables por intercepci6n (retenci6n en superficie)
6-2
Dilaceraci6n
Trituraci6n de s6lidos gruesos hasta conseguir un tamafio mas o menos uniforme
9-2
Homogeneizaci6n del caudal
Homogeneizaci6n del caudal y de las cm·gas de DBO y de s6lidos en suspensi6n
6-3
Mezclado
Mezclado de productos qufmicos y gases con el agua residual, mantenimiento de los s6lidos en suspensi6n
6-4
Floculaci6n
Provoca la agregaci6n de pequefias partfculas aumentando el tamafio de las mismas, para mejorar su eliminaci6n por sedimentaci6n por gravedad
6-5
Sedimentaci6n
Eliminaci6n de s6lidos sedimentables y espesado de fangos
6-6
Flotaci6n
Eliminaci6n de s6lidos en suspensi6n finamente divididos y de partfculas con densidades cercanas a Ia del agua. Tambien espesa los fangos biol6gicos
6-7
Filtraci6n
Eliminaci6n de los s6lidos en suspensi6n residuales presentes despues del tratamiento qufmico o biol6gico
6-8
Microtamizado
Mismas funciones que la filtraci6n. Tambien Ia eliminaci6n de las algas de los efluentes de las Iagunas de estabilizaci6n
11-4
Transferencia de gases
Adici6n y eliminaci6n de gases
6-9
Volatilizaci6n y arrastre de gases
Emisi6n de compuestos organicos volatiles y semivolatiles del agua residual
6-10
En el presente capftulo se describen las operaciones unitarias y se analizan los principios basicos del funcionamiento de cada una de elias. La aplicaci6n pn'ictica de estas operaciones en el proyecto de instalaciones de tratamiento se detalla en los Capftulos 9 y 10. En los Capftulos 7 y 8, relativos a los procesos qufmicos y biol6gicos unitarios, se sigue el mismo esquema.
224
INGENIERIA DE AGUAS RESIDUALES
6.1
MEDIC/ON DE CAUDALES
Un aspecto crftico en la eficacia de explotaci6n de una planta modema de tratamiento de aguas residuales es la COlTecta selecci6n, uso y mantenimiento de los aparatos de medici6n del caudal. Un sistema completo de medici6n del caudal consta de dos elementos: (1) un sensor o detector, y (2) un dispositivo convertidor. El sensor o el detector se exponen o se ven afectados por el flujo, mientras que el convertidor es el dispositivo que traduce la seflal, o la lectura, desde el sensor hasta el elemento en el que se registran, o se leen las mediciones. Debido a Ia importancia de Ia medici6n del caudal, esta secci6n esta dedicada a repasar los tipos de sensores o detectores disponibles para Ia medici6n de los caudales, asf como ala descripci6n de los criterios importantes a observar en Ia elecci6n del tipo de aparato a emplear y de los aspectos relacionados con el mantenimiento del mismo. Comoquiera que los avances en materia de medidores de caudal electr6nicos se producen con gran rapidez, es conveniente obtener de los fabricantes informaci6n actualizada sobre los ultimos avances en el campo de los convertidores.
Tipos de aparatos de medici6n de caudales y su aplicaci6n Existe cierto numero de aparatos disponibles para la medici6n de los caudales tanto en canales como en conducciones a presi6n. En los siguientes apartados, s6Io se consideran los aspectos relacionados con el tipo de sensor empleado. En la Tabla 6-2 se exponen los principales tipos de sensores o detectores empleados para Ia medici6n de los caudales en las diferentes lfneas de flujo de una planta de tratamiento de aguas residuales. Flujo en lamina libre. En canales abiertos, o en conducciones parcialmente llenas, la determinaci6n del caudal se lleva a cabo midiendo Ia perdida de carga generada por la introducci6n de una obstrucci6n en la conducci6n, tal como un estrangulamiento o una placa vertedero, o por medida de la secci6n mojada y de la velocidad de flujo asociada. Posiblemente, el dispositivo mas utilizado para la medici6n del caudal de agua residual sea el aforador Parshall. Conducciones en carga. Para la medici6n de los caudales en conducciones en carga las tres tecnicas mas empleadas son: (1) introducci6n de una obstrucci6n para crear una perdida de carga o diferencial de presi6n; (2) medici6n de los efectos que provoca el fluido en movimiento (p.e. cambios de momento, transmisi6n de ondas de sonido, inversi6n de campos magneticos), y (3) medici6n de unidades incrementales de volumen del fluido. Los diferenciales de presi6n que pueden traducirse en lecturas del caudal se consiguen mediante elementos tales como los tubos de flujo, orificios, tubos de pitot, rotametros y venturis. En el segundo grupo se incluyen aparatos de medici6n de propieda-
OPERACIONES FISICAS UNITARIAS
225
TABLA 6-2
Aplicaci6n de los aparatos de medida de caudal en las instalaciones de tratamiento de aguas residuales a Aplicaci6n
Aparato de medida
Caua/es, flujo e11 /amiua fibre Carga/Area Canal de aforador Vertedero Otros Magnctico (insertado) Carga-Velocidad Couduccioues cerradas Carga/Presi6n Tubo de flujo Orilicio Tubo de Pilot Rotametro Venturi Efectos del fluido en movimiento Magnctico (tubo) Magnctico (insertado) Cat6dico Ultras6nico (doppler) Ultras6nico (transmisi6n) Difusor de v6rtice Desplazamiento posi tivo Helice Turbina " " ' "
Agua residual bruta
Eflueute Efluente prima rio secunda rio
../
../
Fmigo Fango Fango de primario retorno espesado
Agua Liquido del mezcla proceso
../
../ ../
../ ../
v"
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../
../
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../
../
../
../
../ ../
../
../
Basado en Ia practica industrial y Ia buena practica de ingenierfa. Se recomienda Ia limpieza con agua a presi6n o que las conexiones de diafragma sean selladas. No se recomienda el uso con sistemas de bombas de pist6n dispuestas en lfnea. Contenido de s6lidos inferior al 4 por 100.
des magneticas, ultras6nicas, y dispositivos de v6rtice. En el tercer grupo se incluyen los medidores de turbina o de helice, en los que se puede establecer una relaci6n entre la velocidad de rotaci6n de un sensor y la velocidad y caudal del fluido circulante.
Criterios de selecci6n de los aparatos de medici6n Los principales factores que hay que tener en cuenta en la elecci6n de un aparato de medici6n de caudales son el tipo de aplicaci6n, el dimensionamiento correcto, la composici6n del fluido, la precisi6n, las perdidas de carga que produce, las necesidades de instalaci6n, el entorno en el que debe funcionar, y la facilidad de mantenimiento. En la Tabla 6-3 se proporcionan detalles adicionales sabre estos criterios de selecci6n.
226
INGENIERIA DE AGUAS RESIDUALES
TABLA 6-3 Criterios habituales empleados para Ia elecci6n de los aparatos de medida de caudal
Criterio
Consideraciones
Aplicaci6n Dimensionamiento
l,El aparato esta indicado para conducciones abiertas o cerradas? l,El aparato es el adecuado para el intervalo de caudales a medir? l,Se mantienen velocidades de flujo adecuadas? l,Es compatible el aparato con el fluido a controlar? l,Es compatible el aparato con el contenido en s6lidos del fluido? l, Tiene el a para to una abertura libre suficiente para el fluido a medir? Asegurar que los componentes sumergibles del aparato no puedan reaccionar con el lfquido. Consistencia de la precisi6n y repetibilidad del aparato con la aplicaci6n prevista. Consistencia de la precisi6n del aparato con la precisi6n global del sistema. l,Se han considerado los posibles efectos de las condiciones ambientales sobre la precisi6n del aparato? l,Es aceptable la perdida de carga que se produce en el caudalfmetro dentro de la lfnea piezometrica del proceso? l,Existe suficiente longitud recta de tuberfa o de canal antes del aparato de medici6n? Correcta ubicaci6n del aparato en relaci6n con las valvulas y los grupos de bombeo. Accesibilidad,para el servicio y mantenimiento. Existencia de conducciones de bypass y de dispositivos de desconexi6n rapida. Los equipos asociadas al aparato de medici6n, (,SOn los adecuados para evitar el peligro de explosi6n en la aplicaci6n prevista? En los casos en que resulta necesario, asegurar que los equipos son resistentes la humedad y a la corrosi6n por gases. l,Se ha considerado la variaci6n de las temperaturas de funcionamiento a la hora de seleccionar los equipos? Los aparatos deben contar con elementos para su limpieza y para la de las conducciones asociadas a ellos.
Composici6n del fluido
Precisi6n y repetibilidad
Perdida de carga Necesidades de instalaci6n
Entorno operativo
Necesidades y provisiones para el mantenimiento
A pesar de que todos los criterios que aparecen en Ia Tabla 6-3 son importantes, Ia precisi6n y repetibilidad de las lecturas constituyen factores crfticos, especialmente en los casos en los que las lecturas del aparato de medici6n se empleen para el control de los procesos. La precisi6n de un
227
OPERACIONES FISICAS UNITARIAS
TABLA 6·4 Caracterfsticas de los aparatos de medida de caudal empleados en el tratamiento de las aguas residuales a
Aparato de medicion
Canales, jlujo en lamina fibre.· Carga/Area Canal de aforo Vertedero Otros Magnetico (insertado) Carga-Velocidad Conducciones cerradas Carga/Presi6n Tubo de flujo Orificio Tubo de Pitot Rotametro Venturi Efectos del fluido en movimiento Magnetico (tubo) Magnetico (insertado) Cat6dico Ultras6nico (doppler) Ultras6nico (transmisi6n) Difusor de v6rtice Desplazamiento positivo Helice Turbina
Longitud de conduccion recta aguas arriba, en diametros
lntervalo b
Precision h, porcentaje del caudal
Porcentaje de repetibilidad b
10:1-75:1 c 500:1
±5-lOd ±5
±0,5 ±0,5S
10:1
± l-2c
4:1 4:1 3:1 10:1 4:1
±0,3 ±1 ±3 0,5-10 ±1
±0,5 ±1 ±lg lg ±0,5
4-lor ±5g lOS 5S 4-lor
10:1 10:1 10:1 10:1 10:1 15:1
± l-2c ± l-2c ±5 ±3 ±2 ±1
±0,5 ±0,5 1r ±1 ±1 ±0,5
5 5 20 7-10 7-10
10:1 10:1
±2 ±0,25
±0,5 ±0,05
5 10 h
10
" Basado en Ia experiencia industrial y en Ia buena pnictica de Ia ingenierfa. Basado en el elemento primario y en el dispositive de conversi6n primario. c Depende del tipo de aforador. " Aforadores Parshall ±5 %, Aforador Palmer-Bowlus ± 10%. • De todo el intervale de caudales medibles. r pepende del tipo de obstrucci6n que modifica el flujo. • Estimado. h Suponiendo que el flujo es rectilfneo (en caso contrario, de 25 a 30 veces el diametro de Ia tuberfa). h
aparato suele expresarse como porcentaje, positivo o negative, respecto del caudal maximo o del caudal actual. Por ello, la precisi6n de un elemento debe evaluarse en el contexto de la precisi6n del sistema global. El sistema conjunto no puede ser mas preciso (y suele serlo menos) que el menos preciso de los elementos que lo integran. Es mas, puesto que la precisi6n de algunos medidores depende de la temperatura ambiente, el voltaje de la red, las interferencias electr6nicas y de la humedad, tambien es conveniente tener en cuenta estos
228
INGENIERIA DE AGUAS RESIDUALES
factores a la hora de elegir el tipo de medidor. En la Tabla 6-4 se proporcionan estimaciones de los rangos de precisi6n de los aparatos de medici6n que se usan en las plantas de tratamiento de aguas residuales. En muchas de las aplicaciones que se hacen de los medidores de caudal en las plantas de tratamiento, la repetibilidad (obtenci6n de la misma medida cada vez) suele ser mas importante que la precisi6n. Por ejemplo, cuando se divide el caudal entre diversas unidades de proceso, no es tan importante el caudal circulante como la repetibilidad de su medici6n. La repetibilidad de los aparatos de medici6n antes citados tambien se incluye en la Tabla 6-4.
Mantenimiento de los aparatos de medici6n de caudal Para asegurar la fiabilidad del funcionamiento de los aparatos de medici6n es esencial que la limpieza, mantenimiento y calibrado de los mismos sea correcta, asf como la elaboraci6n de registros de datos. Es conveniente adoptar medidas que faciliten la limpieza del medidor y de las conducciones mediante conexiones de agua de limpieza o con varillas. En el caso de que se apliquen a la medici6n de caudales de fangos, donde las mediciones se realizan de manera intermitente, se debe disponer de la posibilidad de limpiar a presi6n el aparato y las conducciones asociadas y llenarlas de nuevo con agua limpia. En el caso de caudalfmetros magneticos, existen electrodos autolimpiantes cuyo funcionamiento es a base de ondas ultras6nicas de alta frecuencia o de la temperatura. Los medidores de caudal se deben calibrar in situ para verificar que se cumplen las especificaciones tecnicas y para disponer de datos de base que permitan el seguimiento en el tiempo y el calibrado peri6dico del aparato por razones de mantenimiento. Los aparatos de medici6n deberfan ser calibrados peri6dicamente por el fabricante para asegurar su correcto funcionamiento. Junto con el mantenimiento y calibrado del aparato, la elaboraci6n de un registro de datos tambien es un componente esencial del mantenimiento. Ademas de los datos de calibraci6n iniciales, debe guardarse informaci6n y datos de la explotaci6n y de las operaciones de mantenimiento llevadas a cabo con cada aparato. Ello permite corregir los errores de medici6n antes de que se conviertan en un problema.
6.2 DESBASTE La primera operaci6n unitaria que tiene lugar en las plantas de tratamiento es la operaci6n de desbaste. Una rejilla es un elemento con aberturas, generalmente de tamafio uniforme, que se utiliza para retener los s61idos gruesos existentes en el agua residual.
Descripci6n Los elementos separadores pueden estar constituidos por barras, alambres o varillas paralelas, rejillas, telas metalicas o placas perforadas, y las aberturas pue~en ser de cualquier forma, aunque normalmente suelen ser ranuras rectan-
TABLA 6-5 Descripci6n de los dispositivos de desbaste empleados en el tratamiento de las aguas residuales
Superficie de desbaste Tipo de dispositivo
Clasificaci6n por tamaiio
Intervalo de paso, Cill 3
Material
Aplicaci6n
Vease Figura
Reja de barras
Grueso
1,5-3,75
Acero, acero inoxidabh~
Pretratamiento
6-2
Tamices: Inclinado (fijo)
Medio
0,025-0,25
Tratamiento primario
6-3a
Inclinado (giratorio)
Grueso
O,Q75 X 0,225 X 5,0
Tambor (giratorio)
Grueso
0,25-0,50
Medio
0,025-0,25
Fino
6-35 micras
:Malia de cuiia de acero inoxidable Placas de bronce o de cobre pulido Malia de cuiia de acero inoxidable Malia de cuiia de acero inoxidable Malias de poliester y de acero inoxidable
Disco giratorio Centrifuge
a
Excepto indicaciones expresas.
Medio Fino Fino
0,025-0,1 0,0025-0,05 0,005-0,05
Acero inoxidable Acero inoxidable Acero inoxidable, poliester y diversos tipos de telas
Pretratamiento 0 m
Pretra tamien to
iJ
::JJ
Tratamiento primario
6-3b
):>
0
6 z
Eliminacion de solidos en suspension residuales secundarios Tratamiento primario Tratamiento primario. Tratamiento primario, tratamiento secundario con tanque de sedimentacion, y eliminacion de solidos en suspension residuales secundarios
m
(f)
11
Ci5
0):>
(f)
6-3c 6-3d
c
z
~ ::JJ
~
,I\) 1\)
CD
230
INGENIERIA DE AGUAS RESIDUALES
FIGURA 6-2 Rejas autolimpiantes tfpicas empleadas en el tratamiento del agua residual (Franklin Miller).
Costa do doscarga
de los residues
S61idos
(a}
(b)
Temlz do disco giratorio
Pnnolos de dlstrlbucl6n del egua bruta
Temlz de malla de alambre do acoro ln6xldable
Salida de residues
Aliviadero
Peneles do tamicos oxtralbles
Doscarga do ofluonto Doscarga de concentrado
(c)
Coloctor dol concentrado
Co lector de efluente
(d)
FIGURA 6-3 Elementos de desbaste y tamizado tfpicos empleados en el tratamiento de las aguas residuales: (a) tamiz inclinado estatico autolimpiante (se ilustra sin Ia cubierta), (b) tamiz de tambor rotatorio, (c) tamiz de disco giratorio, y (d) tamiz·centrffugo.
OPERACIONES FISICAS UNITARIAS
231
gulares u orificios circulares. Los elementos formados por varillas o barras paralelas reciben el nombre de rejas de barrotes. El termino. tamiz se circunscribe al uso de placas perforadas y mallas metalicas de secci6n cuneiforme. La funci6n que desempefian las rejas y tamices se conoce con el nombre de desbaste, y el material separado en esta operaci6n recibe el nombre de basuras o residuos de des baste. Segun el metodo de limpieza que se emplee, los tamices y rejas pueden ser de limpieza manual o automatica. Genei'almente, las rejas tienen aberturas (separaci6n entre las barras) superiores a 15 mm, mientras que los tamices tienen orificios de tamafio inferior a este valor. Los elementos de uso mas frecuente para las operaciones de desbaste son los que aparecen en la Tabla 6-5, cuya ilustraci6n es el contenido de las Figuras 6-2 y 6-3. Rejas. En los procesos de tratamiento del agua residual, las rejas se utilizan para proteger bombas, valvulas, conducciones y otros elementos contra los posibles dafios y obturaciones provocados por la presencia de trapos y de objetos de gran tamafio. Las plantas de tratamiento de aguas industriales pueden no precisar la instalaci6n de rejas, dependiendo de las caracterfsticas de los residuos. En la Figura 6-2 se ilustra un ejemplo de reja tfpica empleada en las plantas de tratamiento.
Los primeros tamices eran de disco inclinado o de tambor, y se empleaban como medio para proporcionar tratamiento primario, en lugar de tanques de sedimentaci6n. El mecanismo de separaci6n consistfa en placas de bronce o de cobre con ranuras fresadas. Desde principios de los afios setenta, el interes por el uso de todo tipo de tamices en el campo del tratamiento de las aguas residuales ha experimentado un considerable aumento. Su campo de aplicaci6n se extiende desde el tratamiento primario hasta la eliminaci6n de los s6lidos en suspensi6n residuales de los efluentes procedentes de los procesos de tratamiento biol6gicos. Este renovado interes ha surgido, en gran medida, como consecuencia de la mejora en los materiales yen los dispositivos disponibles para el tamizado, ademas de la continua investigaci6n realizada en este campo. Los tipos principales de tamices que se emplean en el tratamiento de las aguas residuales se ilustran en la Figura 6-3. El tamiz de disco giratorio que se ilustra en la Figura 6-3c tambien se ha empleado como alternativa a la sedimentaci6n primaria [20]. En el Capftulo 9 se analiza con mayor detalle el uso de los dispositivos de desbaste. Tamices.
Anal isis El proceso de analisis asociado al uso de elementos de desbaste supone la determinaci6n de las perdidas de carga que se producen al circular el agua residual a traves de ellos. Debido a que el metodo de estudio es diferente para las rejas que para los tamices, los estudiaremos por separado. Rejas. Las perdidas de carga que se producen al circular el agua a traves de las rejas dependen de la velocidad de aproximaci6n del agua y de la velocidad
232
INGENIERIA DE AGUAS RESIDUALES
de circulaci6n a traves del elemento. La perdida de carga puede estimarse empleando la siguiente expresi6n:
_ 1 (V 2 hi- 0 7 2
-
'
v
2 )
(6.1)
g
en la que h1 = perdida de carga, en metros. 0,7 = coeficiente empfrico que incluye los efectos de la turbulencia y de las perdidas por formaci6n de remolinos. V = velocidad de circulaci6n entre las barras de la reja, m/s. v = velocidad de aproximaci6n a la reja, m/s. g = aceleraci6n de la gravedad, m/s 2 • Las perdidas de carga producidas que se obtienen mediante esta ecuaci6n s6lo son aplicables en el caso de que las rejas esten limpias. La obstrucci6n y obturaci6n de las rejas incrementa las perdidas de carga. Tamices de malla tina. Las perdidas de carga en la circulaci6n de agua limpia a traves de los diversos tamices puede obtenerse a partir de las tablas de datos que proporciona el fabricante, o se puede estimar a partir de la conocida f6rmula del orihcio: hl
en la que
1
(Q)2
= C(2g) A
(6.2)
h1 = perdida de carga, en metros. C = coeficiente adimensional de descarga del tamiz. g = aceleraci6n de la gravedad, m/s 2 • Q =caudal que atraviesa el tamiz, m 3 js. A = superficie efectiva sumergida del tamiz, m 2 •
Los valores de A y de C dependen de diversos factores de forma y de disefio del tamiz, como el tamafio y fresado de las ranuras, el diametro y densidad de las mallas y, especialmente, del porcentaje de superficie libre, que debe determinarse experimentalmente. El valor tfpico de C para un tamiz limpio es 0,60. La perdida de carga a traves de un tamiz limpio es practicamente despreciable. Lo importante es determinar la perdida de carga durante el funcionamiento, que depende de la cantidad y tamafio de los s61idos presentes en el agua residual, del tamafio de las aberturas, y del metodo y frecuencia de las operaciones de limpieza.
6.3 HOMOGENEIZACION DE CAUDALES En los Capftulos 2 y 3 se han analizado las variaciones tanto del caudal de agua residual como de su concentraci6n observadas en casi todas las instalaciones de tratamiento de aguas residuales. La homogeneizaci6n del caudal es
233
OPERACIONES FISICAS UNITARIAS
una medida que se emplea para superar los problemas de explotaci6n que estas variaciones provocan en las instalaciones, y para mejorar la efectividad de los procesos de tratamiento situados aguas abajo.
Descripci6n La homogeneizaci6n consiste, simplemente, en amortiguar por laminaci6n las variaciones de caudal, con el objeto de conseguir un caudal constante o casi constante. Esta tecnica puede aplicarse en situaciones diversas, dependiendo de las caracterfsticas de la red de alcantarillado. Las principales aplicaciones estan concebidas para la homogeneizaci6n de [23]: Caudales en tiempo seco. Caudales procedentes de redes de alcantarillado separativas en epocas lluviosas. Caudales procedentes de redes de alcantarillado unitarias, combinaci6n de aguas pluviales y aguas residuales sanitarias.
1. 2.
3.
:;;u~~ :::
0. :i
Medidor de flujo y dispositive
Agitador
Rajas. de .. b a:r.ras. y/o d1laceradpr ·:
1
•. liempo. rc;:······-·····•
i
:
·
----toi· .. ·' : :-:oesarenado' !, ·..'
·
Agua residual bruta
r:·
[·
~,: Tanque
r.
<
de control
"'
--·11 '
de
iJ\ . . . liempo
\
~.
~c :::
u
·
pnmano ::, ·.
hgrn'?geneiza~~
jEfluente
lTrat~mle.nto- Tratamiento ~ secundario.
Estaci6n de bombeo a caudal constants
(a)
Rejas de barras y/o dilacerador Agua .. '\ residual bruta[ '''
-----~:.·
Estaci6n de bombeo a caudal constants
{b)
FIGURA 6-4
Diagramas de flujo tfpicos de una planta de tratamiento de aguas residuales incorporando homogeneizaci6n del caudal (Adaptado de Ia Ref. [17]): (a) homogeneizaci6n en lfnea, (b) homogeneizaci6n en derivaci6n.
234
INGENIERIA DE AGUAS RESIDUALES
La aplicaci6n de la homogeneizaci6n de caudales en el tratamiento del agua residual se ilustra en los dos diagramas de flujo de la Figura 6-4. En la disposici6n que recibe el nombre de «en lfnea» (Fig. 6-4a), la totalidad del caudal pasa por el tanque de homogeneizaci6n. Este sistema permite reducir las concentracimws de los diferentes constituyentes y amortiguar los caudales de forma considerable. En la disposici6n «en derivaci6n» (Fig. 6-4b), s61o se hace pasar por el tanque de homogeneizaci6n el caudal que excede un limite prefijado. Aunque con este segundo sistema se minimizan las necesidades de bombeo, la reducci6n de la concentraci6n de los diferentes constituyentes no es tan alta como con el primero. Las principales ventajas que produce la homogeneizaci6n de los caudales son las siguientes: (1) mejora del tratamiento biol6gico, ya que eliminan o reducen las cargas de choque, se diluyen las sustancias inhibidoras, y se consigue estabilizar el pH; (2) mejora de la calidad del efluente y del rendimiento de los tanques de sedimentaci6n secundaria al trabajar con cm·gas de s61idos constantes; (3) reducci6n de las superficies necesarias para la filtraci6n del efluente, mejora de los rendimientos de los filtros y posibilidad de conseguir ciclos de lavado mas uniformes, y (4) en el tratamiento qufmico, el amortiguamiento de las cargas aplicadas mejora el control de la dosificaci6n de los reactivos y la fiabilidad del proceso [16]. Aparte de la mejora de la mayorfa de las operaciones y procesos de tratamiento, la homogeneizaci6n del caudal es una opci6n alternativa para incrementar el rendimiento de las plantas de tratamiento que se encuentran sobrecargadas.
Amllisis El analisis te6rico de la homogeneizaci6n de caudales esta relacionado con los siguientes interrogantes: l,D6nde deben ubicarse las instalaciones de homogeneizaci6n en el diagrama de flujo de los procesos de tratamiento? 2. l, Que tipo de sistema de homogeneizaci6n debe emplearse: en linea o en derivaci6n? 3. l,Cual es el volumen necesario del tanque de homogeneizaci6n? 1.
Los aspectos practicos del proyecto (p.e., tipo de construcci6n, grado de compartimentaci6n, tipo de equipo de mezclado, metodos de bombeo y de control, y eliminaci6n de fangos y espumas, etc.) se tratan en el Capftulo 9. Localizaci6n de las instalaciones de homogeneizaci6n. La ubicaci6n 6ptima de las instalaciones de homogeneizaci6n debe determinarse para cada caso concreto. Dado que la localizaci6n 6ptima variara en funci6n del tipo de tratamiento, de las caracterfsticas de la red de alcantarillado y de las del agua residual, es preciso llevar a cabo un estudio detallado de las diferentes posibilidades. Probablemente, la localizaci6n mas indicada continuara siendo en las plantas de tratamiento existentes o en fase de proyecto. Tambien es
OPERACIONES FISICAS UNITARIAS
235
necesario considerar la integraci6n de las instalaciones de homogeneizaci6n en el diagrama de flujo de los procesos de tratamiento. En ocasiones, puede resultar mas interesante situar la homogeneizaci6n despues del tratamiento primario y antes del biol6gico, pues asf se reducen los problemas originados por el fango y las espumas. Si las instalaciones de homogeneizaci6n se situan por delante de la sedimentaci6n primaria y del tratamiento biol6gico, el proyecto debe tener en cuenta la provisi6n de un grado de inezclado suficiente para prevenir la sedimentaci6n de s6lidos y las variaciones de concentraci6n y dispositivos de aireaci6n suficientes para evitar los problemas de olores. Homogeneizaci6n en linea o en derivaci6n. Como se ha descrito anteriormente, y como ilustra Ia Figura 6-4, la adopci6n de un sistema de homogeneizaci6n en linea pennite amortiguar considerablemente las cargas de constituyentes en los procesos de tratamiento que tengan lugar a continuaci6n, mientras que la efectividad de Ia homogeneizaci6n en derivaci6n es bastante menor. En el Ejemplo 6-1 se analiza el efecto sobre las cargas contaminantes de los constituyentes de Ia homogeneizaci6n en linea.
El volumen necesario para la homogeneizaci6n del caudal se determina a partir de un grafico de caudales a tratar, en el que se representa las aportaciones acumuladas a lo largo del dfa. En el mismo grafico se muestra tambien el caudal medio diario, que viene representado por la pendiente de la recta que va desde el origen hasta el punto final del grafico. En la Figura 6-5 se representan los graficos de dos modelos de flujo tlpicos. Para determinar el volumen necesario, se traza una lfnea paralela a la que define el caudal medio diario tangente a la curva de los volumenes de aportaci6n acumulados. El volumen necesario viene determinado por la distancia vertical desde el punto de tangencia a la recta que representa el caudal medio. Si una parte de la curva de aportaciones acumuladas queda situada por encima de Ia lfnea que representa el caudal medio, modelo de flujo b), la curva de aportaciones acumuladas debe limitarse con dos lfneas paralelas ala del caudal medio y tangentes a Ia curva de caudales acumulados en los puntos externos. En este caso, el volumen necesario sera igual a la distancia vertical que separa a las dos rectas que limitan Ia curva de caudales acumulados. El proceso de determinaci6n del volumen necesario para la homogeneizaci6n de los caudales tambien se ilustra en el Ejemplo 6-1. Este procedimiento proporciona los mismos resultados que si se sustrajera del caudal real que se presenta cada hora, el caudal medio horario y se representara la curva de volumenes acumulados resultantes. En este caso, los puntos inferior y superior de la curva se determinarfan trazando las tangentes con lfneas horizontales. La interpretaci6n ffsica de las graficas de la Figura 6-5 es la siguiente. En el punto de tangencia inferior (modelo de flujo a), el tanque de homogeneizaci6n esta vacfo. A partir de este punto, dado que el caudal que entra es superior al caudal medio, (la pendiente de la curva de aportaciones es superior al caudal Volumen necesario del tanque de homogeneizaci6n.
236
INGENIERIA DE AGUAS RESIDUALES
(a) Caudal tipo
'E vi '0 "'
A
(b) Caudal tipo 8
Diagrama de masa de las aportaciones
Diagrama de masa de las aportaciones
"'
::; E ::l
Caudal medic diario
""' en
Ql
c 0
·c:;
"' 0. "'
t: 0
Ql
necesario
'0
l
c
Ql
E ::l
~
M
N
M
N
M
Fase del dfa
FIGURA 6-5
Diagramas de masa esquematicos para Ia determinacion del volumen de homogeneizaci6n necesario para dos tipos de variaci6n de caudales.
medio), el tanque de homogeneizaci6n empieza a llenarse, hasta alcanzar la medianoche, momento en el que empieza a vaciarse de nuevo (la pendiente es menor que el caudal medio). Para el modelo de flujo b, en el punto de tangencia superior el tanque esta completamente lleno. En la practica, el volumen del tanque de homogeneizaci6n debe ser superior al determinado por consideraciones te6ricas, hecho que se deriva de tener en cuenta los siguientes factores [23]: 1.
El funcionamiento continuo de los equipos de aireaci6n y mezclado no permiten un vaciado total, a pesar de que p·ueden adoptarse configuraciones y estructuras especiales.
2.
La recirculaci6n de sobrenadantes y filtrados exige un volumen adicional, caso de que el retorno se realice al tanque de homogeneizaci6n (practica no recomendada).
3.
Debe contemplarse la posibilidad de imprevistos y de cambios no previsibles en los caudales diarios.
A pesar de que no se puede dar un valor fijo, el volumen adicional puede variar entre el 10 y el 20 por 100 del valor te6rico.
OPERACIONES FISICAS UNITARIAS
237
Ejemplo 6-1. Determinacion del volumen necesario para Ia regulaci6n del caudal y de los efectos de Ia misma sobre Ia carga de DBO. Para los datos de caudal y de concentraci6n de DBO de la Tabla adjunta, determinar: (1) el volumen del tanque en lfnea necesario para la regulaci6n del caudal, y (2) efecto de la regulaci6n sobre la carga de DBO.
Soluci6n 1.
Determinaci6n del volumen del tanque de regulaci6n del flujo: a)
El primer paso consiste en desarrollar una curva de caudales acumulados de agua residual, expresada en metros cubicos. Ello se consigue convirtiendo el caudal medio durante cada perfodo horario en metros cubicos, y sumando los valores horarios obtenidos mediante la siguiente expresi6n: Volumen, m 3 = (qi, m 3/s)·(3.600 s/h)
Cargas de DBO durante el periodo de tiempo, kg/11 149 91 45 23 17 22 39 96 223 295 329 341 337 306 277 239 211 199 208 276 403 439 335 224 213
238
INGENIERIA DE AGUAS RESIDUALES
Por ejemplo, para los tres primeros perfodos que aparecen en Ia tabla, los volumenes horarios correspondientes son: Para el perfodo 0-1: V0 _ 1 = (0,275 m 3 /s)·(3.600 s/h) =990m 3 Para el perfodo 1-2: V1 _ 2 = (0,220 m 3 /s)·(3.600 s/h) =792m 3 El volumen acumulado al final de cada perfodo de tiempo, expresado en metros cubicos, se determina como sigue: Al final del primer perfodo de tiempo 0-1: vl
=990m 3
Al final del segundo perfodo de tiempo 1-2: V2 = 990
b)
+ 792 = 1.782 m 3
Los caudales acumulados para todos los perfodos de tiempo horarios se obtienen de forma amiloga (vease Tabla de datos) El segundo paso consiste en preparar una representaci6n gnifica de los volurr:ienes acumulados, como el de la figura adjunta. Como se vera, la pendiente de Ia recta trazada desde el origen hasta el punto final del diagrama representa el caudal medio del dfa, que en este caso es de 0,307 m 3/s. 30r---------------------------~
25
20 "'E 15 "'o ci- 10 '"0 (\]
:; E
5
0·
(\]
4
§
3
- H T Voh.imen necesario
2
de tanque de homogeneizacidn,
:J
cQ)
g
.J'----1..
10
n
4.110 m3
2
4
6
8 10 m
Hora del dfa
c)
El tercer paso consiste en determinar el volumen necesario. Este se halla trazando una recta paralela a la lfnea del caudal medio tangente al punto inferior de la curva de volumenes acumulados. El volumen necesario viene
OPERACIONES FISICAS UNITARIAS
239
expresado por Ia distancia vertical existente entre el punto de tangencia a Ia lfnea recta que representa e1 caudal medio. En este caso, el volumen necesario es: Volumen del tanque de regulaci6n, V 2.
=
4.110 m 3
Determinaci6n del efecto del tanque de regulaci6n sobre Ia carga de DBO. Existen diversas formas de evaluar este efecto, pero quizas la mas simple es realizar los calculos necesarios empezando por el perfodo de tiempo cuando el tanque de regulaci6n esta vacfo. Dado que este hecho se produce en torno a las 8.30 de Ia manana (vease siguiente figura), los calculos necesarios se llevanin a cabo empezando por.el perfodo de tiempo 8-9.
.!!?.
"""".,;
'E
!2' u"'
"0
Ol
"iii
u" "'
Hora del dfa
a)
El primer paso consiste en calcular ei volumen de lfquido existente en el tanque de regulaci6n al final de cada perfodo de tiempo. Esta operaci6n se realiza restando el caudal medio horario regulado, expresado en volumen, del caudal de aportaci6n tambien expresado como volumen. El volumen correspondiente a! caudal medio regulado para un perfodo de 1 hora, es 1.106 m 3 (26.550 m 3 /d · 24 h/d). Empleando este valor, el volumen almacenado se calcula .mediante Ia siguiente expresi6n:
donde
V,c = volumen en el tanque de regulaci6n a! final del perfodo de tiempo considerado. V,P = volumen en el tanque de regulaci6n a! final del perfodo de tiempo anterior. ·
240
INGENIERIA DE AGUAS RESIDUALES
Vic = volumen de Ia aportaci6n durante el perfodo de tiempo considerado. Voc = volumen de caudal que sale del tanque de regulaci6n durante el perfodo de tiempo considerado.
Por lo tanto, usando los datos de Ia tabla de datos inicial, el volumen del tanque de regulaci6n para el perfodo de tiempo 8-9 es el siguiente:
Para el perfodo de tiempo 9-10:
El volumen almacenado a! final de cada perfodo de tiempo ha sido calculado de manera analoga, y los resultados estan reflejados en Ia siguiente tabla de calculo. b) El segundo paso consiste en calcular Ia concentraci6n media que sale del tanque de regulaci6n. Esta concentraci6n viene dada porIa siguiente expresi6n, que se basa en el supuesto de que el contenido del tanque de regulaci6n esta completamente mezclado: X
oc
= (Vic) (Xic) + (V,.r) (X.r) Vic + Y,.p
donde Xoc = concentraci6n media de DBO en el caudal que sale del tanque durante el perfodo de tiempo considerado, mg/1. Vic= volumen de agua residual que entra durante el perfodo considerado, m 3 . Xic = concentraci6n media de DBO en el agua residual entrante, mgj!.
V:,v = volumen Xsr =
de agua residual existente en el tanque a! final del perfodo de tiempo anterior, m 3 • concentraci6n de DBO del agua residual contenida en el tanque al final del perfodo de tiempo anterior.
Periodo de tiempo
Volumen aportado durante el periodo de tiem110, m3
Volumen almacenado durante el periodo de tiempo, m 3
Concentracion media deDBO durante el periodo de tiempo, mg/1
Concentracion homogeneizada de DBO durante el periodo de tiempo, mg/1
Carga de DBO homogeneizada durante el periodo de tiempo, kg/h
Empleando los datos de Ia segunda columna de Ia Tabla, Ia concentraci6n del efluente se calcula como sigue: Para el perfodo de tiempo 8-9:
= (1.278 m 3 )(175 mg/1) + (0)(0)
X
1.278 m 3
oc
=
175 mg/1
Para el perfodo 9-10: 3 = .:.1_.4_7 .( 6_m____:3 )...:..(2_0_:0)_+_(.:...1_72_m---7.: )...:..(1_7_5_m-=g/~1)
X
(1.476 + 172) m 3
oc
=
197 mg/1
Todos los va1ores de Ia concentraci6n, ca1culados de forma amiloga, aparecen tambien en Ia tabla anterior. c)
EI tercer paso consiste en calcular Ia magnitud de 1a carga horaria emp1eando Ia siguiente expresi6n: . d d I l. . l /l e a carga 1orana, cg 1 = M agmtu
2
3
(Xoc• g/m )(q;, m /s)(3.600 s/h) _:.:___--:-'-::-'::-::---::--'----_.:_-
1.000 gjkg
242
INGENIERIA DE AGUAS RESIDUALES
Por ejemplo, para el perfodo 8-9, Ia magnitud de Ia carga es: (175 gjm 3 )(0,307 m 3/s)(3.600 sjh) 1.000 g/kg = 193 kg/h Todos los valores horarios se resumen en Ia tabla anterior. Los valores correspondientes sin regulaci6n aparecen en Ia primera tabla expuesta. d) La mejor manera de mostrar el efecto de Ia regulaci6n del caudal es Ia representaci6n de las cargas horarias correspondientes a! flujo con y sin regulaci6n, como se muestra en Ia gnlfica anterior. La siguiente tabla, elaborada a partir de los datos deducidos en los anteriores apartados, tambien puede ser de gran ayuda para valorar las ventajas de Ia regulaci6n del caudal. Carga de DBO Relaci6n
No homogeneizada
Homogeneizada
Punta Media
439 -=205 471 '
271 - = 127 213 '
Mfnima Media
17 471 = 0,08
132 -=062 213 '
Punta Mfnima
439 - = 2582 17 '
271 = 205 132 '
Comentario. Cuando se emplean tanques de regulaci6n en lfnea, se puede obtener una laminaci6n adicional de Ia magnitud de Ia carga de DBO incrementando el volumen de los tanques. A pesar de que, en este ejemplo, el caudal entrante a Ia planta de tratamiento ha sido regulado, Ia regulaci6n debe llevarse a cabo de una manera mas realista en aquellas situaciones en las que exista alta incidencia de infiltraci6n o puntas elevadas de aguas pluviales.
6.4 MEZCLADO El mezclado es una operaci6n unitaria de gran importancia en muchas fases del tratamiento de aguas residuales, entre las que podemos citar: (1) mezcla completa de una sustancia con otra; (2) mezcla de suspensiones lfquidas; (3) mezcla de lfquidos miscibles; (4) floculaci6n, y (5) transferencia de calor. Como ejemplo, podemos citar la mezcla de productos qufmicos con agua residual, segun se aprecia en la ultima parte de la Figura 6-1, donde el cloro o el hipoclorito se mezclan con el efluente procedente de los tanques de sedimentaci6n secundarios. En el proceso de tratamiento con fangos activados, para as~gurar que los microorganismos disponen de oxfgeno, es necesario mezclar el
OPERACIONES FISICAS UNITARIAS
243
contenido de los tanques de aireaci6n ademas de introducir aire u oxfgeno puro. Para cumplir con ambos requisitos, la soluci6n que suele emplearse es la introducci6n de aire con difusores, aunque existe la alternativa de instalar aireadores mecanicos. Tambien se incorporan y mezclan productos qufmicos con los fangos, para mejorar las caracterfsticas del secado de los mismos. En el proceso de digesti6n anaerobia, el mezclado se emplea para acelerar el proceso de conversi6n biol6gica y para calentar uniformemente el contenido del digestor.
Descripci6n y aplicaci6n La mayorfa de las operaciones de mezclado relacio11adas con el tratamiento de las aguas residuales puede clasificarse en continuas y rapidas continuas (30 segundos o menos). Estas ultimas suelen emplearse en los casos en los que debe mezclarse una sustancia con otra, mientras que las primeras tienen su aplicaci6n en aquellos casos en los que debe mantenerse en suspensi6n el contenido del reactor o del dep6sito. En los siguientes apartados se analiza cada uno de estos tipos de mezclado. Mezcla rapida continua de productos qufmicos. En el proceso de mezcla rapida continua, el principal objetivo consiste en mezclar completamente una sustancia con otra. La mezcla rapida puede durar desde una fracci6n de segundo basta alrededor de 30 segundos. La mezcla rapida de productos qufmicos se puede llevar a ·cabo mediante diversos sistemas, entre los que destacan: (1) resaltos hidraulicos en canales; (2) dispositivos Venturi; (3) conducciones; (4) por bombeo; (5) mediante mezcladores estaticos, y (6) mediante mezcladores mecanicos. En los cuatro primet·os, el mezclado se consigue como consecuencia de las turbulencias que se crean en el regimen de flujo. En los mezcladores estaticos, las turbulencias se producen como consecuencia de la disipaci6n de energfa, mientras que en los mezcladores mecanicos la:s turbulencias se consiguen mediante la aportaci6n de energfa con impulsores giratorios como las paletas, helices y turbinas. En la Figura 6-6 se ilustran algunos dispositivos tfpicos empleados para el mezclado en las plantas de tratamiento de aguas residuales. Mezcla continua en reactores y tanques de retenci6n. En el proceso de mezcla continua, el principal objetivo consiste en mantener en un estado de mezcla completa el contenido del reactor o del tanque de retenci6n. El mezclado continuo puede llevarse a cabo mediante diversos sistemas, entre los cuales se encuentran: (1) los mezcladores mecanicos; (2) mecanismos pneumaticos; (3) mezcladores estaticos, y (4) por bombeo. El mezclado mecanico se lleva a cabo mediante los mismos procedimientos y medios que el mezclado mecanico rapido continuo. El mezclado pneumatico comporta la inyecci6n de gases, que constituye un factor importante en el diseflo de los canales de aireaci6n del tratamiento biol6gico del agua residual. Un canal con pantallas deflectoras es un tipo de mezclador estatico que se emplea en el proceso de floculaci6n.
244
INGENIERIA DE AGUAS RESIDUALES Producto
Producto
Agitador de hEilice
Agitador de helice
Punto de adici6n del producto (b) quimico
{a)
Producto quimico a mezclar
Agitadores deturbV
(c)
Secci6n
Producto quimico a mezclar
Conducto de producto quimico
t
-
-
Producto quimico a mezclar Deflectores
Mezclador estatico colocado longitudinalmente en Ia tuberia
J
Tubo de inyecci6n del producto quimico
Vista en Ia direccion del flujo
(d)
{e)
FIGURA 6-6
Agitadores Hpicos empleados en las plantas de tratamiento de aguas residuales: (a, b) agitador de helice, (c) mezclador de turbina, (d) mezclador estatico en lfnea, y (e) mezclador de turbina en lfnea (seccion y vista en Ia direccion de flujo).
Energla disipada en el mezclado Partiendo de la base de que cuanta mayor sea la energfa comunicada al mezclador mayor es la turbulencia generada, y que cuanto mayor es la turbule~cia mejor se lleva a cabo el mezclado, la energfa de mezclado por unidad de
OPERACIONES FISICAS UNITARIAS
245
,
volumen de lfquido puede constituir una medida aproximada de Ia efectividad del proceso de mezcla. Camp y Stein [2] estudiaron c6mo determinar los gradientes de velocidad y sus efectos en diversos tipos de tanques de coagulaci6n y desarrollaron las siguientes f6rmulas, aplicables al proyecto y operaci6n de los sistemas de mezclado:
G=!!v
(6.3)
donde G = gradiente de yelocidad medio, 1/s. P = potencia necesaria, W. p = viscosidad dinamica, N . sjm 2 • V = volumen del floculador, m 3 . En la Ecuaci6n 6.3, G es una medida del gradiente de velocidad medio del fluido, y depende de la potencia comunicada al sistema, de Ia viscosidad del fluido, y del volumen del dep6sito. Multiplicando ambos Uirminos de la ecuaci6n por el tiempo de detenci6n te6rico, td = V/Q, se obtiene:
= ~ {P = _!_ (PV
Gt tl
Q
v!tV
Q
v---;
(6.4)
donde td = tiempo de detenci6n, s. Q = caudal, m 3 . TABLA 6·6 Gradiente de velocidad (G) y tiempo de detenci6n trpico de los procesos de tratamiento de aguas residuales Intervalo de valores
Proceso
Mezclado: Operaciones de mezcla nipida tfpicas Mezcla nipida en procesos de filtraci6n de contacto Floculaci6n: Procesos de floculaci6n tfpicamente empleados en el tratamiento del agua residual Floculaci6n en procesos de filtraci6n directa Floculaci6n en procesos de filtraci6n de contacto
Tiempo de detencion
5-20 s
< 1-5 s
10-30 min 2-10 min 2-5 min
" La lloculaci6n se produce en el interior de un filtro de medio granular.
Valor de G, s-t
250-1.500 1.500-7.500
20-80 20-100 30-150
246
INGENIERIA DE AGUAS RESIDUALES
En la Tabla 6-6 se incluyen los valores tfpicos de G para diferentes operaciones de mezclado. Las necesidades energeticas de los diferentes mezcladores se analizan en los siguientes apartados.
Necesidades energeticas para el mezclado En este apartado se estudia la energfa necesaria para llevar a cabo el mezclado mediante mezcladores de turbinas, paletas y helices, asf como para el mezclado con mezcladores estaticos y pneumaticos. Mezcladores de helice y de turbina. En los procesos de tratamiento de aguas residuales, el mezclado suele llevarse a cabo en regimen de flujo turbulento, en el que son predominantes las fuerzas de inercia. Por regla general, cuanto mayor sea la velocidad y mayor la turbulencia, mayor sera la efectividad del mezclado. Basandose en las fuerzas de inercia y en las fuerzas de viscosidad, Rushton [16] desarroll6 las siguientes expresiones matematicas para el calculo de la energfa necesaria para el mezclado tanto en condiciones turbulentas como laminares:
P = k{ln 2 D 3
(6.5)
Turbulento: P = kpn 3 D5
(6.6)
Laminar:
en las que P = energfa necesaria, W. k = constante (vease Tabla 6-7). 1-l = viscosidad dinamica del fluido, N. sjm 2 • p = densidad del fluido, kgjm 3 • D = diametro del impulsor, m. n = revoluciones por segundo, revjs. TABLA 6-7 Valores de k para las necesidades de energfa de mezclado [16]
Impulsor
Helice, paso cuadrado, 3 palas Helice, paso de dos, 3 palas Turbina, 6 palas planas Turbina, 6 palas curvas Turbina ventilador, 6 palas Turbina, 6 palas en punta de flecha Paleta plana, 6 palas Turbina cerrada, 2 palas curvas Turbina cerrada con estator (sin deflectores)
Regimen laminar
Regimen turbulento
(Ec. 6.5)
(Ec. 6.6)
41,0 43,5 71,0 70,0 70,0 71,0 36,5 97,5 172,5
0,32 1,00 6,30 4,80 1,65 4,00 1,70 1,08 1,12
OPERACIONES FISICAS UNITARIAS
247
Los valores de k que desarroll6 Rushton se presentan en la Tabla 6-7. Se supone que en regimen turbulento las condiciones del v6rtice no subsisten al ser eliminadas por cuatro deflectores del 10 por 100 ,del diametro cada uno situados en las paredes del dep6sito, tal como muestra la Figura 6-7. Configuraci6n estandar del tanque empleado para el analisis del rendimiento y funcionamiento de los agitadores. Notas: 1. El agitador es un impulsor de
Eje motor
turbina de seis palas planas. 2. Diametro del impulsor, d1 = 1/3 del diametro del tanque. 3. Altura del impulsor respecto del Iondo, H1 = diametro del impulsor. 4. Anchura de las palas del impulsor, q = 1/5 del diametro del impulsor. 5. Longitud de las palas del impulsor,r= 1/4 del diametro del impulsor. 6. Longitud de las palas del impulsor montadas en el disco central= r/2 = 1/8 del diametro del impulsor. 7. Altura dellfquido, H1 = diametro del tanque. 8. Numero de deflectores = 4, dispuestos verticalmente en las paredes del tanque, desde el Iondo y sobresaliendo par encima del nivel del lfquido. 9. Anchura de los deflectores wd = 1/10 del diametro del tanque. 10. Diametro del disco central, s = 1/4 del diametro del tanque.
1------ Dr-----~
Fuente: Adaptado de Ia Ref. [16].
FIGURA 6-7 Definicion esquematica de un agitador de turbina en un tanque provisto de deflectores.
La Ecuaci6n 6.5 se puede aplicar para valores del numero de Reynolds inferiores a 10, mientras que la Ecuaci6n 6.6 es aplicable para valores del numero de Reynolds superiores a 10.000. Para valores del numero de Reynolds situados entre estos dos limites, consultese la bibliograffa [14]. El numero de Reynolds viene dado par la siguiente expresi6n: D 2 np N =-R fl
(6.7)
248
INGENIERIA DE AGUAS RESIDUALES
en la que D
=
diametro del impulsor, m.
n = revoluciones por segundo, revjs~ p = densidad del fluido, kg/m 3 . JJ-
= viscosidad dinamica del fluido, N · s/m 2 .
Los agitadores se escogen a partir de ensayos de laboratorio o en planta piloto, o a partir de datos de esta fndole facilitados por el fabricante. No existe ningun mecanismo de comparaci6n satisfactorio entre agitadores de sistemas y disefios distintos, raz6n por la cual es conveniente mantener la geometrfa y la energfa por unidad de volumen a la hora de reemplazar un agitador o de aumentar la capacidad del sistema. Los agitadores id6neos para la dispersi6n de gases o de pequefias cantidades de productos qufmicos en el agua residual son los agitadores con impulsores pequefios girando a altas velocidades, que generan mucha turbulencia y poca circulaci6n, mientras que un impulsor grande, pero lento, provoca mucha circulaci6n y escasa turbulencia, por lo cual resulta id6neo para mezclar dos corrientes de fluidos o para la floculaci6n. En el uso de todo tipo de impulsores se debe evitar la aparici6n de v6rtices o remolinos en el lfquido. La acci6n del v61:tice disminuye la efectividad del mezclado al reducir la diferencia de velocidad entre el fluido y el elemento impulsor. Si el recipiente en el que se lleva a cabo la mezcla es pequefio, la formaci6n de v6rtices puede evitarse montando los impulsores en posiciones no centradas o inclinados respecto de la vertical, o fonnando angulos con la pared distintos de 90·. El metoda mas comunmente empleado, tanto en tanques circulares como rectangulares, es la disposici6n de cuatro o mas deflectores verticales en las paredes, sobresaliendo cada uno de ellos aproximadamente una decima parte del diametro del tanque. Estos deflectores impiden el movimiento giratorio de la masa de aguas, y favorecen el mezclado vertical. Los tanques de hormig6n pueden ser cuadrados, caso en el que se puede prescindir de los deflectores. Agitadores de paletas. Los agitadores de paletas suelen girar lentamente puesto que tienen una superficie grande de acci6n sobre el fluido. Los agitadores de paletas se emplean como elementos de floculaci6n cuando deben afiadirse al agua residual, o a los fangos, coagulantes como el sulfato ferrico o de aluminio, o adyuvantes a la coagulaci6n como los polielectrolitos y la cal. La coagulaci6n se promueve, mecanicamente, con una agitaci6n moderada con palas girando a velocidades bajas. Esta acci6n se complementa, en ocasiones, con la disposici6n de unas hojas o laminas estaticas entre las palas giratorias para reducir el movimiento circular de la masa de agua y favorecer asf el mezclado. El aumento del contacto entre partfculas conduce a un incremento del tamafio del fl6culo, pero una agitaci6n demasiado vigorosa puede producir tensiones que destruyan los fl6culos formando partfculas de menor tamafio. Es importante controlar adecuadamente la agitaci6n, de modo que los tamafios de los fl6culos sean los adecuados y sedimenten rapidamente. La producci6n de un buen fl6culo requiere generalmente un tiempo de detenci6n de entre 10 y 30 minutos.
249
OPERACIONES FISICAS UNITARIAS
Los fabricantes de equipos han llevado a cabo numerosos estudios para obtener las configuraciones id6neas de las dimensiones de las paletas, separaci6n entre elias y velocidad de rotaci6n. Se ha podjdo constatar que una velocidad lineal de, aproximadamente, 0,6 a 0,9 m/s en los extremos de las paletas crea suficiente turbulencia sin romper los fl6culos. La energfa comuni.cada a un sistema de pal etas mecanicas se puede relacionar con la fuerza de resistencia al avance de las paletas mediante las siguientes expresiones: F = CvApv~ D 2 P
=F
Dvv
= CvApv~ 0 2
(6.8)
(6.9)
donde F D = fuerza de resistencia del fluido sobre las paletas, N. Cv = coeficiente de resistencia al avance de las paletas. A =area transversal de las paletas, m 2 • p = densidad del fluido, kgjm 3 • vP = velocidad relativa de las paletas respecto al fluido, mjs. Normalmente se suele suponer que oscila entre el 60 y el 75 por 100 de la velocidad del extremo de las paletas. P = energfa necesaria, W. La aplicaci6n de la Ecuaci6n 6.9 se ilustra en el Ejemplo 6-2. Ejemplo 6-2. Energfa necesaria y area de las palas para un floculador. Determinar la necesidad te6rica de energfa y la superficie de palas necesarias para conseguir un valor de g de 50 s- 1 en un tanque con un volumen de 3.000 m 3 . Suponer que Ia temperatura del agua es de 15 °C, el coeficiente de arrastre de las palas rectangulares es de 1,8, la velocidad en la punta de Ia pala, es de 0,6 m/s, y que la velocidad relativa de las palas v es de 0,75 "v
"v
So/uci6n 1.
Necesidad te6rica de energfa: P
=
G 2 ftV
11 a 15 oc = 1.139 ·10- 3 N · s/m 2 (50/sf· (3.000 m 3 ) (vease Apendice C) = 8.543 leW
2.
Calculo del area de Ia pala, usando Ia Ecuaci6n 6.9: 2P
A=--
c;pv3
p a 15
oc =
(vease Apendice C)
250
INGENIERIA DE AGUAS RESIDUALES
2 x 8.543 kg/m 2 • s 2 1,8(999,1 kg/m 3 )(0,75 x 0,6 m/s) 3
= 104,3 m 2
Mezcladores estaticos. La caracterfstica principal de los mezcladores estaticos es la ausencia de elementos dotados de movimiento. Los ejemplos tfpicos de mezcladores est
(6.10)
P= yQh
donde P = energfa disipada, leW. y =peso especffico del agua, leN/m 3 . Q =caudal, m 3 /s. h = perdida de carga en el paso a traves del elemento, m. Mezcladores pneumaticos. Tanto en los tanques de mezcla como en los de floculaci6n y en los canales aireados, la floculaci6n se consigue introduciendo burbujas de aire en el fondo del tanque. Con la siguiente expresi6n se puede estimar la energfa disipada al ascender las burbujas de aire dentro del tanque [7]: P = p V In Pc
a a
Pa
(6.11)
donde P = energfa disipada, leW. Pa = presi6n atmosferica, leN/m 2 • va = volumen de aire introducido, ala presi6n atmosferica m 3 /s. Pc = presi6n del aire en el punto de descarga, leN/m 2 • La Ecuaci6n 6.11 se obtiene a partir del trabajo que se realiza en Ia expansi6n isotermica del volumen de aire inyectado en condiciones de compresi6n. Si el caudal de aire se expresa en m 3 /min y la presi6n en metros de columna de agua, la Ecuaci6n 6.11 toma la forma:
p
=
KQ I (h + 10,33) a n 10 33 '
(6.12)
OPERACIONES FISICAS UNITARIAS
251
donde K = constante = 10.75. Qa =caudal de aire ala presion atmosferica, m 3/min. h = presion del aire en el pun to de descarga, en m.c.a. El gradiente de velocidad G que se alcanza con el mezclado pneum~Hico, puede obtenerse sustituyendo el valor de P obtenido mediante la Ecuacion 6.12 en la Ecuacion 6.3.
6.5 SEDIMENTACION La sedimentacion consiste en la separacion, por la accion de la gravedad, de las partfculas suspendidas cuyo peso especffico es mayor que el del agua. Es una de las operaciones unitarias mas utilizadas en el tratamiento de las aguas residuales. Los terminos sedimentacion y decantacion se utilizan indistintamente. Esta operacion se emplea para la eliminacion de arenas, de la materia en suspension en floculo bilogico en los decantadores secundarios en los procesos de fango activado, tanques de decantacion primaria, de los floculos qufmicos cuando se emplea la coagulacion qufmica, y para la concentracion de solidos en los espesadores de fango (vease Fig. 6-8). En la mayorfa de los casos, el objetivo principal es la obtencion de un efluente clarificado, pero tambien es necesario producir un fango cuya concentracion de solidos permita su facil tratamiento y manejo. En el proyecto de tanques de sedimentacion (vease Cap. 9), es preciso prestar atencion tanto a la obtencion de un efluente clarificado como a la produccion de un fango concentrado.
FIGURA 6-8
Tanques de sedimentaci6n tfpicos para Ia eliminaci6n de Ia materia suspendida del agua residual bruta (tanques que aparecen en segundo plano), y tanques de eliminacion de floculos biol6gicos en el proceso de fangos activados (tanques en primer plano). (Westfield, Massachusets, caudal medio de proyecto = 1.600 m3/dfa aproximadamente.)
252
INGENIERIA DE AGUAS RESIDUALES
Descripci6n -
En funci6n de la concentraci6n y de la tendencia a la interacci6n de las partfculas, se pueden producir cuatro tipos de sedimentaci6n: discreta, floculenta, retardada (tambien Hamada zonal), y par compresi6n. Estos tipos de sedimentaci6n se describen en la Tabla 6-8. Es frecuente que durante el proceso de sedimentaci6n, esta se produzca par diferentes mecanismos en cada fase, y tambien es posible que los cuatro mecanismos de sedimentaci6n se lleven a cabo simultaneamente. Dada la importancia de la sedimentaci6n en el tratamiento de las aguas residuales, el estudio de cada uno de los mecanismos de sedimentaci6n se abordara par separado. Ademas, a continuaci6n de la exposici6n de la sedimentaci6n floculenta, se presenta un breve analisis de los decantadores de lamelas tubulares (tubas inclinados, de pequefio diametro, que se emplean para mejorar la eficacia de la operaci6n de sedimentaci6n). Tanto la sedimentaci6n discreta como la sedimentaci6n floculenta pueden ocurrir en situaciones en las que se emplean decantadores lamelares.
Analisis de Ia sedimentaci6n de partfculas discretas (Tipo 1) La sedimentaci6n de partfculas discretas no floculantes puede analizarse mediante las leyes clasicas formuladas par Newton y Stokes. La ley de Newton proporciona la velocidad final de una partfcula como resultado de igualar el peso efectivo de la partfcula a la resistencia par rozamiento o fuerza de arrastre. El peso efectivo viene dado par: Fuerza gravitatoria = (Ps - p)gV
(6.13)
donde Ps = densidad de la partfcula. p = densidad del fluido. g = aceleraci6n de la gravedad. V = volumen de la partfcula. La fuerza de arrastre par unidad de area depende de la velocidad de la partfcula, de la densidad y la viscosidad del fluido, y del diametro de la partfcula. El coeficien te de arrastre CD (adimensional), viene definido par la Ecuaci6n 6.14: . . CDApv 2 F uerza de arrastre par fncc16n =
2
(6.14)
en la que CD = coeficiente de arrastre. A = area transversal al flujo o area de la proyecci6n de la partfcula sabre el plano normal a v. v = velocidad de la partfcula.
OPERACIONES FISICAS UNITARIAS
253
TABLA 6-8 Tipos de sedimentaci6n que intervienen en el tratamiento del agua residual Tipo de fenomeno de sedimentacion
Descripci6n
Aplicaci6n!Situaciones en que se presenta
De partfculas discretas (Tipo 1)
Se refiere a Ia sedimentaci6n de Eliminaci6n de las arenas partfculas en una suspensi6n con del agua residual. baja concentraci6n de s6lidos. Las partfculas sedimentan como entidades individuates y no existe interacci6n sustancial con las partfculas . vecinas.
Floculenta (Tipo 2)
Se refiere a una suspensi6n bastante diluida de partfculas que se agregan, o floculan, durante el proceso de sedimentaci6n. AI unirse, las partfculas aumentan de masa y sedimentan a mayor velocidad.
Eliminaci6n de una fracci6n de los s6Iidos en suspensi6n del agua residual bruta en los tanques de sedimentaci6n primaria, y en Ia zona superior de los decantadores secundarios. Tambien elimina los fl6culos qufmicos de los tanques de sedimentaci6n.
Retardada, tambien Hamada zonal (Tipo 3)
Se refiere a suspensiones de concentraci6n intermedia, en las que las fuerzas entre partfculas son suficientes para entorpecer la sedimentaci6n de las partfculas vecinas. Las partfculas tienden a permanecer en posiciones relativas fijas, y Ia masa de partfculas sedimenta como una unidad. Se desarro1la una interfase s6lido-lfquido en la parte superior de la masa que sedimenta.
Se presenta en los tanques de sedimentaci6n secundaria empleados en las instalaciones de tratamiento biol6gico.
Compresi6n (Tipo 4)
Se refiere a Ia sedimentaci6n en Ia que las partfculas estan concentradas de tal manera que se forma una estructura, y la sedimentaci6n s6lo puede tener Iugar como consecuencia de Ia compresi6n de esta estructura. La compresi6n se produce por el peso de las partfculas, que se van anadiendo constantemente a Ia estructura por sedimentaci6n desde el lfquido sobrenadante.
Generalmente, se produce en las capas inferiores de una masa de fango de gran espesor, tal como ocurre en el fondo de los decantadores secundarios profundos y en las instalaciones de espesamiento de fangos.
254
INGENIERIA DE AGUAS RESIDUALES
Para el caso de partfculas esfericas, igualando la fuerza de arrastre al peso especffico de la partfcula se obtiene la ley de Newton:
= [~ (Ps - p)d]l/Z Vc
3
(6.15)
Cnp
donde Vc = velocidad final de la partfcula. d = diametro de la partfcula. El coeficiente de arrastre adopta diversos valores en funci6n de que el regimen de movimiento alrededor de la partfcula sea laminar o turbulento. En la Figura 6-9 se indican los diferentes valores del coeficiente· de arrastre en funci6n del numero de Reynolds. A pesar de que la forma de la partfcula afecta al valor del coeficiente, la curva correspondiente a partfculas esfericas se puede aproximar con la siguiente expresi6n (lfmite superior, N R = 104 ) [7]: 24 3 CD = - + - - + 0 34
1.000 ~
ti
e ffi "0 "' ~
"'
(6.16)
F. '
NR
-···
100 10 1,0
!···
'(j
~ 0 u
0,1 0,0001
0,01
1,0
100
10.000
1.000.000
Numero de Reynolds NR = ~
fl
FIGURA 6-9
Coeficientes de arrastre para esferas, cilindros y discos.
Para valores del numero de Reynolds inferiores a 0,3 predomina el primer termino de la Ecuaci6n 6-16. Al sustituir este termino del arrastre en la Ecuaci6n 6.15, se obtiene la ley de Stokes:
(6.17)
OPERACIONES FISICAS UNITARIAS
255
En condiciones de flujo laminar, Stokes determin6 que la fuerza de arrastre tomaba e1 valor: (6.18) lgualando esta fuerza al peso especffico de la partfcula, se obtiene nuevamente la Ecuaci6n 6.17. En el proyecto de tanques de sedimentaci6n, el procedimiento normal es seleccionar una partfcula con una velocidad vertical final Vc y disefiar el tanque de modo que queden eliminadas todas aquellas partfculas cuya velocidad vertical final sea igual o superior a Vc. Entonces, la producci6n de agua clarificada por unidad de tiempo es: (6.19) donde A es el area de la superficie del tanque de sedimentaci6n. La Ecuaci6n 6.19 proporciona la siguiente expresi6n: Vc
= ~ = carga de superficie, m 3 /m 2 • d
que demuestra que la carga de superficie, parametro habitual de disefio, es equivalente a la velocidad de sedimentaci6n. La Ecuaci6n 6.19 tambien nos indica, para el caso de sedimentaci6n Tipo 1, que la capacidad de producci6n de agua clarificada es independiente de la profundidad del tanque. En el caso de sedimentaci6n a caudal continuo, la longitud del tanque y el tiempo que permanece en el un volumen unitario de agua (tiempo de retenci6n} deben ser tales que permitan el dep6sito en el fondo del tanque de todas aquellas particulas cuya velocidad de sedimentaci6n sea Vc. La velocidad de sedimentaci6n de proyecto, el tiempo de retenci6n y la profundidad del tanque se relacionan mediante la siguiente expresi6n: Profundidad
V=-------c Tiempo de detenci6n
(6.20)
En la pnictica se deben adoptar ciertos factores de proyecto, comentados en el Capitulo 9, para incluir el efecto de la turbulencia en la entrada y en la salida del tanque, de la formaci6n de cortocircuitos, de las acumulaciones de fango, y de los gradientes de velocidad causados por los equipos de evacuaci6n de los fangos. El enfoque de este capitulo se limita al estudio de la sedimentaci6n ideal, en la que tales factores se omiten. En la Figura 6-10 se ilustra el mecanismo ideal de la sedimentaci6n Tipo 1, mientras que en la Figura 9-7 se muestra un tanque de sedimentaci6n a escala real, del tipo normalmente utilizado. Durante el tiempo de retenci6n en el tanque de sedimentaci6n, no se eliminanin todas las partfculas con velocidad de caida vertical inferior a V,. Suponiendo que las partfculas de los diferentes tamafios esten distribuidas
Sedimentaci6n Tipo 1 en un tanque de sedimentaci6n ideal.
unifonnemente a lo largo de toda la profundidad de la secci6n de entrada del tanque, y segun el analisis de las trayectorias de las partfculas que se presenta en la Figura 6-10, es posible constatar que la proporci6n de partfculas con velocidad de cafda inferior a Vc que se eliminaran es: (6.21)
donde X,. es la fracci6n de las partfculas con velocidad VP que se eliminan. En una suspensi6n tfpica de partfculas se produce una notable graduaci6n de los tamaftos de las mismas. Para determinar Ia eficacia de la eliminaci6n en un tiempo de detenci6n dado, es preciso considerar toda Ia gama de velocidades de sedimentaci6n presentes en el sistema. Este proceso puede llevarse a cabo de dos formas: (1) mediante analisis granulometricos y ensayos con hidr6metros, en combinaci6n con la Ecuaci6n 6.17, o (2) empleando una columna de sedimentaci6n. En ambos casos, es posible elaborar una curva de distribuci6n de frecuencias de las diferentes velocidad de sedimentaci6n a partir de los datos obtenidos. En Ia Figura 6-11 se ilustra una de tales curvas. Para un caudal Q de agua clarificada dado, para el que Q = V,A
(6.22)
FIGURA 6-11 Velocidad de sedimentaci6n
Esquema ilustrativo del analisis de Ia sedimentaci6n de partfculas discretas.
OPERACIONES FISICAS UNITARIAS
257
s61o se eliminanl.n totalmente las partfculas con velocidad de sedimentaci6n superior a Vc. Las demas partfculas se eliminaran en la proporci6n VvfVc· La fracci6n total de partfculas eliminadas se obtiene mediante la aplicaci6n de la · Ecuaci6n 6.23: Fracci6n eliminada = (1 - Xc)
I
Xc
+
V
(6.23)
2. dx
0
vc
en la que 1 - Xc = fracci6n de partfculas con velocidad VP > Vc.
El empleo de la Ecuaci6n 6.23 se ilustra en el Ejemplo 6-3.
Ejemplo 6-3. Eliminaci6n de partlculas discretas (sedimentaci6n Tipo 1). A partir de un ensayo granulometrico de partfculas de arena se ha obtenido una distribuci6n por tamanos de las mismas, y para cada fracci6n de peso se ha calculado Ia velocidad media de sedimentaci6n. Los resultados obtenidos son:
Velocidad de sedimentaci6n, m/min
3,0
1,5
0,60
0,03
0,23
0,15
Fraccion de peso
0,55
0,46
0,35
0,21
0,11
0,03
~Cmll es Ia eliminaci6n total para una carga de superficie de 4.000 m 3/m 2 ·d?
Sotuci6n
1.
Elaborar una gn'ifica del porcentaje de partfculas no sedimentadas frente a Ia velocidad de sedimentaci6n como Ia que se muestra en Ia figura.
5
Velocidad de sedimentaci6n, Vp, m/min
10
258 2.
INGENIERIA DE AGUAS RESIDUALES
Calcular Ia velocidad de sedimentaci6n crftica V:, de las partfculas que senin eliminadas en su totalidad bajo una carga de 4.000 m 3 /m 2 ·• 4.000 24(60)
0
V = - - = 2 8 m/mm c
3.
'
Determinar Ia fracci6n eliminada empleando Ia Ecuaci6n 6.23. A partir de Ia curva representada en el primer paso de resoluci6n, se puede comprobar que el 55 por 100 de las partfculas tienen velocidades de sedimentaci6n inferiores a 2,8 m/min. La integraci6n gnifica del segundo sumando del termino de Ia derecha de Ia Ecuaci6n 6.23 se muestra en Ia curva de sedimentaci6n como una serie de rectangulos (sombreados) yen Ia siguiente tabla. (N6tese que a! ser Vc constante, sale fuera de Ia integral).
dx
vp
~,dx
0,05 0,13 0,10 0,09 0,07 0,07 0,04
0,4 0,8 1,1 1,7 2,8 5,2 8,3
0,020 0,104 0,110 0,153 0,196 0,364 0,332
0,55
Fracci6n eliminada
1,297
= (1 =
- Xc)
+ ~ LVvdx
(1 - 0 55) '
v:,
=
1,297 9,3
+ - - = 0 588 '
Analisis de Ia sedimentaci6n floculenta (Tipo 2) En soluciones relativamente diluidas, las partfculas no se comportan como partfculas discretas sino que tienden a agregarse unas a otras durante el proceso de sedimentaci6n. Conforme se produce la coalescencia o floculaci6n, la masa de partfculas va aumentando, y se deposita a mayor velocidad. La medida en que se desarrolle el fen6meno de floculaci6n depende de la posibilidad de contacto entre las diferentes partfculas, que a su vez es funci6n de la carga de superficie, de la profundidad del tanque, del gradiente de velocidad del sistema, de la concentraci6n de partfculas y de los tamafi.os de las mismas. El efecto de estas variables sobre el proceso s6lo se puede determinar mediante ensayos de sedimentaci6n.
OPERACIONES FISICAS UNITARIAS
259
Para determinar las caracterfsticas de sedimentaci6n de una suspensi6n de partfculas floculentas se puede emplear una columna de sedimentaci6n. El diametro de la misma puede ser cualquiera, pero su altura debera ser la misma que la del tanque de sedimentaci6n de que se trate. Se han obtenido buenos resultados empleando un tubo de plastico de 15 em de diametro por unos 3 m de altura. Los orificios de muestreo deben colocarse cada 0,5 m. La soluci6n con materia en suspensi6n se introduce en la columna de modo que se produzca una distribuci6n uniforme de tamafios de las partfculas en toda la profundidad del tubo. Tambien es necesario cuidar de que la temperatura se mantenga uniforme durante el ensayo, con objeto de evitar la presencia de corrientes de convecci6n. La sedimentaci6n debe tener Iugar en condiciones de reposo. La retirada de muestras, y su posterior analisis para conocer el contenido total de s61idos, se realiza a diferentes intervalos de tiempo. Para cada muestra analizada se calcula el porcentaje de eliminaci6n, y los resultados se representan en una grafica en funci6n de la profundidad y el tiempo en que se ha tornado la muestra, siguiendo un sistema analogo al de la representaci6n de cotas en un plano topografico. Una vez dibujados los puntos, se trazan las curvas que pasan por los puntos de identico porcentaje de eliminaci6n. En la Figura 6-12 se ilustran una columna de sedimentaci6n y los resultados obtenidos en un ensayo de sedimentaci6n. En la figura se muestran las curvas de resultados, pero no aparecen los puntos empleados para la obtenci6n de las mismas. En el Ejemplo 6-4 se determina la cantidad de materia eliminada de una suspensi6n empleando las curvas de la Figura 6-12.
R, h,
~~--~----~----~~~~~~
t1
t2
t3 tiempo
t4
t5
FIGURA 6-12 Columna de sedimentaci6n y curvas de igual eliminaci6n porcentual para partfculas floculentas.
260
INGENIERIA DE AGUAS RESIDUALES
Ejemplo 6-4. Eliminacion de solidos en suspension floculentos (sedimentacion Tipo 2). Empleando los resultados del ensayo de sedimentaci6n de Ia Figura 6-12, determinar Ia eliminaci6n total de s6lidos si el tiempo de detenci6n es t 2 y Ia profundidad es h5 • Solucion
1.
Determinaci6n de Ia eliminaci6n porcentual:
. .
.
Ehmmact6n porcentual
L'lhl
Rl
= hs x
+ Rz 2
L'lhz
+ hs
x
+ -L'lh3
X
Rz
2
R3
h5
2.
+ R3 + R4 + -L'lh4 2
R4
+ ___:: Rs
X ___:._
h5
2
Para las curvas de Ia Figura 6-12, los calculos seran:
L'lh R - 11 x 11
h5
+R
11 +
100 + 80 2 80 + 70 2
0,20
X
0,11
X
0,15
X
70 + 60 2
-X
60 +50 2
0,54 1,00
1
2
=
.
.
.
Ehmmact6n porcentual
·
18,00 8,25 9,75
=
29,70 65,70
resultando una eliminaci6n total para Ia sedimentaci6n del 65,7 por 100.
Para tener en cuenta el hecho de que las condiciones en las que se desarrolla el fen6meno en la realidad no son las 6ptimas, la velocidad de sedimentaci6n de proyecto, o carga de superficie adoptada en la realidad, se determina multiplicando los valores te6ricos de los ensayos par un factor que oscila entre 0,65 y 0,85, mientras que los tiempos de retenci6n se aumentan multiplicandolos par un factor variable entre 1,25 y 1,5.
Analisis de los decantadores lamelares de placas y tubulares En el analisis de la sedimentaci6n de partfculas discretas (Tipo 1) presentado al principia de esta secci6n, se puso en evidencia que la eficacia de la eliminaci6n
OPERACIONES FISICAS UNITARIAS
261
de las partfculas esta directamente relacionada con la velocidad de sedimentaci6n y no con la profundidad del tanque. Como consecuencia de ello, se puede concluir que conviene dimensionar los tanques de sedimentaci6n lo menos profundos posible para optimizar la eliminaci6n de partfculas. A pesar de que esta idea es te6ricamente correcta, existen diversas consideraciones pnicticas que limitan el uso de tanques muy poco profundos (vease Capftulo 9). Los decantadores de lamelas de placas y tubulares se han desarrollado como alternativa a los tanques de sedimentaci6n poco profundos y se utilizan tanto en tanques ya existentes como en tanques especialmente disefiados para ello. Estos decantadores consisten en tanques de poca profundidad que contienen unos dispositivos constituidos por paquetes de placas paralelas o de pequefios tubos de phistico de geometrfas diversas (vease Fig. 6-13a) y se utilizan para mejorar las caracterfsticas de sedimentaci6n de los tanques. A pesar de que se han empleado para la sedimentaci6n tanto en tratamientos primarios como en secundarios y terciarios, su uso ha planteado numerosos problemas, principalmente provocados por los olores debidos a los crecimientos biol6gicos, la acumulaci6n de aceites y grasas, y su obturaci6n.
/ /
Lfquido clarificado
(b)
(a)
FIGURA 6-13 Decantador lamelar tfpico: (a) funcionamiento, (b) definicion esquematica.
La forma, radio hidraulico, inclinaci6n y longitud de las placas varfa en funci6n de cada caso particular. La pnictica normal consiste en introducir unos m6dulos de placas o tubos a suficiente profundidad en el interior de los tanques de sedimentaci6n, ya sean estos circulares o rectangulares. El flujo dentro del tanque sigue una trayectoria ascensional a traves de los m6dulos de placas o tubos y sale de aquel por la parte superior de los m6dulos. Los s6lidos que se depositan en los m6dulos se mueven a contracorriente por acci6n de la fuerza de la gravedad basta depositarse en el fondo del tanque (vease Fig. 6-13a). Para que constituyan elementos autolimpiantes, los m6dulos se inclinan un angulo variable entre 45 y 60° con la horizontal, puesto que si se pasa de los 60° se reduce la
262
INGENIERIA DE AGUAS RESIDUALES
efectividad del proceso. Si la inclinaci6n es inferior a 45°, tienden a producirse acumulaciones de fango en el interior de los m6dulos. Para controlar el crecimiento biol6gico y Ia aparici6n de olores, es necesario limpiar peri6dicamente los m6dulos para eliminar los s6lidos acumulados, procedimiento que suele llevarse a cabo con mangueras a presi6n. La necesidad de limpieza constituye un problema para la utilizaci6n de decantadores lamelares en aquellos casos en los que las caracterfsticas de los s6lidos que hay que eliminar varfan cada dfa. A continuaci6n se realiza el estudio de los decantadores lamelares, para el cual se ha tomado como referenda el esquema de la Figura 6-13b. Para el sistema de coordenadas inclinado de la figura, las componentes de la velocidad de las partfculas son: Vsx = U -
V. sen
Vsy = - V5
COS
0
0
(6.24) (6.25)
en las que Vsx = componente de la velocidad en la direcci6n x. U = velocidad del fluido en la direcci6n x. Vs = velocidad de sedimentaci6n normal de las partfculas. q = inclinaci6n del tubo respecto a la horizontal. Vsy :::;= velocidad de sedimentaci6n en la direcci6n y. Para este sistema de coordenadas, se puede ver que V',;y es la componente crftica de la velocidad, y e1 amllisis de la eliminaci6n de partfculas es el mismo que el anteriormente presentado para el caso de las partfculas discretas.
Analisis de Ia sedimentaci6n zonal o retardada (Tipo 3) En los sistemas que contienen elevadas concentraciones de s6lidos en suspensi6n, ademas de Ia sedimentaci6n libre o discreta y de la sedimentaci6n floculenta, tambien suelen darse otras formas de sedimentaci6n, como Ia sedimentaci6n zonal (Tipo 3) y la sedimentaci6n por compresi6n (Tipo 4). El fen6meno de sedimentaci6n que ocurre cuando se introduce en un cilindro graduado una suspensi6n concentrada, con concentraci6n inicialmente uniforme, se esquematiza en la Figura 6-14. Debido a la alta concentraci6n de partfculas, el lfquido tiende a ascender por los intersticios existentes entre aquellas. Como consecuencia de ello, las partfculas que entran en contacto tienden a sedimentar en zonas o capas, manteniendo entre ellas las mismas posiciones relativas. Este fen6meno se conoce como sedimentaci6n retardada. Conforme van sedimentando las partfculas, se produce un zona de agua relativamente clara por encima de la regi6n de sedimentaci6n. Las partfculas dispersas, relativamente ligeras, que permanecen en esta regi6n sedimentaran como partfculas discretas o floculadas, tal como se ha descrito en apartados anteriores. En la mayorfa de los casos, se presenta una interfase bien diferenciada entre la zona de sedimentaci6n discreta y la regi6n
OPERACIONES FISICAS UNITARIAS
263
Zona de agua clarificada
..................................................................................................................Zona de sedimentaci6n discrete (lipo 1) . ••
Zona de sedimentaci6n floculenta (lipo 2) :·:. ...
"0
c:
.g 0:
liempo
Cilindro
FIGURA 6-14
Esquema de las zonas de sedimentaci6n para un fango activado.
de sedimentacion retardada, como se puede apreciar en la Fig. 6-14. La velocidad de sedimentacion de la zona de sedimentacion retardada es funcion de la concentracion de solidos y de sus caracterfsticas. A medida que avanza el proceso de sedimentacion, comienza a formarse en el fondo del cilindro una capa de partfculas comprimidas, en la zona de sedimentacion por compresion. Aparentemente, las partfculas .de esta region forman una estructura en la que existe contacto entre elias. AI formarse la region o capa de compresion, las capas en las que las concentraciones de solidos son, sucesivamente, menores que en la zona de compresion tienden a ascender por el tubo. Por lo tanto, de hecho, la zona de sedimentacion zonal o retardada presenta una graduacion de concentraciones de solidos comprendida entre la zona de compresion y la de sedimentacion. Segun Dick y Ewing [6], las fuerzas de interaccion ffsica entre las partfculas, especialmente intensas en la zona de compresion, disminuyen con la altura, pudiendo existir, en alguna medida, en la zona de sedimentacion retardada. Generalmente, debido a la variabilidad de los resultados obtenidos, la determinacion de las caracterfsticas de sedimentabilidad de las suspensiones en las que la sedimentacion zonal y la sedimentacion por compresiondesempeflan un papel importante suele realizarse mediante ensayos de sedimentacion. Basandose en los datos deducidos a partir de ensayos en columnas de sedimentacion, el area necesaria para las instalaciones de sedimentacion y espesado de fangos puede determinarse empleando dos tecnicas diferentes. En el primer metodo, se emplean los datos obtenidos en un ensayo de sedimentacion simple (batch), mientras que en el segundo, conocido como el metodo de flujo de solidos, se emplean datos procedentes de una serie de ensayos de sedimentacion realizados con diferentes concentraciones de solidos. En los apartados siguientes se describen ambos metodos.
264
INGENIERIA DE AGUAS RESIDUALES
Determinacion de Ia superficie necesaria a partir de los resultados. de un ensayo de sedimentaci6n simple (batch). A efectos de proyecto, la
determinaci6n de la carga de superficie debe realizarse teniendo en cuenta tres factores: (1) superficie necesaria para la clarificaci6n, (2) superficie necesaria para el espesado, y (3) tasa de extracci6n del fango. Los ensayos en columnas de sedimentaci6n se pueden emplear para determinar directamente la superficie necesaria para la zona de sedimentaci6n libre. Sin embargo, la velocidad de sedimentaci6n zonal suele ser menor que la anterior, de modo que en raras ocasiones es la velocidad de sedimentaci6n libre la que controla el proceso. En el caso del proceso de fangos activados, en el que pueden ser abundantes los fl6culos de partfculas ligeras y de poca consistencia, sf es posible que el disefio sea gobernado por las velocidades de sedimentaci6n floculenta. La superficie necesaria para el espesado de fangos se determina por un metodo desarrollado por Talmadge y Fitch [17]. Se llena una columna de altura H 0 con una suspensi6n de s6lidos de concentraci6n unifonne C0 . Con el paso del tiempo, al ir sedimentando la suspensi6n, la interfase se va desplazando hacia abajo, siguiendo la curva de la Figura 6-15. La velocidad de descenso de la interrase se corresponde con la pendiente de la curva en cada instante de tiempo. Segun este metodo, el area crftica para el espesado viene dada por la siguiente expresi6n: (6.26) donde A = Superficie necesaria para el espesado de los fangos, m 2 • Q = caudal que entra en el tanque, m 3 js. H 0 = altura inicial de la interfase en la columna, m. t 11 = tiempo necesario para alcanzar la concentraci6n de fangos deseada en el fondo del tanque, en segundos. (Nota: La Ecuaci6n 6.26 es valida para cualquier sistema de unidades coherente.) Ho Q)
"' ~
.~
.!!! H1 Q)
"0
~
E!
<( H2
Hu
FIGURA 6-15 12
lu
Tiempo
Analisis grafico de Ia curva de sedimentaci6n de Ia interfase.
OPERACIONES FISICAS UNITARIAS
265
La concentraci6n crftica que controla la capacidad de manipulaci6n del fango en un tanque se presenta a la concentraci6n C 2 , cuando la interfase se halla a una altura H 2 • Este pun to se determina prolongando, hasta la intersecci6n, las tangentes a las regiones de compresi6n y de sedirhentaci6n libre de la curva de descenso de la interfase y trazando a continuaci6n la bisectriz del angulo formado por am bas rectas, como muestra la Figura 6-15. El tiempo t11 se puede determinar con el siguiente procedimiento: 1. Tracese una lfnea horizontal ala profundidad H 11 correspondiente ala profundidad ala que todos los s6lidos se encuentren ala concentraci6n deseada para el fango del fondo del tanque, C.,. El valor de H 11 se determina por medio de la siguiente expresi6n:
(6.27) 2. 3.
Tracese la tangente a la curva de sedimentaci6n en el punto C 2 • Para determinar el valor de t11 , tracese la recta vertical que pasa por el punto de intersecci6n de las rectas trazadas en los pasos 1 y 2. La intersecci6n de esta recta con el eje de los tiempos proporciona el valor de tw
Con este valor de t., y la Ecuaci6n 6.26 se puede determinar Ia superficie necesaria para el espesador. A continuaci6n se determina la superficie necesaria para Ia clarificaci6n, y se adopta como valor que controla el proceso al mayor de ambos. Este procedimiento se ilustra en el Ejemplo 6-5.
Ejemplo 6-5. Dimensionamiento de un tanque de sedimentaci6n de fangos activados. La curva de sedimentaci6n que se muestra en la tabla adjunta se ha obtenido con un fango activado cuya concentraci6n inicial de s6lidos, C0 , era de 4.000 mg/1. La altura inicial de la interfase, en Ia columna de sedimentaci6n, era de 60 em. Determinar la superficie necesaria para obtener un fango concentrado de concentraci6n C., = 12.000 mg/1 con un caudal entrante de 400 m 3 jd. Determinar asimismo la carga de s6lidos, en kgjm 2 • dfa, y la carga de superficie, en m 3 /m 2 • dfa.
So lucian 1.
Detenninar la superficie necesaria para el espesamiento por medio de la Ecuaci6n 6.27. a) Determinaci6n del valor de H.,:
=
4.000 mg/1 x 0,4 m 0 133 12.000 mg/1 = ' m
266
INGENIERIA DE AGUAS RESIDUALES
Altura inicial de interfase
lnterfase de fango
~0,3
\1
Hu=0,2 m
--7\--
\
\ ~~--~--J20----L-~~40--~----6~0--~
Tiempo, min
En Ia curva de sedimentaci6n, se traza una Ifnea horizontal para = 0,2 my una tangente a Ia curva de sedimentaci6n en C 2 , punto medio de Ia regi6n comprendida entre Ia sedimentaci6n zonal y por compresi6n. Biseccionando el angulo formado por las dos tangentes, se determina el punto C 2 • La intersecci6n de Ia tangente en C2 con Ia Ifnea H, = 0,2 m detennina t,. Por consiguiente, t, = 36,5 min, y Ia superficie necesaria es de: H,
3
A = _Q_t, = _40_0_m__·1_d_/_1_.4_40_m_in_·3_6_,5_m_in H0 0,6 m = 16,87 m 2
2.
Determinaci6n de Ia superficie necesaria para Ia clarificaci6n: Determinar Ia velocidad de subsidencia. La velocidad de subsidencia se determina calculando la pendiente de Ia tangente desde Ia porci6n inicial de la curva de sedimentaci6n. La velocidad calculada representa Ia velocidad de sedimentaci6n no zonal del fango:
a)
_ 0,60 m - 0,24 m ( min) 60 h v20 min = 1,08 m/h b)
Determinaci6n del caudal sobrenadante. Dado que el caudal de lfquido sobrenadante es proporcional a! volumen de Ifquido existente por encima de Ia zona crftica de fangos, se puede calcular como sigue: 3 Qc = 400 m /d · 1 d/86·400 s
= 2,78 .lQ- 3 c)
°'
60
0 22 m - m' m 0,60
m 3 /s
Determinaci6n de Ia superficie necesaria para Ia clarificaci6n. La superficie necesaria se obtiene dividiendo el caudal sobrenadante por Ia velocidad de sedimentaci6n:
OPERACIONES FISICAS UNITARIAS
267
Qc 2,78' 10- 3 m 3 /s. 3.600 s/h A = - = --'-------'--,-------'-
1,08 m/h
V
= 9,27 m 2 3.
El elemento de control es Ia superficie de espesamiento (16.9 m 2 ), por ser mayor que Ia superficie necesaria para Ia clarificaci6n (9,27 m 2 ).
4.
Determinaci6n de Ia carga de s6lidos. La carga de s6lidos se determina de Ia siguiente manera: S6lidos, kg/dfa . Carga de s6hdos
5.
= 400 m 3/d·4.000 gjm 3 ·10-E3 =
1.600 kg/d
=
1600 kg/d 23, 6 m 2
=
kg/g
. 67,8 kg/m 2 • d
Determinaci6n de Ia carga hidniulica de superficie: 3
'd . 333 m /d Carga 111 niu1Ica = 23,6 m2 = 14,1 m 3 /m 2 d
Determinacion de Ia superficie necesaria a partir del analisis del flujo de s61idos. Un metodo alternativo para Ia determinaci6n de Ia superficie necesaria para Ia sedimentaci6n zonal es el analisis del flujo de s6lidos [3, 6, 11, 28]. Este metodo, que se basa en el analisis del flujo de masa de los s6lidos en el interior del tanque de sedimentaci6n (movimiento a traves de una superficie de control), exige disponer de datos obtenidos en ensayos en columnas de sedimentaci6n. En un tanque de sedimentaci6n funcionando en estado estacionario, como se muestra en Ia Figura 6-16, existe un flujo constante de s6lidos en sentido descendente. Dentro del tanque, el flujo de s6lidos descendente se produce por sedimentaci6n por gravedad (zonal) y por el transporte de masa debido al caudal extrafdo del fondo, el cual se bombea y recircula. En cualquier punto del tanque, el flujo de masa de s6lidos originado por Ia sedimentaci6n por · gravedad (zonal) tiene el siguiente valor: (6.28) donde SF0 = flujo de s6lidos por acci6n de Ia gravedad, lcg/m 2 ·h.
k = 1/1.000. C; = concentraci6n de s6lidos en el punto de estudio, mg/1. v; = velocidad de sedin1entaci6n de los s6lidos a Ia concentraci6n C;, m/h.
268
INGENIERIA DE AGUAS RESIDUALES Q (Fiujo de agua clarificada)
lnterfase salida (Ia situacidn de Ia interfase depende de Ia cantidad de fango almacenado en el tanque en cualquier memento dado) Flujo de so lidos a traves de Ia superficie de control
Tuberia de extracci6n de fangos
+
Ou(Recirculaci6n), Ub = ~
FIGURA 6-16 Representaci6n esquematica de un tanque de sedimentaci6n funcionando en condiciones estacionarias.
El flujo de s6lidos debido al transporte de masa de la suspensi6n vale: SFII = kC;Ub
(6.29)
donde SF11 = flujo de s61idos debido a la extracci6n de fango del fonda del tan que, kg/m 2 • h. k = 1/1.000. Ub = velocidad descendente de la masa, mjh. El flujo total de masa SF 1 de s6lidos es la suma de las dos cantidades anteriores, y viene dado por: SFt = SFO SF 1 = k(C;V;
+ SFII C;Ub)
(6.30) (6.31)
En esta ecuaci6n, el flujo de s61idos debido ala sedimentaci6n por gravedad (zonal) depende de la concentraci6n de s6lidos y de las caracterfsticas de la sedimentaci6n de los mismos a dicha concentraci6n. En la Figura 6-17 se ilustra el procedimiento que se emplea para obtener una curva de flujo de s6lidos a partir de un ensayo en una columna de sedimentaci6n. A bajas concentraciones (por debajo de 1.000 mg/1 aproximadamente), el movimiento de los s61idos por acci6n de la gravedad es pequefio, ya que la velocidad de sedimentaci6n de los s6lidos es, pnicticamente, independiente de la concentraci6n. Si la velocidad permanece constante a medida que aumenta la concentraci6n de s6lidos, el flujo total de s6lidos debido a la acci6n de la fuerza de la gravedad empieza a aumentar al crecer el valor de las concentraciones. Para concentraciones de s6lidos muy elevadas, la velocidad de sedimentaci6n zonal tiende a cero, y el flujo total de s61idos debidos a la gravedad vuelve a ser muy pequefio. Por lo tanto, se puede concluir que el flujo de s6lidos debido a la
OPERACIONES FISICAS UNITARIAS
269
acci6n de la fuerza de la gravedad debe alcanzar un maximo al aumentar la concentraci6n. Este hecho se ilustra, de manera esquematica, en las Figuras 6-17c y 6-18. Columna de sedimentaci6n (1,5-1,8 m) dotada de un mecanisme de agitaci6n
lnterfase-
La pendiente del tramo inicial de Ia curva en Ia velocidad de sedimentaci6n zonal V3 asociado a Ia concentraci6n C3
"'c: "' ti
·c:;
i:5
liempo (a)
~
en
,;; 0
:!2
SF0 = 1tJ C1, valores V1 y C1 obtenidos de Ia graf1ca del paso (b)
:0 U) Ql
"0
0
'5'
u::
Concentraci6n C
Concentraci6n C
(b) (c)
FIGURA 6-17 Procedimiento de obtenci6n del grafico de flujo de s61idos debido a Ia gravedad en funci6n de Ia concentraci6n de s61idos. (a) Velocidades de sedimentaci6n zonal deducidas de ensayos de sedimentaci6n en columna con suspensiones de diferentes concentraciones. (b) Grafico de las velocidades de sedimentaci6n zonal obtenidas en el paso (a) frente a las concentraciones correspondientes. (c) Grafico del valor calculado del flujo de s61idos frente a Ia concentraci6n correspondiente.
El flujo de s6lidos debido al transporte de masa es una funci6n lineal de la concentraci6n cuya pendiente es Ub, velocidad de extracci6n de fangos por la parte inferior del tanque (vease Fig. 6-18). El flujo total, suma de los flujos por gravedad y por transporte de masa, tambien se muestra en la Figura 6-18. Un aumento o disminuci6n del caudal de extracci6n de fango por la parte inferior del tanque da Iugar a un cambio del sentido de crecimiento de la curva de flujo total, provocando un ascenso o un descenso de la misma. La yelocidad de extracci6n de fangos por la parte inferior se emplea para el control del proceso, ya que es un parametro cuyo valor pueden controlar los operarios de la planta.
270
INGENIERIA DE AGUAS RESIDUALES
Fujo de extracci6n inferior
.c
\sli. "" "'0
32
:0
"' Q)
"0 0
Flujo par gravedad
'5'
u::
tf' II
u..""
(/)
Concentraci6n de s61idos
FIGURA 6·18
Esquema de definicion para el analisis de los datos de sedimentaci6n utilizando el metoda de analisis del flujo de s61idos. La superficie transversal necesaria para el espesado se determina de la siguiente manera: como se muestra en la Figura 6-18, si se traza una lfnea horizontal tangente al punto inferior de la curva de flujo total, su intersecci6n con el eje de ordenadas representa el flujo de s6lidos limite SFL que puede ser producido en el tanque de sedimentaci6n. La concentraci6n del caudal extrafdo por la parte inferior asociada al flujo de s6lidos lfmite, toma el valor de la abcisa correspondiente al punto de intersecci6n de la lfnea horizontal con la lfnea de flujo de extracci6n por la parte inferior del tanque. Esto es asf debido a que el flujo por gravedad es despreciable en la zona del fondo del tanque de sedimentaci6n, ya que los s6lidos se eliminan debido al flujo de masa. Se puede comprobar el hecho de que el flujo por gravedad sea despreciable en el fondo del tanque, llevando a cabo un balance de masas alrededor de la parte del mismo que se extiende por debajo de la profundidad a la cual se produce el flujo de s6lidos lfmite y comparando la velocidad de sedimentaci6n por gravedad del fango con la velocidad en la tuberfa de extracci6n del mismo. Si la cantidad de s6lidos con que se alimenta el tanque de sedimentaci6n es mayor que el valor del flujo de s6lidos lfmite definido en la Figura 6-18, los s6lidos se acumulan'in en aquel y, si no se preve una determinada capacidad de almacenamiento, acaban'in por rebosar por su parte superior. Utilizando el valor del flujo de s6lidos lfmite, la superficie necesaria deducida con un balance de masas viene dada por: A= (Q
~i~,)Co
x (1/1.000 g/mg)
(6.32)
= ( +S;]QCo x (1/1.000 gjmg)
(6.33)
1
L
OPERACIONES FISICAS UNITARIAS
donde
271
A = area transversal, m 2 •
(Q + Q11 ) =caudal volumetrico total que entra en el tanque de sedimen3 taci6n, m /dfa. C0 = concentraci6n de s6lidos en el caudal de entrada al tanque de sedimentaci6n, gjm 3 • SFL = flujo de s6lidos lfmite, kg/m 2 • dfa. 0:
=
QII/Q.
En relaci6n con la Figura 6-18, si se desea que el caudal de extracci6n inferior tenga una mayor concentraci6n, se debe reducir la pendiente de la lfnea de caudal de extracci6n. Esta operaci6n, a su vez, rebajara el valor del flujo lfmite y aumentara el area necesaria. En la practica, es preciso realizar el analisis para diferentes valores del caudal de extracci6n. Para el caso de fangos biol6gicos, los valores tfpicos varian entre 7,1·10- 5 y 1,4·10- 4 mjs aproximadamente [24]. La aplicaci6n de este metodo de analisis se ilustra en el Ejemplo 6-6. En la Figura 6-19 se presenta un metodo de analisis grafico alternativo al presentado en la Figura 6-18. Como se aprecia en la Fig. 6-19, para un valor determinado del caudal de extracci6n por la parte inferior del tanque, el valor del flujo lfmite se obtiene como la intersecci6n con el eje de ordenadas de una recta tangente a la curva de flujo desde el punto del eje de abscisas que representa la concentraci6n deseada para los fangos extrafdos por el fondo. La relaci6n geometrica entre ambos metodos se representa con una lfnea de trazos en la Figura 6-19. El metodo detallado en la Figura 6-19 es especialmente util para la valoraci6n del efecto que supone sobre el tamafio de las instalaciones de tratamiento (tanques de aireaci6n y decantaci6n) la utilizaci6n de diferentes concentraciones de los caudales de extracci6n. En los Ejemplos 6-6 y 10-2 se muestra la aplicaci6n del metodo de analisis del flujo de s6lidos.
Concentraci6n de s61idos
. FIGURA 6-19 Esquema de definicion alternativo para el analisis de los datos de sedimentaci6n utilizando el metodo de analisis del flujo de s61idos.
272
INGENIERIA DE AGUAS RESIDUALES
Ejemplo 6-6. Aplicaci6n del am11isis del flujo de s61idos. Dados los siguientes datos de sedimentaci6n de un fango biol6gico, deducidos de una planta piloto de fangos activados con oxfgeno puro, estimar la concentraci6n maxima del lfquido mezcla que puede mantenerse en el tanque de aireaci6n si el caudal aplicado al tanque de sedimentaci6n Q + Q, se ha fijado en 24m 3 /m 2 • d y el caudal de recirculaci6n de fangos, Q,, es del 40 por 100. La representaci6n esquematica de este problema se ilustra en la figura adjunta. Como se puede ver, los s6lidos espesados y sedimentados procedentes del tanque de sedimentaci6n son recirculados al tanque de aireaci6n para mantener el nivel deseado de s6lidos biol6gicos en el mismo. Suponer que el caudal de purga Qw es despreciable.
Calcular los puntos de la curva de flujo de s6lidos por gravedad a partir de los datos dados y dibujar la curva. a) Preparar una tabla de calculo para determinar los valores del flujo de s6lidos correspondientes a las concentraciones de s6lidos dadas.
Dibujar Ia curva de flujo de s6Iidos (vease figura adjunta). 3~----------------------------------------,
.c 2
t""' cii 0
32
:0 1/) Ql
"0
0
·s ii
1
Xu= 21.800 mg/L
10.000
20.000
30.000
Concentraci6n de SSLM, mg/1
2. Determinar Ia velocidad. de transporte de masa debido a Ia extracci6n por Ia parte inferior. En relaci6n a Ia representaci6n esquem;;Hica del problema anteriormente expuesta, Ia carga aplicada en las instalaciones de sedimentaci6n es igual a (Q + Qr, Io que, por unidad de superficie, resulta igual a 24 m 3/m 2 • dfa (1 m/h). La velocidad del caudal de extracci6n inferior es, por Io tanto:
ub =
[0,4Qj(Q + 0,4Q)](24 m3 /m 2 ·d) = 0,30 m/h
3.
Desarrollar Ia curva de flujo total para el sistema, y diferenciar el valor del flujo lfmite y de Ia concentraci6n maxima del caudal de extracci6n. a)
Dibujar Ia curva de flujo por Ia parte inferior en Ia misma grafica que Ia curva de flujo de s6lidos empleando Ia siguiente relaci6n: SF, = X;· U b • (1.000 gjkg) donde X;= concentraci6n de SSLM, gjm 3 . Ub = velocidad de transporte de masa debido a Ia extracci6n inferior, m/h.
b)
Para X;= 10.000 mg/1, SF,= 10.000 x 0,28/1.000 = 2,8 kgjm 2 ·d.
c) Dibujar Ia curva del flujo total de s6lidos sumando los valores del flujo de s6lidos por gravedad y por extracci6n inferior (vease figura).
274
INGENIERIA DE AGUAS RESIDUALES
d)
A partir de Ia curva de flujo de s61idos, el flujo de s6lidos lfmite resulta igual a
A partir de Ia curva de flujo de s61idos, Ia concentraci6n maxima de s6lidos en el caudal de extracci6n inferior, resulta igual a 21.800 mg/1. Estimaci6n de Ia concentraci6n maxima de s6lidos que puede mantenerse en el reactor esquematizado. a) Balance de masas para el sistema, dentro de los lfmites indicados, despreciando el crecimiento celular dentro del reactor: e)
4.
QXo b)
+ QrXt = (Q + Qr)X
Suponiendo que X 0 = O(X 0 < Xr) y que Qr/Q ci6n de SSLM en el tanque de aireaci6n: 0,4Q · (21.800 mgjl)
= 0,4, calcular la concentra-
= (1 + 0,4)Q ·X
X = 6.229 mg/1
Comentario. Como se muestra en el analisis desarrollado, la concentraci6n de los s61idos recirculados tiene influencia sobre la concentraci6n maxima de s6lidos que se puede mantener en el tanque de aireaci6n. Por esta raz6n, el tanque de sedimentaci6n se debe considerar como parte integral del proyecto de un proceso de tratamiento de fangos activados. Este tema se trata con detalle en el Capftulo 10, que trata del disefio ~e procesos de tratamiento biol6gicos.
Analisis de Ia sedimentaci6n por compresi6n (Tipo 4) El volumen necesario para el fango de la regi6n de compresi6n tambien suele determinarse mediante ensayos de sedimentad6n. Se ha comprobado que la velocidad de sedimentaci6n en esta regi6n es proporcional ala diferencia entre la altura de la capa de fango en el tiempo t y la altura del fango transcurrido un periodo de tiempo prolongado. Este fen6meno puede expresarse mediante la siguiente ecuaci6n: Ht - H
donde H 1 = altura del H co = altura del horas. H 2 = altura del i = constante
CX)
= (H 2 - H
CX)
)e-i
(6.34)
fango en el tiempo t. fango tras un prolongado periodo de tiempo, p.e. 24 fango en el tiempo t 2 • para una suspensi6n dada.
Se ha observado que la agitaci6n sirve para compactar el fango en la regi6n de compresi6n, al promover la rotura de los fl6culos y la circulaci6n del agua. Los equipos de los tanques de sedimentaci6n incluyen rascadores
OPERACIONES FISICAS UNITARIAS
.275
de fondo para transportar el fango y conseguir una mayor compactaci6n. Dick y Ewing [6] encontraron que la agitaci6n tambien favorece una mejor sedimentaci6n en la regi6n de sedimentaci6n zonal. Por todo ello, puede ser conveniente incluir el estudio de la influencia de la agitaci6n como parte esencial de los ensayos de sedimentaci6n, maxime si sus resultados van a ser empleados para determinar las superficies y volumenes de las instalaciones de sedimentaci6n.
6.6 SEDIMENTACION ACELERADA La sedimentaci6n, como se ha expuesto en el apartado anterior, se produce debido a la acci6n de la fuerza de la gravedad dentro de un campo de aceleraciones constante. La eliminaci6n de partfculas sedimentables tambien puede llevarse a cabo aprovechando las propiedades de un campo de aceleraciones variable. Precisamente, el objetivo de los siguientes apartados es introducir brevemente la separaci6n de s6lidos empleando campos de aceleraciones mas complejos que el campo gravitatorio.
Descripci6n Para la eliminaci6n de arenas del agua residual se han desarrollado numerosos aparatos que aprovechan tanto la acci6n de las fuerzas gravitacionales, como la acci6n de la fuerza centrffuga y las velocidades inducidas. Los principios en los que se basa uno de estos aparatos, conocido como Teacup separator (separador en forma de taza de te), se analizan en este apartado [27]. En la Secci6n 9.3 tambien se estudia otro de los aparatos que favorecen el proceso de separaci6n mediante velocidades inducidas. A primera vista, el separador tiene forma de cilindro achatado (Fig. 6-20a). El agua residual se introduce tangencialmente cerca del fondo del cilindro, y se extrae por la parte superior del mismo, tambien tangencialmente. La arena se extrae por una abertura dispuesta en el fondo del elemento.
Anal isis Dentro del separador, debido a que la parte superior esta cerrada, el flujo giratorio crea un v6rtice Jibre (Fig. 6-20b). La principal caracterfstica de un v6rtice libre es que el producto de la velocidad tangencial por el radio es constante: Vr = Constante
don de V = velocidad tangencial, mjs. r =radio, m.
(6.35)
276
INGENIERIA DE AGUAS RESIDUALES
Tanque Teacup
Entrada Planta superior
Entrada S61idos barridos hacia el sumidero 0 8 fl t ')::~,a'l central ec or .c Linea de adici6n de agua de lavado
Velocidad radial 2,5 m/s Capa limite del v6rtice libra
1 m/s
Tolva de acumulaci6n de s61idos. El material grueso no queda incluido
Alzado lateral (b)
(a)
FIGURA 6-20
Separador tipo Teacup: (a) esquema general de una unidad tfpica y (b) esquema definitorio (de Eutek System).
El significado de la Ecuaci6n 6.35 se puede ilustrar con el siguiente ejemplo. Supongamos que la velocidad tangencial en un separador de este tipo de 1,5 m de radio es de 0,9 mjs. En el punto mas alejado del centro, el producto de la velocidad tangencial por el radio tiene el valor de 1,35 m 2 js. Si la abertura de extracci6n de las arenas tiene un radio de 30 em, la velocidad tangencial en la entrada de la abertura sera de 4,5 m/s. La fuerza centrffuga que experimenta una partfcula dentro de este regimen de flujo es igual al cuadrado de su velocidad dividido por el radio, con lo cualla reducci6n del radio a una quinta parte de su valor inicial implica multiplicar por 125 el valor de la fuerza centrffuga. Debido a la magnitud de la fuerza centrffuga en la proximidad de la abertura de salida de las arenas, algunas partfculas quedaran retenidas en el interior del v6rtice libre mientras que otras escapan con el flujo de salida del aparato. Este diferente comportamiento de las partfculas depende de su tamaflo, densidad y resistencia al arrastre: las partfculas de arena quedaran retenidas, mientras que las partfculas organicas quedaran libres y saldran del separador por la parte superior del mismo. Una partfcula organica cuya velocidad de sedimentaci6n sea del arden de magnitud de la de una partfcula de arena suele ser entre cuatro y ocho veces mas grande que esta, con lo que l~s fuerzas de arrastre de las partfculas organicas seran entre 16 y 64 veces
OPERACIONES FISICAS UNITARIAS
277
superiores. Esto provoca que las partfculas organicas tiendan a moverse solidarias con el fluido y sean transportadas fuera del separador. Las partfculas retenidas en el v6rtice acabaran sedimentando debido a Ia acci6n de Ia fuerza de Ia gravedad. En algunas ocasiones tambien sedimen'tan algunas partfculas organicas, que suelen ser aceites y grasas unidos a partfculas de arena. A partir del analisis de la Figura 6-20b, se puede apreciar que el v6rtice libre tambien provoca un estrato de sedimentaci6n dentro del separador. Las partfculas que sedimentan en ese estrato son transportadas al centro del separador por Ia acci6n de Ia velocidad radial. En el Capitulo 9 se estudia con mayor detalle las aplicaciones de este tipo de separadores.
6.7 FLOTACION La flotaci6n es una operaci6n unitaria que se emplea para Ia separaci6n de partfculas s6lidas o lfquidas de una fase lfquida. La separaci6n se consigue introduciendo finas burbujas de gas, normalmente aire, en Ia fase lfquida. Las burbujas se adhieren a las partfculas, y Ia fuerza ascensional que experimenta el conjunto partfcula-burbuja de aire hace que suban basta Ia superficie del lfquido. De esta forma, es posible hacer ascender a Ia superficie partfculas cuya densidad es mayor que Ia dellfquido, ademas de favorecer Ia ascensi6n de ·las partfculas cuya densidad es inferior, como el caso del aceite en el agua. En el tratamiento de aguas residuales, Ia flotaci6n se emplea para Ia eliminaci6n de Ia materia suspendida y para Ia concentraci6n de los fangos biol6gicos (veanse Capftulos 9 y 12). La principal ventaja del proceso de flotaci6n frente al de sedimentaci6n consiste en que permite eliminar mejor y en menos tiempo las partfculas pequeiias o ligeras cuya deposici6n es lenta. Una vez las partfculas se hallan. en superficie, pueden recogerse mediante un rascado superficial.
Descripci6n La aplicaci6n practica de la flotaci6n en las instalaciones de tratamiento de aguas residuales urbanas se limita, en la actualidad, al uso del aire como agente responsable del fen6meno. Las burbujas se aiiaden, o se induce su formaci6n, mediante uno de los siguientes metodos: Inyecci6n de aire en el lfquido sometido a presi6n y posterior liberaci6n de la presi6n a que esta sometido el lfquido (flotaci6n por aire disuelto). 2. Aireaci6n a presi6n atmosferica (flotaci6n por aireaci6n). · 3. Saturaci6n con aire a la presi6n atmosferica, seguido de la aplicaci6n del vacfo allfquido (flotaci6n por vacfo). 1.
En todos estos sistemas, es posible mejorar el grado de eliminaci6n y rendimiento mediante Ia introducci6n de aditivos qufmicos.
278
INGENIERIA DE AGUAS RESIDUALES
Flotaci6n por aire disuelto. En los sistemas FAD (Flotaci6n por Aire Disuelto), el aire se disuelve en el agua residual a una presi6n de varias atm6sferas, y a continuaci6n se libera la presi6n hasta alcanzar la atmosferica (vease Fig. 6-21). En las instalaciones de pequefio tamafio, se puede presurizar a 275-230 kPa mediante una bomba la totalidad del caudal a tratar, afiadiendose el aire comprimido en la tuberfa de aspiraci6n de la bomba (Fig. 6-21a). El caudal se mantiene bajo presi6n en un calderfn durante algunos minutos, para dar tiempo a que el aire se disuelva. A continuaci6n, ellfquido presurizado se alimenta al tanque de flotaci6n a traves de una valvula reductora de presi6n, lo cual provoca que el aire deje de estar en disoluci6n y que se formen diminutas burbujas distribuidas por todo el volumen de lfquido. En las instalaciones de mayor tamafio, se recircula parte del efluente del proceso de FAD (entre e1 15 y el 120 por 100), el cual se presuriza, y se semisatura con aire (Fig. 6-21b). El caudal recirculado se mezcla con la corriente principal sin presurizar antes de la entrada al tanque de flotaci6n, lo que provoca que el aire deje de estar en disoluci6n y entre en contacto con las partfculas s6lidas a la entrada del tanque. Las principales aplicaciones de la flotaci6n por aire disuelto se centran en el tratamiento de vertidos industriales y en el espesado de fangos. Flotaci6n por aireaci6n. En los sistemas de flotaci6n por aireaci6n, las burbujas de aire se introducen directamente en la fase lfquida por medio de difusores o turbinas sumergidas. La aireaci6n directa durante cortos periodos de tiempo no es especialmente efectiva a la hora de conseguir que los s6lidos floten. La instalaci6n de tanques de aireaci6n no suele estar recomendada para conseguir la flotaci6n de las grasas, aceites y s61idos presentes en las aguas residuales nonnales, pero ha resultado exitosa en el caso de algunas aguas residuales con tendencia a generar espumas. Flotaci6n por vaclo. La flotaci6n por vacfo consiste en saturar de aire el agua residual (1) directamente en el tanque de aireaci6n, o (2) permitiendo que el aire penetre en el conducto de aspiraci6n de una bomba. AI aplicar un vacfo parcial, el aire disuelto abandona la soluci6n en forma de burbujas diminutas. Las burbujas y las partfculas s61idas a las que se adhieren ascienden entonces a la superficie para formar una capa de espuma que se elimina mediante un mecanismo de rascado superficial. La arena y demas s61idos pesados, que se depositan en el fondo, se transportan hacia un cuenco central de fangos para su extracci6n por bombeo. En el caso de que la instalaci6n este prevista para la eliminaci6n de las arenas y si el fango ha de ser digerido, es necesario separar la arena del fango en un clasificador de arena antes del bombeo a los digestores. La instalaci6n esta compuesta por una cuba cilfndrica cubierta, en la que se mantiene un vacfo parcial, que incluye mecanismos para la extracci6n de fangos y de espumas. La materia flotante se barre continuamente hacia la periferia de la cuba, donde se descarga automaticamente a una arqueta de espumas de donde se extrae de la instalaci6n por bombeo, asimismo, en
OPERACIONES FISICAS UNITARIAS
279
condiciones de vacfo parcial. El equipo auxiliar incluye un calderfn para saturar de aire el agua residual, un tanque que proporciona un tiempo de detenci6n corto para la eliminaci6n de las burbujas griJ.ndes, las bombas de vacfo y las bombas de fangos y de espumas. Tuberla de alimentaci6n de agua a tratar Reactivos
Tanque de mezcla de reactivos
Sistema de rascado de fango
{a)
Efluente tratado
Tuberla de alimentaci6n de agua a tratar
Efluente recirculado
Reactivos Valvula de control de presi6n
Tanque de mezcla de reactivos
Bomba de alimentaci6n de reactivos
Extracci6n de s61idos sedimentados
Bal6n de presurizaci6n
Conexi6n auxiliar de recirculaci6n (efluente de Ia planta o del decantador prima rio)
de presurizaci6n
{b)
FIGURA 6·21 Esquema de los sistemas de flotaci6n par aire disuelto: (a) sin recirculaci6n, (b) con recirculaci6n.
280
INGENIERIA DE AGUAS RESIDUALES
Aditivos qulmicos. Normalmente, se suelen afiadir determinados compuestos qufmicos para facilitar el proceso de flotaci6n. En su mayor parte, estos reactivos qufmicos funcionan de manera que crean una superficie o una estructura que permite absorber o atrapar facilmente las burbujas de aire. Los reactivos qufmicos inorganicos, tales como las sales de hierro o de aluminio y la sflice activada, se emplean para agregar las partfculas s6lidas, de manera que se cree una estructura que facilite la absorci6n de las burbujas de aire. Tambien se pueden emplear diversos polfmeros organicos para modificar la naturaleza de las interfases aire-lfquido, s6lido-lfquido, o de ambas a la vez. Por lo general, estos compuestos actuan situandose en la interfase para producir los cambios deseados.
Amilisis Dado que la flotaci6n depende en gran medida de la superficie de las partfculas, para obtener los parametros de proyecto necesarios suele ser preciso realizar estudios en planta piloto y ensayos de laboratorio. Los factores que hay que tener en cuenta en el proyecto de equipos de flotaci6n incluyen la concentraci6n de s6lidos, la cantidad de aire que se va a utilizar, la velocidad ascensional de las partfculas y la carga de s6lidos. Por ser el metodo mas comunmente empleado, en el siguiente analisis se estudia la flotaci6n por aire disuelto. El proyecto de sistemas de este tipo se analiza en el Capitulo 9. Valvula reductora de presion
/ Cilindro graduado, 1.000 ml
Camara de
Tubo
FIGURA 6-22 Esquema del aparato" de ensayo de flotaci6n por aire disuelto.
OPERACIONES FISICAS UNITARIAS
281
La eficacia de un sistema de flotaci6n por aire disuelto depende principalmente del valor de la relaci6n entre el volumen de aire y la masa de s61idos (A/S) necesario para obtener un determinado nivel de clarificaci6n. Esta relaci6n es variable en funci6n de cada tipo de suspensi6n' y puede determinarse experimentalmente empleando una celula de flotaci6n de laboratorio, como la que se muestra en la Figura 6-22. En la bibliograffa incluida al final del capitulo pueden encontrarse los procedimientos para llevar a cabo los ensayos necesarios [10]. Los valores tfpicos de la relaci6n airejs6lidos para los espesadores de fangos de .las plantas de tratamiento de aguas residuales varian entre 0,005 y 0,060.
La relaci6n entre e1 cociente A/S y la solubilidad del aire, la presi6n de trabajo y la concentraci6n de s6lidos en el fango para un sistema en el que la totalidad del caudal es presurizado viene dada por la Ecuaci6n 6.36: (6.36)
Temp., oc
0
10
20
30
29,2
22,8
18,7
15,7
donde A/S = relaci6n aire-s61idos, ml (aire)/mg (s6lidos) sa = solubilidad del aire, mljl f = fracci6n de aire disuelto a la presi6n P. Generalmente, f = 0,8 P = presi6n, atm p
+ 101,35 101,35
p = presi6n manometrica, kPa Sa= concentraci6n de s61idos en el fango, mg/1
La ecuaci6n correspondiente para un sistema en el que s6lo el caudal de recirculaci6n se halla presurizado es: A S
1,3sa(fP - 1)R SaQ
(6.37)
donde R = caudal de recirculaci6n presurizada, m 3 /dfa Q =caudal de lfquido mezcla, m 3 /dfa En ambas ecuaciones, el numerador representa el peso del aire y el denominador e1 peso de los s6lidos. El factor 1,3 c01-responde al peso especffico del aire (en mg/cm 3 ) y el termino ( -1) del parentesis se incluye para prever la
282
INGENIERIA DE AGUAS RESIDUALES
posibilidad de que el sistema funcione a la presi6n atmosferica. El Ejemplo 6-7 sirve para ilustrar el uso de estas ecuaciones. La superficie necesaria del espesador se determina considerando la velocidad ascensional de los s6lidos, la cual suele variar entre 0,5 y 9,6 m 3/m 2 · h, dependiendo de la concentraci6n, el grado de espesamiento que se desee alcanzar, y la carga de s6lidos (vease Tabla 12-14)
Ejemplo 6-7. Espesado por flotaci6n del llquido mezcla de fango activado. Proyectar un espesador por flotaci6n, con y sin recirculaci6n presurizada, para espesar los s6lidos de un lfquido mezcla de fango activado desde 0,3 a 4 por 100 aproximadamente. Se suponen de aplicaci6n las siguientes condiciones:
1. Relaci6n 6ptima A/S = 0,008 ml/mg 2. Temperatura = 20 oc 3. Solubilidad del aire = 18,7 ml/1 4. Presi6n del sistema de recirculaci6n (manometrica) 5. Fracci6n de saturaci6n = 0,5 6. Carga de superficie = 8 ljm 2 ·min 7. Caudal de fango = 400 m 3 /dfa
= 275 kPa
So/uci6n (sin recircu/aci6n):
1. Oilculo de la presi6n necesaria empleando la Ecuaci6n 6.36: ~ = 1,3s"(fP- 1)
Alternativamente, podrfa haberse establecido el caudal de recirculaci6n y determinado la presi6n. En un proyecto real, se evaluaran los costes de bombeo con recirculaci6n, sistemas de presurizado y de construcci6n del tanque a fin de hallar la combinaci6n mas econ6mica. 3.
6.8 FIL TRACION EN MEDIO GRANULAR A pesar de que la filtraci6n es l.ma de las principales operaciones unitarias empleadas en el tratamiento del agua potable, la filtraci6n de efluentes procedentes de procesos de tratamiento de aguas residuales es una pn1ctica relativamente reciente. Hoy en dfa, la filtraci6n se emplea, de modo generalizado, para conseguir una mayor eliminaci6n de s6lidos en suspensi6n (incluida la DBO particulada) de los efluentes de los procesos de tratamiento biol6gicos y qufmicos, y tambien se emplea para la eliminaci6n del f6sforo precipitado por via qufmica. El disefio de los filtros y la valoraci6n de su eficacia debe basarse en: (1) la comprensi6n de las variables que controlan el proceso, y (2) el conocimiento del mecanismo, o mecanismos, responsables de la eliminaci6n de materia particulada del agua residual. Por consiguiente, el contenido de esta secci6n abarca los siguientes temas: (1) descripci6n de la operaci6n de filtraci6n; (2) clasificaci6n de los sistemas de filtraci6n; (3) variables que gobiernan el proceso; (4) mecanismos de eliminaci6n de las partfculas; (5) amllisis general de la operaci6n de filtraci6n; (6) amilisis de la filtraci6n de aguas residuales, y (7) necesidad de estudios en planta piloto. La literatura que trata el tema de la filtraci6n es tan voluminosa, que la informaci6n presentada en esta secci6n tan s6lo puede servir como introducci6n al tema. Para mayor informaci6n, con-
284
INGENIERIA DE AGUAS RESIDUALES
sultese la bibliograffa que se incluye al final del capftulo. La ejecuci6n pnl.ctica de los sistemas de filtraci6n se detalla en el Capftulo 11.
Descripci6n de Ia operaci6n de filtraci6n La operaci6n completa de filtraci6n consta de dos fases: filtraci6n y lavado o regeneraci6n (comunmente llamada lavado a contracorriente). Mientras Ia descripci6n de los fen6menos que se producen durante Ia fase de filtraci6n es, pnl.cticamente, identica para todos los sistemas de filtraci6n que se emplean para las aguas residuales, Ia fase de lavado es bastante diferente en funci6n de si el filtro es de funcionamiento continuo o semicontinuo. Tal como expresan sus nombres, en los filtros de funcionamiento semicontinuo la filtraci6n y el lavado son fases que sedan una a continuaci6n de la otra, mientras que en los filtros de funcionamiento continuo ambas fases se producen de forma simultanea. En las Tablas 6-9 y 6-10 se muestran las caracterfsticas ffsicas y de funcionamiento de los filtros de medio granular que se emplean para el tratamiento de las aguas residuales. En la Figura 6-23 se ilustran los esquemas de los principales tipos de filtros.
Operaciones de filtraci6n semicontinuas. En el esquema de la Figura 6-24 se identifica tanto la fase de filtraci6n como de lavado de un filtro convencional de funcionamiento semicontinuo. La fase de filtraci6n en la que se elimina la materia particulada, se lleva a cabo hacienda circular el agua traves de un lecho granular, con o sin la adici6n de reactivos qufmicos. Dentro del estrato granular, la eliminaci6n de los s6lidos en suspensi6n contenidos en el agua residual se realiza mediante un complejo proceso en el que intervienen uno o mas mecanismos de separaci6n como el tamizado, interceptaci6n, impacto, sedimentaci6n y adsorci6n. El final del ciclo de filtrado (fase de filtraci6n), se alcanza cuando empieza a aumentar el contenido de s6lidos en suspensi6n en el efluente hasta alcanzar un nivel maximo aceptable, o cuando se produce una perdida de carga prefijada en Ia circulaci6n a traves dellecho filtrante (vease Fig. 6-25). Idealmente, ambas circunstancias se producen simultaneamente. Una vez se ha alcanzado cualquiera de estas condiciones, se termina la fase de filtraci6n, y se debe lavar el filtro a contracorriente para eliminar la materia (s6lidos en suspensi6n) que se ha acumulado en el seno dellecho granular filtninte (vease Fig. 6-24). Para ello, se aplica un caudal de agua de lavado suficiente para fluidificar (expandir) el medio filtrante granular y arrastrar el material acumulado en ellecho. Para mejorar y favorecer. Ia operaci6n de lavado del filtro, suele emplearse una combinaci6n de agua y aire. En Ia mayorfa de las plantas de tratamiento de aguas residuales, el agua de lavado, que contiene los s6lidos en suspensi6n que se eliminan en el proceso de filtraci6n, se retorna a las instalaciones de sedimentaci6n primaria o al proceso de tratamiento biol6gico. Operaciones de filtraci6n continua. En los filtros de funcionamiento continuo, como el filtro de puente de translaci6n (Fig. 6-23f) o el filtro de flujo
TABLA 6·9
Caracterfsticas ffsicas de los filtros de medic granular comunmente utilizados Detalles del !echo filtrante Funcionamien to del flltro
Tipo de filtro (nombre comun)
Tipo de !echo flltrante
Medio filtrante
Semicontinuo
Convencional
Medio unico
Semicontinuo
Convencional
Medio doble
Semicontinuo
Convencional
Semicontinuo
Profundidad tipica del medio, em
Direcci6n de flujo de fluido
Lavado a contracorriente
Arena o antracita Arena y antracita
75
Descendente
Discontinue
90
Descendente
Discontinue
Medio multiple
Arena, antracita y granate
90
Descendente
Lecho profundo
Medio unico
Arena o antracita
120-180
Descendente
Semicontinuo
Lecho profundo
Medio unico
Arena
120-180
Ascendente
Semicontinuo
Lecho pulsatorio
Medio unico
Arena
27,5
Descendente
Lecho profundo
Medio unico
Arena
120-180
Continuo
Puente m6vil
Medio unico
Arena
27,5
Puente m6vil
Medio doble
Arena
Comentario
Constante/ Variable Constante/ Variable
Es el tipo de filtro mas empleado
Discontinue
Constante/ Variable
Filtro diseilado para aumentar Ia duraci6n del ciclo
Discontinue
Constante/ Variable
:0
Discontinue
Constante
0
Discontinue
Constante
Filtro diseilado para aumentar Ia duraci6n del ciclo
0
Continuo
Continuo
Caudal de circulaci6n a traves del filtro
40
Constante
Ascendente
Continuo
Descendente
Semicontinuo Constante
Descendente
Semicontinuo Constante
'1)
m )>
0 z
Se inyecta aire de forma iutermitente para romper Ia capa superficial y aumentar Ia duraci6n del ciclo El !echo de arena se mueve en direcci6n contraria al flujo del fluido El lavado a contracorriente de las celdas filtrantes individuales se realiza de forma secuencial Ellavado a contracorriente de las celdas filtrantes individuales se realiza de forma secuencial
m
en
""Tl
Ci5
0)> en c
z
i!:0 5> en
1\)
CD CJ1
1\)
(X) 0)
TABLA 6-10 Caracterfsticas operacionales de los filtros granulares comunmente utilizados Tipo de filtro
Funcionamiento durante Ia fase de filtraci6n
Funcionamiento durante Ia fase de lavado
Convencional Semicontinuo, mono, bi y multimedia, flujo descendente
El lfquido a filtrar circula a traves del !echo filtrante en sentido descendente. En funcion del metodo de control del caudal circulante, este puede ser constante o variable.
Cuando Ia turbiedad del efluente empieza a aumentar, o cuando se alcanza Ia maxima perdida de carga admisible, se lava el filtro invirtiendo el sentido de circulacion en el mismo. En Ia operacion de lavado se emplea agua y aire.
Elliquido a. filtrar circula a traves dellecho filtrante en sentido descendente. En funcion del metodo de control del caudal circulante, este puede ser constante o variable.
Cuando Ia turbiedad del efluente empieza a aumentar, o cuando se alcanza Ia maxima perdida de carga admisible, se Java el filtro invirtiendo el sentido de circulacion en el mismo. En Ja.operacion de Javado se emplea agua y aire.
Elliquido a filtrar circula a traves dellecho filtrante en sentido ascendente. El caudal circulante suele ser constante.
Cuando Ia turbiedad del efluente empieza a aumentar, o cuando se alcanza Ia maxima perdida de carga admisible, se lava el filtro aumentando el caudal en Ia parte inferior del mismo. En Ia operacion de Iavado se emplea aire y agua.
Lecho pulsante Semicontinuo,
Elliquido filtrante circula a traves del !echo filtrante en·sentido descendente. Conforme aumenta Ia perdida de carga, se inyecta aire para romper Ia capa superficial y para redistribuir los solidos. El caudal circulante suele ser constante.
Cuando Ia turbiedad del efluente empieza a aumentar, o cuando se alcanza Ia maxima perdida de carga admisible, se lava el flltro invirtiendo el sentido de circulacion en el mismo. Durante Ia operadon de Iavado continua entrando liquido en el filtro. Tambien se · utiliza el lavado por vfa qufmica.
El liquido a filtrar circula. en sentido descendente a traves dellecho filtrante, que se desplaza hacia abajo en direccion a contracorriente. El caudal circulante suele ser constante.
El medio filtrante se lava a contracorriente de forma continua bombeando Ia arena desde el fondo del filtro con un air-lift hasta un dispositive de Iavado de arenas. Una vez limpia, Ia arena se distribuye en Ia parte superior del !echo filtrante.
Puente movil, Continuo, mono y bimedio, flujo descendente
Ellfquido a filtrar circula a traves dellecho filtrante en sentido descendente. El lfquido se sigue filtrando mientras se Iavan las celdas individuales. El caudal circulante suele ser constante.
Cuando se alcanza Ia maxima perdida de carga admisible, las celdas individuales se Iavan sucesivamente, invirtiendo el sentido de flujo en cada una de elias. El agua de lavado se elimina mediante una bomba.
mo~o-medio,
flujo descendente
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OPERACIONES FISICAS UNITARIAS Agua a filtrar
287
Agua a filtrar
+
+
Agua filtrada Agua filtrada
Sistema de drenaje inferior
Sistema de drenaje inferio'r
(a)
(b)
Vertedero
Agua a filtrar
Agua filtrada
120-240
em
I l
180-300
Antraeita
em
Agua filtrada Sistema de drenaje inferior
Malia para retener Ia arena
Arena
Agua a filtrar Nivel variable delagua
(d)
{c)
FIGURA 6-23
Tipos de filtros empleados para Ia filtraci6n del agua residual tratada: (a) filtro convencional, monomedio, flujo descendente; (b) filtro convencional, bimedio, flujo descendente; (c) filtro convencional, monomedio, de lecho profundo, flujo descendente; (d) filtro de lecho profundo y flujo ascendente (continua en Ia pag. siguiente).
288
INGENIERIA DE AGUAS RESIDUALES
Conexi6n de ventilado Agua a filtrar
Nivel variable delagua
Malia para retomar Ia arena
T
25cm
...1..
Puente m6vil, mecanisme de lavado a contracorriente Canaleta de recogida del agua de lavado Nivel variable del agua Agua a filtrar
Sistema de drenaje inferior, comunicado A con Ia atmosfera . gua durantre Ia fase flltrada de filtraci6n
Placa so porte de Ia arena
Celdas de arena individuales
(f)
(e)
Vertedero Agua delavado
-c:::J:====trt:Jii"l\
Agua filtrada
-
Tanque de sedimentaci6n (Nota: Los filtros de arena Iantos sa suelen emplear para tratar el efluente de los estanques de oxidaci6n)
ol~Ca~padea~rena~
Capa de grava Drenaje inferior
(g)
(h)
FIGURA 6-23
(Continuaci6n)
(e) Filtro de lecho pulsante; (f) filtro de puente m6vil; (g) filtro de lecho profunda, flujo ascendente, y lavado a contracorriente continuo, y (h) filtro de arena Iento.
OPERACIONES FISICAS UNITARIAS
Nivel del agua durante Ia filtraci6n
Nivel del agua durante ellavado
Canaleta de recogida del agua dellavado
Aire
-
~\~~~~~~~ Sistema de control
289
Secuencia de funcionamiento del filtro: 1. Abrir valvula A (Permite Ia entrada de agua). 2. Abrir Ia yalvula B (Permlte que el agua fluya a traves del filtro). 3. Durante Ia operaci6n de filtraci6n, todas las demas valvulas permanecen cerradas. Operaci6n de lavado del filtro: 1. Cerrar Ia valvula A. 2. Cerrar Ia valvula B cuando el nivel de agua en el filtro descienda hasta el borde del aliviadero. 3. Abrir las valvulas C yD. (Esto permite que el agua del tanque de lavado fluya a traves del medio filtrante en sentido ascendente, expandiendo Ia arena y lavando los s61idos acumulados en Ia superficie de Ia misma, arrastrandolos fuera del filtro. El agua de lavado se envla a cabeza de Ia planta de · tratamiento). Operaci6n de acondicionamiento (si se utilize) 1. Abrir las valvulas AyE. Todas las demas valvulas cerradas. En ciertas ocasiones se filtra agua durante algunos minutos tras ellavado del filtro para acondicionarlo antes de su puesta en funcionamiento. El agua filtrada en esta fase se envla a Ia red de drenaje.
Sistema de drenaje inferior
FIGURA 6-24
Representaci6n esquematica de un filtro convencional de flujo descendents por gravedad de medio granular.
ascendente (Fig. 6-23g), las fases de filtraci6n y de lavado se realizan simultaneamente. Es importante sefialar que al emplear filtros de funcionamiento continuo no existen los conceptos de turbiedad limite del efluente ni de perdida de carga maxima admisible en la circulaci6n a traves dellecho filtrante. En el filtro de puente de translaci6n, el agua residual inunda el lecho filtrante, fluye a traves del medio por gravedad, y sale del filtro a traves de unos orificios de salida del efluente situados por debajo de cada celda de filtraci6n. Durante el ciclo de lavado a contracorriente, el puente y los equipos incorporados a el se desplazan lentamente por encima del lecho filtrante, aislando y lavando cada una de las celdas de manera consecutiva, sin detener el proceso de filtraci6n (vease Fig. 6-23f). La bomba de lavado a contracorriente, situada en el canal que recoge el efluente de las celdas de filtraci6n, bombea agua filtrada y la introduce a presi6n por las conducciones de salida de cada una de las celdas para conseguir el lavado a contracorriente. La bomba de agua de lavado, situada en el puente m6vil, extrae el agua con materia en suspensi6n producto dellavado de las celdas y la transfiere ala salida del agua de lavado. Este funcionamiento permite ir lavando, una a una, todas las celdas sin que ello afecte al funcionamiento de las demas celdas de filtraci6n. En el filtro de flujo ascendente (Fig. 6-23g) ellfquido que hay que filtrar fluye en direcci6n ascendente a tt·aves del lecho filtrante, al tiempo que la .arena, que se mueve a contracorriente, se va limpiando de forma continua. La arena se bombea desde el fondo del filtro, por una tuberfa central, mediante un
290
INGENIERIA DE AGUAS RESIDUALES
air-lift hasta un dispositivo de lavado situado en la parte superior del filtro. Durante el bombeo de la arena, la materia acumulada en los granos individuales se elimina por abrasi6n (contacto entre granos de arena) y por acci6n de las fuerzas de viscosidad del fluido. La materia eliminada de la arena se evacua por un vertedero situado en el dispositivo de limpieza de la misma. Tambien se contribuye allavado de la arena al hacerla circular por un canal en zig-zag, situado en la parte inferior del dispositivo de lavado, antes de reincorporar la arena al lecho filtrante. El flujo ascendente de efluente filtrado a traves del limpiador de arenas se produce como consecuencia de que el nivel del agua efluente es mas alto que el nivel de agua en el dispositivo de limpieza.
Clasificaci6n de los sistemas de filtraci6n Se ha proyectado y construido diversos modelos y sistemas de funcionamiento de filtros. Los principales tipos de filtros de medio granular se clasifican atendiendo a: (1) tipo de funcionamiento; (2) tipo de medio filtrante empleado; (3) sentido de flujo durante la fase de filtraci6n; (4) procedimiento de lavado a contracorriente, y (5) metodo de control del flujo. En la Tabla 6-9 se exponen las principales caracterfsticas ffsicas de los filtros de medio granular comunmente empleados. Perdida de carga final admisible
t
1iempo de filtraci6n --..
FIGURA 6-25 Representaci6n esquematica del ciclo de filtraci6n.
Tipo de funcionamiento. En relaci6n con el tipo de funcionamiento, los filtros se pueden clasificar en continuos y semicontinuos (vease Tabla 6-10). Los filtros semicontinuos se mantienen en funcionamiento basta que se empieza a deteriorar la calidad del efluente o hasta que se produce una perdida de carga excesiva en el filtro. Cuando se alcanza este punto, se detiene el filtro y se procede a su lavado para eliminar los s6lidos acumulados. En los filtros continuos, los procesos de filtraci6n y lavado se llevan a cabo de manera simultanea.
OPERACIONES FISICAS UNITARIAS
291
Sentido del flujo durante Ia filtraci6n. Los principales tipos de filtros empleados para la filtraci6n de efluentes de aguas residuales se pueden clasificar en filtros de flujo ascendente y filtros de flujo descendente. El mas comun es, con mucho, el filtro de flujo descendente. Su funcionamiento ya ha sido explicado al principia de esta secci6n. Tipos de materiales filtrantes y configuraci6n de los lechos filtrantes. Los principales tipos de configuraci6n de los lechos filtrantes empleados
actualmente para la filtraci6n de aguas residuales se pueden clasificar en funci6n del numero de capas de material filtrante, lo cual da Iugar a los filtros de una unica capa, los de doble capa y los filtros multicapa (vease Fig. 6-26). En filtros de flujo descendente convencionales, los tamafios de los granos de cada capa se distribuyen, de menor a mayor, despues dellavado a contracorriente. En los filtros que cuentan con mas de una capa, el grado en que se mezclan los materiales de las diferentes capas depende de la densidad y de la diferencia de tamafios entre los granos del material que compone cada una de las capas.
~
y .)
..];._X
l )CUJ Secci6n transversal Tamaiio del grano de un !echo de medic unico
Secci6n transversal de un !echo de medic doble
Tamaiio del grano
Secci6n transversal Tamaiio del grano de un !echo de medic triple
FIGURA 6-26
Diagrama esquematico de Ia estratificaci6n del lecho despues del lavado de filtros de medio unico, doble y triple.
Los lechos filtrantes de doble y triple capa, asf como los de capa unica profundos, se desarrollaron para permitir que los s6lidos en suspension presentes en el lfquido a filtrar puedan penetrar a mayor profundidad dentro del lecho filtrante, con lo cual se aprovecha mas la capacidad de almacenamiento de s6lidos dentro del filtro. En cambio, en los filtros de capa unica poco
292
INGENIERIA DE AGUAS RESIDUALES
profundos, se ha podido comprobar que gran parte de Ia eliminaci6n de s6lidos en suspensi6n se produce en los primeros milfmetros de la capa filtrante. El hecho de que los s6lidos penetren a mayor profundidad, tambien permite ciclos de filtraci6n mas largos, puesto que se reduce el ritmo de aumento de las perdidas de carga producidas. En el Capitulo 11 se presentan datos e informaci6n de disefio sobre los diversos tipos de medios filtrantes y sobre los tamafios y espesores caracterfsticos que se emplean para estos elementos. Presion actuante en Ia filtraci6n. Tanto Ia fuerza de Ia gravedad, como Ia creada por una presi6n aplicada, se pueden emplear para veneer la resistencia por fricci6n creada por el flujo que circula a traves del lecho filtrante. Los filtros de gravedad del tipo indicado en Ia Figura 6-23 son los mas comunmente empleados en Ia filtraci6n de efluentes tratados en plantas de tratamiento de gran tamafio. Los filtros a presi6n del tipo indicado en la Figura 6-27 funcionan igual que los de gravedad y se emplean en plantas pequefias. La unica diferencia entre ambos consiste en que, en los filtros a presi6n, Ia operaci6n de filtrado se lleva a cabo en un dep6sito cerrado, bajo condiciones de presi6n. conseguidas mediante bombeo. Los filtros a presi6n suelen funcionar con mayores perdidas de carga maximas admisibles, lo cual conduce a ciclos de filtraci6n mas largos y a menores necesidades de lavado.
El ritmo de flujo a traves de un filtro se puede expresar de la siguiente manera [24]:
Control del flujo.
V .d d d fl . Fuerza impulsora e1oct a e UJO = _R_e_st-.s-te_n_c_ia_d_e_l_fi_lt_ro-
Agua filtrada
Media filtrante
Efluente
Grifo
FIGURA 6-27
Secci6n tfpica de un filtro a presion.
(6.38)
OPERACIONES FISICAS UNITARIAS
293
En esta ecuaci6n, la fuerza actuante representa la perdida de presi6n en la circulaci6n a traves del filtro. AI poner en funcionamiento el filtro, la fuerza actuante s6lo debe veneer la resistencia que ofrecen ellecho filtrante limpio y el sistema de recogida de agua filtrada. A medida que se van' acumulando s6lidos, la fuerza actuante debeni veneer la resistencia que ofrece el lecho filtrante obstruido y el sistema de recogida de agua filtrada. Los principales metodos usados para el control del flujo que pasa a traves de los filtros de gravedad se pueden clasificar en (1) filtraci6n a caudal constante, y (2) filtraci6n a caudal variable decreciente. Filtraci6n a caudal constante. En el proceso de filtraci6n a caudal constante (veanse Figs. 6-28a,b,c), se controla el caudal de etltrada o el caudal efluente para asegurar que el caudal que circula a traves del filtro es constante. El control del caudal de entrada se realiza mediante vertederos o bombeo, mientras que el control del caudal efluente se lleva a cabo mediante la instalaci6n de una valvula de accionamiento manual o automatico. AI inicio del ciclo, gran parte de la fuerza actuante disponible se disipa en la valvula, que se encuentra casi cerrada. AI irse incrementando la perdida de carga en el paso por el filtro, la valvula se va abriendo progresivamente. Dado que las valvulas de control necesarias son elementos caros y que se han producido diversos problemas de funcionamiento con estos elementos, se han desarrollado sistemas alternativos de control del caudal cuyo uso esta mas extendido, como los vertederos y los sistemas de bombeo (vease Capitulo 11). Filtraci6n a caudal variable. En el proceso de filtraci6n a caudal variable (vease Fig. 6-28d), el caudal que pasa a traves del filtro va disminuyendo conforme aumenta la perdida de carga. El control del caudal que circula por el filtro tambien se puede llevar a cabo, tanto a la entrada del filtro como a la salida. Cuando e1 caudal alcanza el valor del caudal mfnimo de proyecto, se detiene el filtro y se procede a su lavado. Para mayores detalles sobre este metodo y sobre otros alternativos, consultese la bibliograffa incluida al final de este capitulo [24, 25].
Variables del proceso de filtraci6n En la Tabla 6-11 se indican las principales variables que cabe considerar en el proyecto de filtros. En la aplicaci6n de la filtraci6n para la eliminaci6n de s6lidos en suspensi6n remanentes, se ha comprobado que las variables mas importantes del proceso de disefio son, posiblemente, la naturaleza de las partfculas presentes en el agua a filtrar, el tamafio del material o materiales que componen el filtro, y el caudal de filtraci6n (Tabla 6-11, variables 1, 4 y 6). Las caracterfsticas mas importantes del agua a filtrar son la concentraci6n de s6lidos en suspensl6n, el tamafio y la distribuci6n de tamafios de las partfculas, y la consistencia de los f16culos. Generalmente, la concentraci6n de s6lidos en suspensi6n en el efluente de
Caracteristicas del agua a filtrar.
294
INGENIERIA DE AGUAS RESIDUALES
plantas de fangos activados y de filtros percoladores varfa entre 6 y 30 mg/1. Debido a que esta concentraci6n suele ser el panimetro de mayor interes, para el control pnictico del proceso de filtrado se suele emplear el valor de la turbidez. Se ha podido comprobar que, dentro de ciertos lfmites, existe una correlaci6n entre la concentraci6n de s6lidos en suspensi6n en las aguas residuales tratadas y los valores medidos de la turbidez. Una expresi6n tfpica de la relaci6n entre ambos panimetros en el caso de procesos de fangos activados con mezcla completa, es la siguiente: S6lidos en suspensi6n, SS, mg/1 = (2,3 a 2,4) x (Turbiedad, NTU)
(6.39)
En la Figura 6-29 se muestran los datos tfpicos sobre el tamafio y distribuci6n de los tamafios de las partfculas s6lidas presentes en el efluente de una
planta de fangos activados a escala piloto que opera con un tiempo de retenci6n celular medio de 10 dfas, habiendose realizado observaciones similares en plantas a escala real. Como se puede apreciar, las partfculas se encuentran en dos intervalos de tamafios distintos: partfculas pequefias, con tamafio de superffcie (equivalente al diametro circular) entre 1 y 15 micras, y partfculas grandes, cuyo tamafio varfa entre 50 y 150 micras. · Ademas de estos tamafios, casi siempre se suele encontrar en los efluentes tratados un reducido numero de partfculas cuyo tamafio sobrepasa las 500 micras. Estas ultimas partfculas son ligeras y amorfas, y no sedimentan facilmente (vease Apartado 6.5 en el que se ex plica e1 fen6meno de sedimentaci6n zonal). A partir del analisis de la distribuci6n de tamafios de las partfculas, es posible concluir que el tamafio principal de las partfculas pequefias es del orden de 3 a 5 micras, y el correspondiente a las partfculas grandes se situa en torno a las 80 o 90 micras. La fracci6n pesada de las partfculas mas pequefias representa en torno al40-60 por 100 del total. Sin embargo, estos porcentajes estimados pueden presentar variaciones en funci6n de las condiciones de funcionamiento del proceso biol6gico y del grado de floculaci6n conseguido en las instalaciones de tratamiento de decantaci6n secundaria. La observaci6n mas significativa relacionada con el tamafio de las partfculas consiste en que Ia distribuci6n de tamafios resulta ser bimodal. Este hecho es importante, puesto que jnfluye sobre los mecanismos de eliminaci6n que puedan tener Iugar durante la filtraci6n. Por ejemplo, parece razonable suponer que el mecanismo de eliminaci6n de partfculas de 1 micra de tamafio sera diferente del que consiga la eliminaci6n de las partfculas de 80 micras (o incluso mayores). El caracter bimodal de la distribuci6n de los tamafios de las partfculas tambien se ha observado en las plantas de tratamiento de aguas [9]. La consistencia de los fl6culos, que no s6lo varfa con el tipo de proceso sino tambien con el modo de operaci6n, es asimismo importante. Por ejemplo, los fl6culos residuales de la precipitaci6n qufmica del agua residual tratada biol6gicamente pueden ser considerablemente mas debiles que los fl6culos biol6gicos antes de la precipitaci6n. Ademas, la consistencia de los fl6culos biol6gicos varfa con el tiempo medio de retenci6n celular, aumentando con el (veanse Capftulos 8 y 10). El aumento de la consistencia es consecuencia, en parte, de la producci6n de polfmeros extracelulares que se producen con el aumento
OPERACIONES FISICAS UNITARIAS
r----~-!Sistema
de control
de carga
295
- - L a descarga desde el verdadero o w e partici6n da cauda las antra . en el filtro par encima '•del nival maxin;10 del agua
:.-. =;_<<·;:, :::-;;::.::.: !(_,_ 0· ~
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Nivel
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3
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d~ agua
90 60
v..:Aumento de Ia perdida de carga I
2
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'
mm >'C
0,24
4
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-1
30 0 "'---'---..L..--<--
liampo de duraci6n de un ciclo de filtraci6n, h
liempo de duraci6n de un ciclo de filtraci6n, h
(a)
(b) Canal o conducci6n del agua a filtrar r"-:!;-----=;:=:=:=:=--j
0 liempo de duraci6n de un ciclo de filtraci6n, h (c)
90 60
El nivel de agua es el mismo para todos los filtros
30
Nivel de agua
0 '----::;li:-'le_m_p_o_d-;-a'-d-;-u-ra-c-,-io+-.n - de un ciclo de filtraci6n, h
(d)
FIGURA 6-28 Esquema de Ia filtraci6n a caudal constante: (a) perdida de carga fija; (b) perdida de carga variable; (c) carga variable, con filtro de lecho pulsante y caudal de filtraci6n variable, y (d) perdida de carga y caudal variables. Nota: Las curvas de los filtros (a), (b) y (d) corresponden al funcionamiento de un filtro dentro de un grupo de cuatro filtros.
Los numeros representan el filtro que esta siendo lavado durante el ciclo de filtraci6n. En Ia practica, el tiempo entre lavado no es el mismo para los cuatro filtros [19].
296
INGENIERIA DE AGUAS RESIDUALES
TABLA 6-11 Principales variables que intervienen en el diseiio de filtros de medio granulara
Variable
Significado
1. Caracterfsticas del medio filtrante b a) Tamafio del grano b) Distribuci6n del tamafio del grano c) Forma, densidad y composici6n del grano d) Carga del medio
Afectan a la eficacia de eliminaci6n de partfculas y al aumento de la perdida de carga.
2. Porosidad del lecho filtrante
Determina la cantidad de s6lidos almacenables en el filtro.
3. Profundidad dellecho filtrante
Afecta a la perdida de carga y a la duraci6n del ciclo.
4. Velocidad de filtraci6n b
Utilizada junto con las variables 1, 2, 3 y 6 para calcular la perdida de carga con agua lim pia.
5. Perdida de carga admisible
Variable de proyecto.
6. Caracterfsticas del agua residual a tratarb a) Concentraci6n de s61idos en suspensi6n b) Distribuci6n y tamafio del f16culo o partfcula c) Consistencia del f16culo d) Carga del f16culo o partfcula e) Propiedades del fluido
Afectan a las caracterfsticas de eliminaci6n para una configuraci6n dada del lecho filtrante. Las caracterfsticas indicadas del agua a tnitar pueden ser controladas, basta cierto punto, por parte del proyectista
" Adaptado parcialmcntc de Ia bibliograffa [18 y 19]. Veasc cl tcxto para una discusi6n adicional sobrc las variables cspccfficas.
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120
140
160
Tama!io de las partfculas, micr6metros
FIGURA 6-29 Distribuci6n tfpica de los tamaiios de las partfculas de un efluente tratado.
OPERACIONES FISICAS UNITARIAS
297
del tiempo medio de retenci6n celular. Para tiempos medios de retenci6n celular extremadamente altos (15 dfas o mas), se ha observado una disminuci6n de la consistencia de los f16culos. Caracteristicas del medio filtrante. La caracteristica del medio filtrante que mas afecta al proceso de filtraci6n es el tamafio del grano~ El tamafio del grano afecta tanto a la perdida de carga en la circulaci6n del agua a traves del filtro como a la tasa de variaci6n de dicho aumento durante el ciclo de filtraci6n. Si el tamafio de grano efectivo del medio filtrante es demasiado pequefio, la mayor parte de la fuerza actuante se empleara para veneer la resistencia de fricci6n provocada por el lecho filtrante, mientras que si el tamafio efectivo es demasiado grande, muchas de las partfculas de menor tamafio presentes en el agua a filtrar pasaran directamente a traves del filtro sin ser eliminadas. Velocidad de filtracion. La velocidad de filtraci6n es un parametro importante por cuanto afecta a la superficie necesaria del filtro. Para una aplicaci6n dada del filtro, la velocidad de filtraci6n dependera de la consistencia de los f16culos y del tamafio medio de grano del lecho filtrante. Por ejemplo, si los f16culos son de debil consistencia, las velocidades de filtraci6n elevadas tenderan a romper los f16culos y a arrastrar gran parte de los mismos a traves del filtro. Se ha observado que las velocidades de filtraci6n dentro del intervalo de 4,8 a 19,2 m 2 /m 2 • h no afectan la calidad del efluente del filtro, debido a la propia resistencia del f16culo biol6gico. Este aspecto se tratara, adicionalmente, en el Capftulo 11.
Mecanismos de eliminaci6n de las partlculas Los principales mecanismos que parecen contribuir a la eliminaci6n de las partfculas s6lidas en un filtro de medio granular se identifican y describen en la Tabla 6-12. Los mecanismos de eliminaci6n de mayor efectividad (los cinco primeros de la Tabla 6-12), se ilustran en la Figura 6-30. Se ha comprobado que la acci6n de retenci6n es el principal responsable de la eliminaci6n de los s6lidos en suspensi6n en la filtraci6n del efluente de procesos de sedimentaci6n secundaria en tratamientos biol6gicos [18, 22]. Existen otros mecanismos que, probablemente, tambien tienen influencia, aunque sus efectos sean de menor importancia y pueden quedar enmascarados por el de retenci6n. La interceptaci6n, el impacto y la adhesi6n son ejemplos de estos mecanismos. De hecho, es razonable suponer que la eliminaci6n de algunas de las partfculas mas pequefias que aparecen en la Figura 6-29 se eliminan en dos fases: transporte de las partfculas basta la superficie y posterior eliminaci6n por los mecanismos que actuen. O'Melia y Stumm caracterizaron estas dos fases como etapas de transporte y de adherencia respectivamente [14]. La eliminaci6n de la materia en suspensi6n por el mecanismo de retenci6n puede identificarse debido a: (1) la variaci6n temporal de las curvas de elimina-
298
INGENIERIA DE AGUAS RESIDUALES
TABLA 6·12 Mecanismos actuantes en el seno de un filtro de media granular que contribuyen a Ia eliminaci6n de Ia materia en suspension a Mecanismo
Descripci6n
1. Retenci6n b a) Mecanica
Las partfculas de mayor tamafio que los poros del medio filtrante son retenidas mecanicamente.
b) Contacto aleatoric
Las partfculas de tamafio menor que los poros del medio filtrante quedan atrapadas dentro del filtro por contacto aleatoric.
2. Sedimentaci6n b
Las partfculas sedimentan sobre el medio filtrante.
3. Impactob
Las partfculas pesadas no seguiran las lfneas de corriente del flujo.
4. Intercepci6n b
Muchas de las partfculas que se mueven segun las Hneas de corriente se eliminan cuando entran en contacto con Ia superficie del medio filtrante.
5. Adhesi6n b
Las partfculas floculentas Began a adherirse a Ia superficie def medio filtrante al pasar por el. Dada Ia fuerza creada por el agua que fluye, parte de Ia materia es arrastrada antes de quedar firmemente adherida y es transportada a zonas mas profundas dentro del !echo. AI obturarse el !echo, Ia fuerza de arrastre superficial aumenta hasta un punto en el que no se puede eliminar mas materia. Es posible que una cierta cantidad de material atraviese el fondo del filtro, causando Ia subita aparici6n de turbidez en el efl uen te.
6. Adsorci6n qufmica a) Enlace b) Interacci6n qufmica 7. Adsorci6n ffsica a) Fuerzas electrostaticas b) Fuerzas electrocineticas c) Fuerzas de Vander Waals 8. Floculaci6n
Una vez que una partfcula ha entrada en contacto con Ia superficie del medio filtrante o con otras partfculas, cualquiera de estos mecanismos, o ambos a Ia vez, pueden ser responsables de su retenci6n.
Las partfculas mayores alcanzan a las menores, se juntan con elias y forman partfculas de tamafios aun mayores. Estas partfculas son subsiguientemente eliminadas por alguno de los mecanismos de eliminaci6n arriba indicados (1 a 5)
9. Crecimiento biol6gico
El crecimiento biol6gico dentro del filtro reducira el volumen del poro y puede mejorar Ia eliminaci6n de partfculas mediante alguno de los mecanismos de eliminaci6n descritos (del 1 a! 5).
• Adaptado de Ia bibliograffa [18]. b Generalmente, en Ia literatura se identifican como mecanismos de eliminaci6n.
OPERACIONES FISICAS UNITARIAS
299
Uneas de corriente
'
\r,;·....
~JJ;.~i9.~.i:" .,. Trayectoria de las partfculas
(b)
(c)
(d)
FIGURA 6-30 Eliminacion de Ia materia en suspension en un filtra granular: (a) par retencion; {b) par sedimentacion a impacta inercial; (c) par intercepcion; {d) par adhesion, y {e) par flaculacion.
300
INGENIERIA DE AGUAS RESIDUALES
ci6n de concentraci6n normalizadas a lo largo del filtro, y (2) la forma de la curva de perdidas de carga en el filtro, en la totalidad del mismo, o en una capa determinada. Si la retenci6n es el principal mecanismo de eliminaci6n, la forma de la curva de eliminaci6n normalizada no presentan1 grandes variaciones en el tiempo, y las curvas de perdidas de carga sen1n curvilfneas (Fig. 6-31).
Analisis general de Ia operaci6n de filtraci6n En general, Ia caracterizaci6n matematica de Ia eliminaci6n de partfculas en el interior de un filtro se basa en la consideraci6n de la ecuaci6n de continuidad junto con una ecuaci6n de velocidad auxiliar. 0
_g 0
.!!!
a; 'C
....
.!2 :uc. :J
"' "'c. .!!! "' "' ~ "' '5 "' E "' '5 ~
'C
'C
'C 'C
c:
·.2 0
6:::
0
0,5
1,0
Relaci6n de concentraciones, C!CO
FIGURA 6-31
Curvas de Ia relaci6n de concentraciones para un filtro de medio granular donde Ia retenci6n es el principal mecanismo de eliminaci6n de partfculas.
Ecuaci6n de continuidad. La ecuaci6n de continuidad para la operaci6n de filtrado puede desarrollarse considerando un balance de masas de los s6lidos en suspensi6n para una secci6n transversal del filtro de area A y de espesor dx medido en Ia direcci6n de flujo. Hechas estas consideraciones, el balance de masas resulta:
1.
301
Velocidad de flujo de masa de s6lidos que salen del volumen elemental
(6.40)
Planteamiento general: Velocidad de acumulaci6n de s6lidos dentro del volumen elemental
2.
OPERACIONES FISICAS UNITARIAS
Velocidad de flujo de masa de s6lidos que entra en el volumen elemental
ac) dV = Q(C)- Q ( C+ ac at + ~(t) at ax dx ) ( aq donde
aqjat = a(t) =
ac;at =
dV = Q= C=
ac;ax =
(6.41)
variaci6n con el tiempo de la cantidad de s6lidos depositados en el interior del filtro, mgjcm 3 ·min. porosidad media como funci6n del tiempo. variaci6n con el tiempo de la concentraci6n media de s6lidos en el espacio poroso, mg/cm 3 . min. diferencial de volumen, cm 3 . caudal de filtraci6n, ljmin. concentraci6n de s6lidos en suspensi6n, mg/1. variaci6n espacial de la concentraci6n de s6lidos en la lfnea de flujo, mg/1· em.
Sustituyendo A·dx por dV y A· v por Q, donde v es la velocidad de filtraci6n (ljcm 2 ·min) y simplificando, la Ecuaci6n 6.41 se transforma en:
ac = -aq + a(t) -ac ax at at
- v-
(6.42)
En la Ecuaci6n 6.42, el primer termino representa la diferencia entre la masa de s6lidos en suspensi6n que entra en la secci6n de control y la que sale de el; el segundo termino representa la variaci6n en el tiempo de la masa de s6lidos en suspensi6n acumulados en los intersticios del medio filtrante, y el tercer termino representa la variaci6n en el tiempo de la concentraci6n de s6lidos en suspensi6n en el volumen de poros existente en el filtro. En un proceso continuo, la cantidad de fluido contenido dentro del lecho filtrante es, generalmente, pequefia comparada con el volumen de lfquido que circula a traves del mismo. En este caso, el balance de masas toma la forma:
ac ax
aq at
-v-=-
(6.43)
Esta ecuaci6n es la que aparece con mayor frecuencia en la literatura tecnica que analiza la teorfa de los procesos de filtraci6n.
302
INGENIERIA DE AGUAS RESIDUALES
Ecuacion de velocidad. Para la resoluci6n de la Ecuaci6n 6-43 es necesario disponer de una ecuaci6n adicional independiente de la anterior. La forma mas directa de abordar la resoluci6n del problema consiste en deducir una relaci6n que pueda emplearse para describir la variaci6n espacial de la concen-, traci6n de materia en suspensi6n:
(6.44) en la que V1 , V2 y V3 son las variables que controlan la eliminaci6n de la materia en suspensi6n de la soluci6n. Una tecnica alternativa consiste en desarrollar una ecuaci6n complementaria, en la que las variables del proceso esten relacionadas con la cantidad de material eliminado dentro del filtro a diversas profundidades. Esto puede escribirse, en forma de ecuaci6n, de la siguiente manera: (6.45)
Analisis de Ia filtraci6n de agua residual El siguiente analisis, tambien adaptado de la bibliograffa [18], se basa en la suposici6n de que el mecanismo de eliminaci6n es la acci6n de retenci6n. Ecuacion de continuidad. Dado que la forma de la curva de eliminaci6n dentro del filtro no presenta variaciones temporales, la ecuaci6n de continuidad 6-43 se puede escribir como una ecuaci6n diferencial ordinaria: dC dq -v-=-
dx
dt
(6.46)
Ecuacion de velocidad. A partir del tamafio y distribuci6n de tamafios de las partfculas del agua a tratar (Fig. 6-29), y de la forma de las cm·vas normalizadas (Fig. 6-31), se puede concluir que la velocidad de variaci6n de la concentraci6n con la distancia debe ser proporcional a algun coeficiente de eliminaci6n que varfa con el grado de tratamiento o de eliminaci6n que se lleva a cabo en el proceso de filtraci6n. Por ejemplo, supongamos que se hace pasar por el filtro a la totalidad de las partfculas s6lidas presentes en el agua a filtrar. La probabilidad de eliminar partfculas s6lidas del agua residual es p1 . En la segunda capa, dicha probabilidad es p2 • Suponiendo que algunas de las partfculas de mayor tamafio se eliminan enla primera capa, resulta que p2 es menor que p 1 • Si iteramos el argumento, se puede concluir que el valor de la tasa de eliminaci6n varfa, siempre, en funci6n del grado de tratamiento. Este fen6meno se puede expresar en forma matematica mediante la siguiente ecuaci6n:
OPERACIONES FISICAS UNITARIAS
dC - [ dx - (1
en la que
1
+ ax)"
Jr C 0
303 (6 47) ·
C = concentraci6n, mg/1.
x = distancia, em. r0 = grado de eliminaci6n inicial, em- 1 . a, n = constantes. En la Ecuaci6n 6.47, el termino entre corchetes suele recibir el nombre de factor de retardo. Cuando el exponente n es nulo, el termino entre corchetes toma el valor unidad; en estas condiciones, la Ecuaci6n 6.47 representa una curva de eliminaci6n logarftmica. Cuando n vale 1, el termino entre corchetes experimenta un nipido descenso en los primeros 12,5 em y, a partir de ese punto, desciende de forma mas gradual en funci6n de la distancia. Por consiguiente, resulta que el exponente n puede relacionarse con la distribuci6n de los tamafios de las partfculas del agua residual a filtrar. Por ejemplo, cuando se trata de un medio filtrante uniforme y las partfculas que se quiere eliminar son de un unico tamafio, es de esperar que el valor del exponente no sea cero, y que la eliminaci6n inicial pueda describirse como una funci6n de eliminaci6n de primer orden. Hay que hacer notar que esta ecuaci6n s61o se ha comprobado para velocidades de filtraci6n inferiores a 24 m 3 jm 2 . h. El valor de r0 se detennina calculando la pendiente de la curva de eliminaci6n a una profundidad nula o cercana a cero, dado que [1/(1 + ax)n] toma, aproximadamente, el valor 1. Los valores de las constantes a y n deben determinarse mediante un proceso iterativo. La forma mas sencilla de hacerlo consiste en reescribir la Ecuaci6n 6.47 de la forma: Cr 0 ( dCjdx
)
1 11
1
_
- 1 +ax
(6.48)
Si se representa funcionalmente la Ecuaci6n 6.48, el valor de n es el mismo que en una grafica normal, mientras que el valor de a viene dado por la pendiente de la recta que describe los datos experimentales. Ecuaci6n de velocidad generalizada. Debido a los resultados experimentales obtenidos en este estudio y a los datos contenidos en la literatura tecnica, aparecen cinco factores principales que afectan a la variaci6n espacial y temporal de la eliminaci6n de la materia residual en suspensi6n procedente de un proceso de floculaci6n-sedimentaci6n en un filtro granular para una temperatura dada. Estos factores son: el tamafio de grano del medio filtrante, la velocidad 'de filtraci6n, el tamafio y distribuci6n de los tamafios de las partfculas del agua a filtrar, la consistencia de los fl6culos, y la cantidad de materia eliminada en el interior del filtro. Por lo tanto, una ecuaci6n de velocidad generalizada debera tener en cuenta estos cinco factores. Aunque son posibles diversas formulaciones, puede desarrollarse una ecuaci6n de velocidad generalizada multiplicando la Ecuaci6n 6.47 por un factor
304
INGENIERIA DE AGUAS RESIDUALES
que tenga en cuenta el efecto de la materia acumulada en el proceso de filtraci6n. La ecuaci6n que se propone es: ·
q)
1 ( dx = - (1 + ax)n roC 1 - q,.
dC
111
(6.49)
donde q = cantidad de s6lidos en suspensi6n retenidos en el filtro q,. = capacidad maxima de retenci6n de s6lidos m = constante relacionada con la consistencia de los fl6culos Inicialmente, cuando la cantidad de material eliminado en el filtro es pequefla, q = 0; (1-qjq,.) 111 = 1, y la Ecuaci6n 6.49 es equivalente a la Ecuaci6n 6.47. Conforme comienzan a obturarse los estratos superiores, el tennino (1-qjq 11 ) 111 tiende a cero, con lo que la velocidad de variaci6n de la concentraci6n con la distancia es nula. En niveles mas profundos, la cantidad de materia eliminada es esencialmente nula, y se puede aplicar el analisis anterior. Desarrollo de Ia perdida de carga. En el pasado, la tecnica mas comunmente empleada para detenninar la perdida de carga en un filtro obstruido consistfa en realizar el calculo por medio de una forma modificada de las ecuaciones empleadas para la evaluaci6n de las perdidas de carga para el
Arena uniforme
Antracita uniforme
4
3
2
1,0
E
'"
~ 0,5 ()
"' "' 'i'i
'0 '0
.a; a.
Scilidos en suspension eliminados
FIGURA 6-32
Perdida de carga respecto a los s61idos en suspension eliminados, para tamarios uniformes de arena y antracita.
OPERACIONES FISICAS UNITARIAS
305
TABLA 6-13 Formulas para el calculo de Ia perdida de carga del flujo de agua limpia a traves de un medic granular 8
Definicion de los terminos
Ecuaci6n
Carmen-Kozency:
f
1-
h=¢
C
v;
L -d g
(J.
1 1- CJ. LV1 p h =2'-fs ¢ g do
1-
(J.
f= 150 - Nt
=
N
+ 1,75
¢dV,,p
R
Jl
Fair-Hatch:
(/.?
_ , (1 I1-IW82
(1.3
L vs d2 g
--
2
(1 - C1.) LVS hs - lw 3 (J.. g
(6) -
¢
Rose: 11
1,067 ¢
=
~ v;tlCJ.4d g
c .!_ 2
I1 = 1,067 LVs 2'-C p s ¢ CJ.4g tl do
·.
ctl
=
24
Nn
3
+ r;::r + o,34 -yNR
Hazen:
11
1
=
60
L
c T + 10 dro V/,
" Adaptado de Ia bibliografla [19].
2
p
2'. d2 0
= Coeficiente de compactaci6n (varfa entre
600 para arenas muy compactas y no muy limpias y 1.200 para arenas muy uniformes limpias). Ctt = Coeficiente de arrastre. d = Diametro del grano. d0 = Diametro medio entre los tamaflos de tamiz d 1 y d2 jd;d;, m. d 10 = Diametro de grano efectivo, mm. f = Coeficiente de fricci6n. g = Aceleraci6n de Ia gravedad, 9,8 m/s 2 • h = Perdida de carga, m. hs = Perdida de carga a traves de un ]echo filtrante estratificado, m. k = Constante de filtraci6n: 5 basada en las aberturas de los tamices; 6 basada en el tamaflo de Ia separaci6n. L = Profundidad del ]echo filtrante, m. N 1{ = Numero de Reynolds. p = Fracci6n de partfculas (en masa) retenidas entre dos tamices consecutivos. S = Factor de forma (entre 6,0 para partfculas esfericas y 8,5 para materiales de machaqueo). T = Temperatura, oc. V/, = Velocidad de filtraci6n superficial (de aproximaci6n), m/d. Vs = Velocidad de filtraci6n superficial (de aproximaci6n), m/s. CJ. = Porosidad. Jt = Viscosidad (N. sjm 2 ). v = Viscosidad cinem
306
INGENIERIA DE AGUAS RESIDUALES
caso de aguas limpias (vease Tabla 6-13 y Ejemplo 6-8). En todos los casos, la dificultad que se planteaba al emplear estas ecuaciones estribaba en la necesidad de estimar el valor de la porosidad para los diferentes grados de obstrucci6n. Desgraciadamente, la complejidad de esta tecnica hace que la mayorfa de estas formulaciones hayan cafdo en desuso o, en el mejor de los casos, resulten extremadamente diffciles de aplicar. Una tecnica alternativa consiste en relacionar la evoluci6n de las perdidas de carga con la cantidad de material eliminado en el filtro. En este caso, la perdida de carga se calcularfa por medio de la expresi6n: 11
Ht = H 0
+
L
(hi)t
(6.50)
i= 1
donde H 1 = perdida de carga en el instante t, m H 0 = perdida de carga inicial del agua limpia, m (hi)t = perdida de carga en la i-esima capa del filtro en el instante t, m A partir de la evaluaci6n de las curvas de evoluci6n de las perdidas de carga para arena uniforme y para antraCita, se ha podido deducir que el incremento de la perdida de carga en una capa individual de un filtro esta relacionado con la cantidad de materia contenida en dicha capa. La f6rmula que resulta, para el calculo de la perdida de carga en la i-esima capa es: (6.51) donde (qi)t
cantidad de material depositado en la i-esima capa en el instante t, mg/cm 3 a, b = constantes =
En esta ecuaci6n, cuya representaci6n corresponde a la Fig. 6-32, se supone que el incremento de la perdida de carga es unicamente funci6n de la cantidad de materia eliminada. En el Ejemplo 6-8 se calculan las perdidas de carga debidas ala circulaci6n de agua limpia a traves de un filtro. En el Ejemplo 6-9 se ilustra c6mo calcular la variaci6n de las perdidas de carga durante el proceso de filtraci6n a partir de los datos de la Figura 6-31.
Ejemplo 6-8. Calculo de Ia perdida de carga del agua limpia con un filtro de medio granular. Determinar la perdida de carga con agua limpia en un !echo filtrante compuesto por 30 em de antracita uniforme con un tamafio medio de 1,6 mm y 30 em de arena uniforme con un tamafio medio de 0,5 mm, para una velocidad de filtraci6n de 160 ljm 2 ·min. Suponer que la temperatura de funcionamiento es de 20 oc. Emplear la Ecuaci6n de Rose dada en la Tabla 6-13 para calcular la perdida de carga. Adoptar valores de ¢ 0,73 y 0,82 para la antracita y la arena respectivamente. Soluci6n
1.
Determinaci6n del Numero de Reynolds para las capas de arena y antracita:
OPERACIONES FISICAS UNITARIAS
a)
-307
Capa de antracita N = ¢dV. R
V
d = 1,6 mm = 1,6·10- 3 m
160 1/min
v. = (l.OOO l/m 3)
.
= 0,16 mjmm
(N6tese que la velocidad de filtraci6n se convierte en una velocidad lineal equivalente convirtiendo el volumen expresado en litros en metros cubicos) v en 20°C
L = 0,3 m d = 1,6·10- 3 m V = 0,16 m/min = 2,67 ·10- 3 mjs
g = 9,81 m/s 2 11
3
_ 1,067 -
( 1 ) ( 0,3 m ) 2,67 ·10- m/s 9 0,73 ( ,7?) 0,0256 1,6 ·10 3 m · 9,81 m/s 2
= 0,076 m b)
Capa de arena
rx = 0,4 (valor supuesto), rx 4 = 0,0256 L = 0,3 m d = 5·10- 4 m V = 2,67 ·10- 3 mjs g = 9,81 m/s 2 h = 1,067 (25 23 ) (-1-) (
0,82
'
0,0256
3
0,3 m ) . 2,67 ·10- mjs 5. 10- 4 m 9,81 m/s 2
= 0,0557 m
4.
Determinaci6n de Ia perdida de carga total H rHr
= perdida de carga a. traves de Ia capa de antracita + perdida de carga a
traves de Ia capa de arena Hr = 0,076 m + 0,557 m = 0,663 m Comentario. Los calculos de las perdidas de carga realizados en este ejemplo han sido simplificados a! suponer que las capas de antracita y arena son de tamafio uniforme. Cuando se trate de lechos filtrantes estratificados, se puede emplear el mismo sistema de calculo, pero considerando que Ia perdida de carga total es Ia suma de las perdidas producidas en las sucesivas capas. Para !echos filtrantes estratificados, se emplea Ia segunda forma de las ecuaciones de Carmen-Kozeny, Fair-Hatch y Rose, contenidas en Ia Tabla 6-13.
Necesidad de estudios en planta piloto A pesar de que la informaci6n presentada en los apartados anteriores de esta secci6n ayudani al lector a entender la naturaleza de la operaci6n de filtrado, tal como se aplica a la filtraci6n de agua residual tratada, es preciso insistir en el hecho de que no existe un sistema generalizado para el proyecto de filtros a escala real. La causa principal estriba en la variabilidad inherente de las c3:.racterfsticas de los s6lidos en suspensi6n del agua a filtrar. Por ejemplo, los
OPERACIONES FISICAS UNITARIAS
309
cambios en el grado de floculaci6n de los s6lidos en suspensi6n en las instalaciones de sedimentaci6n secundaria, afectan'in sustancialmene a los tamafios de las partfculas y a la distribuci6n de los tamafios de ,las partfculas s6lidas presentes en el efluente. Este hecho, a su vez, afectan'i al funcionamiento del filtro. Ademas, dado que las caracterfsticas de los s6lidos en suspensi6n del efluente variaran en funci6n de la carga organica del proceso asf como con la bora del dfa, los filtros deben proyectarse para trabajar dentro de un amplio abanico de condiciones de funcionamiento. El mejor camino para asegurar la adecuaci6n de la configuraci6n de un filtro a una aplicaci6n dada, es llevar a cabo estudios en plantas piloto. Debido a las numerosas variables que se pueden analizar, es preciso tener cuidado y no cambiar mas de una variable al mismo tiempo, para no confundir los resultados estadfsticos. Los ensayos deben realizarse con diferentes intervalos de tiempo, procurando extenderlos a lo largo de un afio completo para poder evaluar las variaciones estacionales de las caracterfsticas del efluente a tratar. Para asegurar que el analisis de los resultados de los ensayos es el adecuado, es conveniente clasificar los resultados y analizarlos de diferentes maneras. Dado que los detalles especfficos de cada campafia de ensayos seran diferentes, resulta imposible hacer una generalizaci6n de cual es el mejor metoda de analisis. En el Ejemplo 6-9 se ilustra el analisis de unos datos tfpicos obtenidos en ensayos en plantas piloto.
Ejemplo 6-9. Amilisis de los datos de filtraci6n deducidos de una planta piloto. Las curvas normaliuidas que dan el grado de eliminaci6n de s6lidos en suspensi6n representadas en la figura adjunta, se dedujeron de un estudio de filtraci6n en planta piloto llevado a cabo en una planta de tratamiento de aguas residuales con proceso de fangos activados. Utilizando estas curvas y los datos siguientes, desarrollar las curvas que se pueden utilizar para estimar: (1) el aumento de la perdida de carga en funci6n de la duraci6n del ciclo de filtrado, y (2) la duraci6n del ciclo para una perdida de carga final de 3,0 m en funci6n de la velocidad de filtraci6n. Proceso de tratamiento biol6gico:
1. Tiempo medio de retenci6n celular Oc = 10d 2. Concentraci6n media de s6lidos en suspensi6n en el efluente del tanque de sedimentaci6n secundaria = 20 mg/l 3. Distribuci6n granulometrica de las partfculas del efluente = similar a la de la Figura 6-29 Planta piloto:
1. Tipo de lecho filtrante 2.
Medios filtrantes
=
= medio
doble
antracita y arena uniformes
3. Caracterfsticas del medio filtrante: a)
Antracita, d = 1,6 mm, CU = 1,4
b)
Arena, d = 0,5 mm, CU
=
1,4
310
INGENIERIA DE AGUAS RESIDUALES 0
[.....-( .... 4
/
8
I
E
"
,;
i:
16
"'"'
20
J
I I
0
'i5 E
80 11m2. min
1--
:-= 160 11m2. min 1--240 11m2. min
1---
I
I
"
c
·o
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1///
c
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v
~
j
Qi '0
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I I / r-- 1-
Antracita
12
I><
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J
~
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If
1...--'
28
"' 1il 32 '0
'0
'i5 c
.2
£
36 1-- Arena
40
44
48
0
0,2
0,6
0,4
0,8
1,0
Relaci6n de concentraci6n de s61idos en suspensi6n, C/C 0
4.
Espesor del lecho filtrante = 0,6m Antracita = 0,3 m b) Arena= 0,3 m 5. Velocidades de filtrad6n = 80, 160 y 240 l/m 2 ·min 6. Temperatura = 20 oc 7. Observaci6n general: las curvas de la relaci6n entre la concentraci6n media y la profundidad del filtro dibujadas en la figura no experimentaron variaciones importantes con el paso del tiempo. a)
Soluci6n
1.
Para analizar las curvas de concentraci6n/velocidad de filtraci6n, es conveniente reescribir la Ecuaci6n 6.46 de manera que resulte mas sencillo llevar a cabo un amllisis numerico de las mismas: !1C !1x
!1q M
-v-=-
OPERACIONES FISICAS UNITARIAS
cx-1-cx -v ___;.;__;:__.:c. xx-1-xx 2.
311
q2-q1
tz-t1
Establecer una tabla de calculo y determinar el valor ·de !J.C (Cx_ 1 - Cx) para diferentes profundidades a lo largo del filtro. Los calculos necesarios se resumen en la siguiente tabla. Como se puede observar, los valores de C/C 0 correspondientes a las profundidades dadas en la columna 1 se indican en las columnas 2, 5 y 8 para cada velocidad de filtraci6n. El valor correspondiente a la concentraci6n en cada profundidad se indica en las columnas 3, 6 y 9. La diferencia de concentraciones !J.C (Cx_ 1 - CJ entre las profundidades de la columna 1 se indica en las columnas 4, 7 y 10 para cada velocidad de filtraci6n. Velocidad de filtraci6n, Jfm2 • min Profundidad, em (1) 0 2 4 6 8 10 12 14 16 18 20 22 24 26 28 30
Establecer una Tabla de calculo y determinar el aumento de los s6lidos en suspensi6n y perdidas de carga dentro de cada capa del filtro para diferentes duraciones del ciclo de filtrado. Los calculos necesarios, para una velocidad de filtraci6n de 160 l/m 2 ·min, se resumen en la siguiente tabla. Duraci6n del ciclo, horas
Aunque nose especifican los calculos necesarios para las demas velocidades de filtraci6n, el metoda de calculo es el mismo. Los valores dados en la columna 2 se toman de la columna 7 de la tabla anterior. Los valores de q mostrados en las columnas 3, 5 y 7 se determinan por medio de la ecuaci6n del paso 1. Como ilustraci6n, y en el caso de la capa de antracita situada entre 4 y 8 em desde la coronaci6n de la columna, el valor de Llq al cabo de 20 h sera el siguiente: llC Llx
Llq Llt
-v-=-
donde
v = 2,63 ·10- 2 ljcm 2 ·min.
llC LlX M !lq
= 3,2 mg/l.. 2 em - 4 em = - 2 em. (20 h x 60 min/h - 0) = 1.20 min = - (- 2,63 · 10- 2 ljcm 2 • min)· (3,2 mg/l). (1/- 2 m)(1.200 min)= = 47,34 mgjcm 3 .
= =
El valor del incremento de la perdida de carga (columna 8) para la capa de antracita situada entre 4 y 8 em se obtiene a partir de la Figura 6-32 entrando con el valor de Llq para esta capa. El valor de la perdida de carga en las capas de arena se ha determinado de modo similar. Para simplificar el calculo, se supone que no se produce ningun tipo de mezclado entre la arena y la antracita. Una vez entrados todos los valores de Ia perdida de carga Llh, se suma toda la columna y se obtiene la perdida de carga total en ellecho del filtro. La perdida de carga total para otros periodos de tiempo y velocidades de filtraci6n se
OPERACIONES FISICAS UNITARIAS
313
determina exactamente del mismo modo. Los datos resumidos, para otros caudales, son los siguientes:
Perdida de carga, m 80 l/m 2 ·min
320 11m 2 ·min
10
1,0
15
2,6
20
5,0
3,7 9,4 18,1
Tiempo, h
4.
Dibujar las curvas de perdida de carga respecto a Ia duraci6n del ciclo para los tres caudales. Las curvas, dibujadas de acuerdo con los datos obtenidos en el paso 3, son las siguientes:
7,5.---------------------.
E
5
"'
l:' t1l (,)
"'
'0
"'
'0
.~a...,
80 l/m 2 ·min
2,5
0
10
20
Duraci6n del ciclo, horas
5.
30
Dibujar Ia curva de Ia duraci6n del ciclo necesaria para alcanzar una perdida de carga de 3 m respecto a Ia velocidad de filtraci6n. Los datos necesarios para Ia obtenci6n de dicha curva se obtienen a partir de Ia gnifica anterior calculando el tiempo necesario para que Ia perdida de carga producida sea de 3 m para cada una de las velocidades de filtraci6n.
314
INGENIERIA DE AGUAS RESIDUALES ~
30r-----------------------------------~
"'"'
"tl (,)
'6 .!:
"'~ "' (,)
.l!J
20
'6 ·~ c. ~ ~
"'~ "' 'tl" "' (,)
~
10
0
;§ (,)
'"c
"tl
•o
'o ~
::J
0
0
80
160
Velocidad de filtracion,
240 11m2 •
min
Comentario. El uso de lechos filtrantes no estratificados para la filtraci6n de efluentes tratados ha sido estudiado por Dahab y Young [6], los cuales encontraron que los lechos filtrantes no estratificados con el mismo tamafio efectivo de grano que el utilizado en la capa superior del filtro de medio doble, eran esencialmente equivalentes a filtros de medio doble en lo que a calidad del efluente y duraci6n del ciclo se refiere. El uso de lechos filtrantes no estratificados se analiza mas adelante en el Capftulo 11.
6.9
TRANSFERENCIA DE GASES
La transferencia de gases se puede definir como el fen6meno mediante el cual se transfiere gas de una fase a otra, normalmente de la fase gaseosa a la lfquida. Es una componente esencial de gran numero de los procesos de tratamiento del agua residual. Por ejemplo, el funcionamiento de los procesos aerobios, tales como la filtraci6n biol6gica, los fangos activados y la digesti6n aerobia, depende de Ia disponibilidad de cantidades suficientes de oxfgeno. Para alcanzar los objetivos de desinfecci6n se transfiere cloro en forma gaseosa a una disoluci6n en agua. Es frecuente afiadir oxfgeno al efluente tratado despues de la cloraci6n (postaireaci6n). Uno de los procesos de eliminaci6n de los compuestos del nitr6geno consiste en Ia conversi6n del nitr6geno en amonfaco y la posterior transferencia del amonfaco en forma gaseosa del agua al aire.
OPERACIONES FISICAS UNITARIAS
315
Descripci6n En el campo del tratamiento del agua residual, la aplicaci6n mas comun de la transferencia de gases consiste en la transferencia de oxfge'no en el tratamiento biol6gico del agua residual. Dada la reducida solubilidad del oxfgeno y la baja velocidad de transferencia que ello comporta, suele ocurrir que la cantidad de oxfgeno que penetra en el agua a traves de la interfase aire-superficie dellfquido · no es suficiente para satisfacer la demanda de oxfgeno del tratamiento aerobio. Es preciso crear interfases adicionales para conseguir transferir la gran cantidad de oxfgeno necesaria. Para conseguir este prop6sito se puede introducir en el agua aire u oxfgeno, o se puede exponer el lfquido a la atm6sfera en forma de pequefias gotas. Los sistemas de aireaci6n mas comunmente empleados se citan en la Tabla 6-14 y se ilustran en la Figura 6-33. El proyecto y aplicaci6n de varios de estos sistemas se analiza en el Capftulo 10, dentro del apartado relativo al proyecto de procesos de tratamiento biol6gicos. Para crear interfases gas-agua adicionales, el oxfgeno se puede suministrar en forma de burbujas de aire o de oxfgeno puro. En la mayorfa de las plantas de tratamiento de aguas residuales, la aireaci6n se lleva a cabo mediante la dispersi6n de burbujas sumergidas a profundidades de hasta 10m. En algunos disefios .europeos se han llegado a introducir las burbujas a profundidades superiores a los 30m. Como se ilustra en la Figura 6-33 y se resume en la Tabla 6-14, los diferentes sistemas de aireaci6n incluyen placas y tubos porosos, tubos perforados, y diferentes configuraciones de difusores metalicos y de plastico. Tambien se pueden emplear aparatos de cizalladura hidraulica, que rompen las burbujas en burbujas de menor tamafio al hacer circular el fluido a traves de un orificio. Los mezcladores de turbina se pueden emplear para dispersar burbujas de aire introducidas en el tanque bajo el centro del elemento impulsor. Los aireadores de superficie, metodo alternativo para la introducci6n de grandes cantidades de oxfgeno, ccinsisten en turbinas de alta o de baja velocidad o en unidades flotantes de alta velocidad que giran en la superfcie del lfquido parcialinente sumergidas. Estos aireadores se proyectan, tanto para mezclar el contenido del tanque, como para exponer ellfquido ala acci6n de la atm6sfera en forma de pequefias gotas.
Analisis de Ia transferencia de gases A lo largo de los ultimos 50 afios, se han elaborado numerosas teorfas que pretenden explicar el mecanismo responsable de la tranferencia de gases. La mas sencilla, y la mas ampliamente empleada, es la teorfa de la doble capa propuesta por Lewis y Whitman en 1924 [13]. El modelo de penetraci6n de Higbie [10] y el modelo de renovaci6n superficial propuesto por Dankwerts [ 4] son mas te6ricos y tienen en cuenta un mayor numero de los fen6menos que intervienen en el proceso. La teorfa de la doble capa se mantiene vigente debido a que proporciona identicos resultados que las teorfas mas complejas en el 95 por 100 de los casos. Ademas, en el 5 por 100 de los casos en los que no coinciden los resultados, es diffcil saber cual de las teorfas y resultados son
316
INGENIERIA DE AGUAS RESIDUALES
los COITectos. Estas son las principales razones por las que en el siguiente apartado se describe Ia teorfa de la doble capa. Teoria de Ia doble capa.
La teorfa de la doble capa se basa en un modelo ffsico segun el cual, como se ilustra en la Figura 6-34, en la interfase gas-lfquido existen dos capas. Las dos capas, una lfquida y la otra gaseosa, presentan una TABLA 6-14 Descripci6n de los dispositivos comunmente utilizados para Ia aireaci6n del agua residual Clasificaci6n
Sumergido: Difusi6n de aire Poroso (burbujas finas)
Poroso (burbujas de tamaiio media) No poroso (burbujas gruesas) Mezclador estatico
Turbina sumergida
Tobera a chorro Superficial: Turbina de baja velocidad Aireador flotante de alta velocidad Aireador de rotor horizontal
Cascada
Descripci6n
Uso o aplicaci6n
Burbujas generadas con tubas y placas cenimicas porosos, fabricados con productos cenimicos vitrificados y resinas. Burbujas generadas con membranas e!asticas o tubas de plastico perforados. Burbujas generadas con orificios, inyectores y toberas. Tubos cortos con deflectores interiores diseiiados para retener el aire inyectado por Ia parte inferior del tubo en contacto con el agua. Consiste en una turbina de baja velocidad y sistema de inyecci6n de aire comprimido. Aire comprimido inyectado en el lfquido mezcla a! ser bombeado bajo presi6n a traves de una tobera.
Todos los tipos de procesos de fangos activados.
Turbina de gran diametro utilizada para promover Ia exposici6n de las gotas de lfquido a Ia atm6sfera. Helice de pequeiio diametro que se usa para promover Ia exposici6n de las gotas de agua a Ia atm6sfera. Las paletas montadas sobre un eje central giran en el seno del lfquido. El oxfgeno se introduce en el lfquido por Ia acci6n de salpicadura creada por las paletas y por Ia exposici6n de las gotas del lfquido a Ia atm6sfera. EI agua residual fluye por encima de una cascada de baja altura de lamina.
Todos los tipos de procesos de fangos activados. Todos los tipos de procesos de fangos activados. Lagunas de aireaci6n y procesos de fangos activados.
Todos los tipos de procesos de fangos activados. Todos los tipos de procesos de fangos activados.
Lagunas de aireaci6n y procesos de fangos activados convencionales. Lagunas aireadas.
Zanja de oxidaci6n, canales de aireaci6n, y Iagunas · aireadas.
Postaireaci6n.
OPERACIONES FISICAS UNITARIAS
Dlfusores de places o tubas poroses
317
Membranes, tubas de plastico, etc.
(b)
(a)
Tuberfa de suminlstro de eire
(c)
(d)
Alre a presl6n
"'
I--
Alreador de tobera Lfquido Chorro --).._Zona presurizado de velocidad horizontal constante
(e)
(f) Mecanisme
de accionamlento
(g)
FIGURA 6-33
Dispositivos de aireac1on tfpicos utilizados para Ia transferencia de oxfgeno: (a) difusor de burbujas finas; (b) difusor de burbujas de tamano media; (c) turbina sumergida; (d) mezclador estatico; (e) aireador de chorro; (f) turbina de baja veloci. dad; (g) turbina flotante de alta velocidad, y {h) aireadores de rotor horizontal.
318
INGENIERIA DE AGUAS RESIDUALES
resistencia al paso de las moleculas de gas de una fase a Ia otra. En el caso de gases ligeramente solubles, la capa que ofrece una mayor resistencia al paso de las moleculas de gas de la fase gaseosa ala lfquida es 'la capa lfquida, mientras que para el caso de gases muy solubles es Ia capa gaseosa la que presenta una mayor resistencia. Los gases de solubilidad intermedia experimentan una elevada resistencia por parte de ambas capas. Adici6n de gases. En los sistemas que se emplean en el tratamiento del agua residual, la velocidad de transferencia de gases suele ser proporcional ala diferencia entre la concentraci6n existente y la concentraci6n de equilibria del gas disuelto. Esta relaci6n se puede expresar, en forma de ecuaci6n, de la siguiente manera: Flujo turbulento
Flujo laminar I
L
·~·~ "'~
a.C:
c: Q) •O
(J
·0.. 0
Fase gaseosa
I I
I I
II
VJ lnterfase
p
-·o
iFlujo turbulento
I
I I I I I
P,
o,-iI
jliu
I I I
c,
I
I
I I I I I I
Capa gas eo sa
I I
Fase lfquida
I
I I I I I I I
I I
I
I
lc I
I Capa 1 I
J lfquida
I
I I
0 Distancia ala interfase.
FIGURA 6-34 Representaci6n esquematica de Ia teorfa de Ia transferencia de gases de Ia capa doble.
(6.52) donde rill = velocidad de la tranferencia de gas. K 0 = coeficiente de difusi6n del gas. A= area a traves de la cual se difunde el gas. Cs = concentraci6n de saturaci6n del gas disuelto. C = concentraci6n del gas en la soluci6n. Teniendo en cuenta que, en las condiciones en las que se produce la transferencia de gases, rill= V· dC/dt, la Ecuaci6n 6.52 toma la forma
OPERACIONES FISICAS UNITARIAS
dC
= dt = K 0
l'c
A
V (Cs- C)
319
(6.53)
En la pnictica, el termino K 0 (A/V) se sustituye por un factor de proporcionalidad relacionado con las condiciones existentes. En la literatura tecnica, este factor se denomina KLa, y su incorporaci6n a la Ecuaci6n 6.53 conduce a: dC
= -dt = K L a(C s -
rC
donde
(6.54)
C)
rc = variaci6n de 1a concentraci6n, mg/1· s. KLa = coeficiente global de transferencia degases, s- 1 • C5 = concentraci6n de saturaci6n del gas disuelto, mg/1. C = concentraci6n del gas en la soluci6n, mgjl.
La forma integrada de la Ecuaci6n 6.54 se obtiene integrando entre los lfmites C = C0 y C = C, y t = 0 y t = t de la siguiente manera: c
I
Co
dC _ C KLa Cs
It dt
(6.55)
0
cuya resoluci6n conduce a: Cs - Ct = . Cs- Co
En la Ecuaci6n 6.56, los terminos (C 5 saturaci6n de oxfgeno inicial y final.
-
e-(Klfl)t
C1) y (C 5
(6.56) -
C 0 ) representan el deficit de
Eliminaci6n de gases. En el caso de que interese eliminar gas de una soluci6n sobresaturada, se emplea una forma alternativa de la Ecuaci6n 6.56:
Ct - Cs = Co- Cs
e-(Klfl)l
(6.57)
En el Ejemplo 6-10 se ilustra el proceso de deducci6n de una expresi6n similar a la Ecuaci6n 6-56 para estimar la cantidad de oxfgeno necesaria para la postaireaci6n del agua residual tratada. Ejemplo 6-10. Deducci6n de Ia ecuaci6n para estimar las necesidades de aire de un sistema de aireaci6n con difusores. Desarrollar una expresi6n que pueda
emplearse para estimar la necesidad de aire para la postaireaci6n del efluente despues de la cloraci6n del mismo. Suponer que la aireaci6n se llevani a cabo en un reactor de flujo en pist6n [8]. So/uci6n 1.
La expresi6n apropiada para la velocidad de disoluci6n del oxfgeno es la siguiente:
320
INGENIERIA DE AGUAS. RESIDUALES
dm ct 1
r111
= -
=
,
KT(C. - C) ·
donde K~ = coeficiente de transferencia de masa total en las condiciones dadas. Kr = K'20 x (1,024f- 20 • 2.
Escribir una expresi6n para Ia eficiencia de !a transferencia de oxfgeno. La eficiencia se puede definir como:
E= (dm/dt)z 0 oc , c=o M
E = eficiencia de Ia transferencia de oxfgeno. (dm/dt}z 0 oc,c=o = velocidad de disoluci6n del oxfgeno a 20°C y concentraci6n nula de oxfgeno disuelto. M = cantidad de oxfgeno introducido por unidad de tiempo.
donde
3.
Desarrollar una expresi6n diferencial para Ia cantidad de oxfgeno introducido por unidad de tiempo. La cantidad de oxfgeno introducido por unidad de tiempo viene dada por: 1 (dm)
E dt
M =
zo ·c. c = o
= !_ (dm) (dmjdt) 20oc,c=o E
dt
T
(dm/dth
Substituyendo por (dmjdt)z 0 ,c=o y (dmjdth resulta 1 (dm)
M
= E dt
1'
(Cs)2ooc (C.- Ch(1,024f- 20
Si esta expresi6n se aplica a un segmento transversal infinitesimal del tanque y Q · dC se substituye por dmjclt [n6tese que V(clC/clt = clmjclt y Q = V/clt], entonces Ia forma diferencial de la anterior expresi6n pasa a escribirse: dM
= Q(Csho1~c 2 E(1,024)
4.
(___!!£_) c. - C
T
Deducir la forma integrada de la anterior expresi6n diferencial. La forma integrada de Ia ecuaci6n se puede obtener integrando Ia expresi6n anterior desde Ia entrada del tanque, donde C = C;, basta Ia salida del tanque, donde C = C0 :
f
M
l eM
=
0
M
=
Q(CJzooc T 20 E(1,024) Q(C.hooc T-2o E(1,024)
fco de c,
(I
c. -
C
_C,=--.--C-'-;) n Cs - C T 0
OPERACIONES FISICAS UNITARIAS
5.
321
Reescribir, de forma mas practica, la ecuaci6n deducida en el paso 4. Ello se puede hacer constatando que la densidad del aire es 1,23 kg/m 3 a 20 °C (vease Apendice B) y que el aire contiene alrededor 23 por 100 de oxfgeno en peso. Utilizando estos valores, la cantidad de oxfgeno intro,ducido en terminos de caudal equivalente expresada en m 3 /s, es igual a:
donde Qa = caudal de aire necesario, m 3 fs. Q =caudal de agua residual, m 3 /s. Cs = concentraci6n de saturaci6n del oxfgeno a 20 °C, mg/1. Comentario. El valor de Qa se suele multiplicar por el factor 1,1 para tener en cuenta que el valor de saturaci6n de oxfgeno en el agua residual es aproximadamente el 95 por 100 del correspondiente al agua destilada, y la diferencia en las correspondientes velocidades de transferencia.
Evaluaci6n del coeficiente de transferencia de oxlgeno Dado un volumen de agua a airear, el rendimiento de un aireador se valora en funci6n de la cantidad de oxfgeno transferida por unidad de aire introducida en el agua en condiciones equivalentes (composici6n qufmica y temperatura del agua residual, profundidad a la que se introduce el aire, etc.) (vease Figura 6-35). En los siguientes apartados se analiza la determinaci6n del coeficiente de transferencia tanto para el caso de agua limpia como para el caso de aguas residuales. El procedimiento aceptado para la determinaci6n del coeficiente de transferencia global en agua limpia, detallado en la bibliograffa [1], se puede describir de forma esquematica de la siguiente manera. El metodo de ensayo comprende la eliminaci6n del oxigeno disuelto (OD) de un volumen conocido de agua, mediante Ia adici6n de sulfito de sodio, y la posterior reoxigenaci6n basta valores cercanos al nivel de saturaci6n. El seguimiento del valor del OD del volumen de agua durante la fase de reoxigenaci6n mediante Ia medici6n de la concentraci6n de OD en diferentes puntos dellfquido, escogidos de tal manera que resultan representativos del contenido del tanque. En el procedimiento de ensayo [1] se especifica el mimero de puntos que hay que considerar, asi como su distribuci6n y el alcance de las mediciones de la DO. Los datos obtenidos en los diferentes puntos de medici6n se analizan mediante un modelo de transferencia de masa simplificado (Ec. 6.56) para determinar el coeficiente de transferencia volumetrico aparente, KLa, y la concentraci6n de equilibria ex conforme el proceso de aireaci6n tiende al infinito. En la Ecuaci6n 6.56, se sustituye el termino es por ex. Para ajustar la Ecuaci6n 6.56 al perfil de OD de cada punto de medici6n durante la fase de Transferencia de oxlgeno en agua limpia.
322
INGENIERIA DE AGUAS RESIDUALES
reoxigenaci6n, se emplea un metodo de regresi6n no lineal. Con este procedimiento, se pueden obtener estimaciones de los valores de KLa y de ex para cada uno de los puntos de medici6n. A continuaci6n, se corrigen los valores obtenidos para ajustarlos a las condiciones normalizadas, y se calcula la velocidad de transferencia de oxfgeno en condiciones normalizadas (masa de oxfgeno disuelta por unidad de tiempo a una hip6tetica concentraci6n nula de OD) como la media del producto del volumen del tanque por el producto de los valores corregidos de KLa y ex correspondientes a cada punto de medici6n [1]. Transferencia de oxfgeno en aguas residuales. En un sistema de fangos activados, el valor de KLase puede determinar a partir del oxfgeno consumido por los microorganismos. Normalmente, se mantiene el nivel de oxfgeno entre 1 y 3 mg/1 y los organismos consumen el oxfgeno tan pronto como este es suministrado. En forma de ecuaci6n,
(6.58)
FIGURA 6-35
Tanque de ensayo tfpico empleado para analizar Ia eficiencia de aireadores de . superficie (Aqua Aerobic Systems).
donde rM es la cantidad de oxfgeno consumida por los microorganismos por unidad de tiempo. Los valores tfpicos de rM varfan entre 2 y 7 g/dfa por gramo de s61idos suspendidos volatiles del lfquido mezcla (SSVLM). Si se mantiene constante el nivel de oxfgeno, dejdt es cero, y entonces: (6.59)
donde e, en este caso, tambien es constante. Los valores de rM se pueden determinar en ellaboratorio empleando el aparato de Warburg. En este caso, la determinaci6n de KLa resulta sencilla empleando la expresi6n: (6.60)
OPERACIONES FISICAS UNITARIAS
323
Ejemplo 6-11. Determinaci6n aproximada del valor de KLa a partir de los datos de ensayos en un aireador. Los siguientes datos de campo han sido obtenidos en un ensayo de aireaci6n llevado a cabo en un aireador de superficie. A partir de los datos de campo, estimar el valor aproximado de KLa 20°C mediante un amllisis de regresi6n lineal. La temperatura del agua era de 15 oc.
Tiempo, min
DO cone., mg/1
4 7 10 13 16 19 22
0,8 1,8 3,3 4,5 5,5 5,2 7,3
Solucion
1.
Para analizar los datos experimentales, reescribir en forma lineal Ia Ecuaci6n 6.56.
Iog(C5
2.
-
C1) = log(C.- C0 ) -
-
KLa
2, 303
t
Determinar (Cs- C1) y representar en papel semilogarftmico (C.,- C1) frente al tiempo. a)
Cs(lsoc = 10,15 (vease Apendice E).
b)
Representar (Cs- C1) frente al tiempo. Vease la gnlfica siguiente.
Tiempo, min
cs-ct'
4 7 10 13 16 19 22
9,35 8,55 6,85 5,65 4,65 4,95 2,85
mg/1
324
INGENIERIA DE AGUAS RESIDUALES 10
2
r-----------------------------------.
<.:r 10'
liempo, min
3.
Determinaci6n del valor de KLa a 20°C. a) A partir de la gnifica, el valor de KLa a 15°C es:
K a = 2 303 log L
'
= KLa
2,303
c,, -
log C, 2 (60) tz - t1
(log 8,55 - log 2,85) ( 0) 6 22- 7
KLa = 1,91 h- 1 b)· El valor aproximado de KLa a 20°C es:
=P(1,91) 1,024 15 =1,71 h- 1
20
Comentario. El valor de KLa determinado en este ejemplo es aproximado debido a que se ha empleado un am'ilisis de regresi6n lineal. Para obtener valores de KLa mas precisos se debe emplear un metodo no lineal como el contenido en [1].
Factores que afectan a Ia transferencia de oxlgeno Las predicciones de las velocidades de transferencia de oxfgeno en los aireadores se suelen basar en modelos como el de la Ecuaci6n 6.54. El coeficiente de transferencia global, KLa, se suele determinar en instalaciones a escala real, o en instalaciones de ensayos como las de la Figura 6-35. Caso de que se desee determinar el valor de KLa en ensayos en plantas piloto, es necesario tener en cuenta el correspondiente factor de escala. El coeficiente de transferencia KLa tam bien es funci6n de la temperatura, de la intensidad del proceso de mezclado (y por lo tanto del tipo de aireador empleado y de la geometrfa de la camara de
OPERACIONES FISICAS UNITARIAS
325
mezcla) y de los constituyentes presentes en el agua [19]. La influencia de estos factores sobre el fen6meno de la transferencia de gases se analiza en los siguientes apartados. Efecto de Ia temperatura. Ei efecto de la temperatura sobre la transferencia de oxigeno recibe en este apartado el mismo tratamiento que se dio en secciones anteriores al efecto de la temperatura sobre la constante de la reacci6n de la DBO (e.d. aproximando la relaci6n de Van't Hoff-Arrhenius):
6.61) donde
KLa(T)
= coeficiente de transferencia de masa de oxfgeno ala tempe-
ratura T, s- 1 . KLa< 2 oac = coeficiente de transferencia de masa de oxfgeno a20°C, s- 1. Los valores de 0 varian en funci6n de las condiciones del ensayo, aunque se suelen situar dentro del intervalo entre 1,015 y 1,040. El valor tipico de 0 para los aireadores, tanto mecanicos como de difusores, es 1.024. Efecto de Ia intensidad del mezclado y de Ia geometrfa del tanque
Desde el punto de vista te6rico no resulta facil contemplar, ni valorar, la influencia de la intensidad del mezclado, ni de la geometrfa del tanque en el proceso de transferencia de gases, pero es necesario tener en cuenta ambos facto res en el disefio de los aireadores, puesto que la elecci6n de los elementos no suele basarse en criterios te6ricos sino de eficacia y rendimiento. La eficacia de un aireador esta fntimamente relacionada con el valor de KLa asociado al mismo. En muchos casos, la evaluaci6n de la eficiencia de un aireador se suele determinar para una serie de conjuntos de condiciones dadas empleando agua de la red de abastecimiento y con concentraciones bajas de s6lidos disueltos. Para la determinaci6n del valor real de KLa, se emplea un factor de correcci6n: lX
KLa (agua_residual) = _..::;__;;__ _ __ KLa (agua de la red)
(6.62)
Los valores del factor de correcci6n varian en funci6n del tipo de aireador, de la geometrfa del tanque, del nivel de mezclado y de las caracteristicas del agua residual, y estan comprendidos entre los lfmites de 0,3 y 1,2. Para los aireadores mecanicos y difusores, los valores de se situan en los intervalos 0,6 a 1,2 y 0,4 a 0,8, respectivamente. En los casos en los que la geometrfa del tanque real sea muy diferente de la del tanque en el que se realiza el ensayo, es preciso cuidar detalladamente la elecci6n del valor de a a emplear. La elecci6n de los valores del factor de correcci6n se analiza con mayor detalle en el Capitulo 10.
326
INGENIERIA DE AGUAS RESIDUALES
Efecto de las caracteristicas del agua residual. Para introducir las correcciones en el modelo empleado para los ensayos de transferencia de oxfgeno debidas a las variaciones en la solubilidad del oxfgeno provocada por constituyentes del agua residual tales como las sales, la materia particulada y las sustancias tensoactivas, se introduce un tercer factor de correcci6n:
f3 =
(agua residual) Cs (agua de la red)
(6.63)
Los valores de f3 suelen variar entre 0,7 y 0,98. Para el caso de aguas residuales, suele adoptarse el valor 0,95. La verificaci6n experimental de los valores de f3 adoptados para las diferentes plantas de tratamiento es una pnictica recomendable, y se puede realizar en la mayorfa de los laboratories de las plantas de tratamiento. Aplicacion de los factores de correccion. La aplicaci6n de los factores de correcci6n anteriormente citados se puede ilustrar a partir de la ecuaci6n que se emplea para predecir in situ las velocidades de transferencia de oxfgeno de aireadores en superficie, ecuaci6n desarrollada a partir de mediciones realizadas en instalaciones de ensayo (vease Figura 6-35) [1]:
(6.64) don de OTR1 = capacidad de transferencia de campo en un sistema con respiraci6n en condiciones de funcionamiento reales, kg 0 2 / kW·h. SOTR = capacidad de transferencia en condiciones estandar de oxfgeno disuelto = 0 y T = 20°C, kg 0 2 /kW ·h. Cs = concentraci6n de saturaci6n de oxfgeno del agua de la red de abastecimiento en condiciones reales de funcionamiento, mg/l. Cw = concentraci6n de oxfgeno del agua residual en condiciones reales de funcionamiento, mg/l. Cs2o = concentraci6n de saturaci6n de oxfgeno del agua de la red de abastecimiento a 20°C, mgjl. Los demas terminos tienen el mismo significado que en apartados anteriores. En los sistemas de aireaci6n mediante difusores, es necesario corregir el valor de Cs de la Ecuaci6n 6.64 para tener en cuenta el hecho de que en el reactor se alcanzan concentraciones superiores a la concentraci6n de saturaci6n a la presi6n atmosferica, debido al aire que se Iibera en la parte inferior del reactor. En este caso, para aplicar la Ecuaci6n 6.64, se toma como valor de Cs el valor media de la concentraci6n de oxfgeno disuelto que se alcanza en un tiempo infinito [1]. En este tipo de sistemas, el metoda aceptado para la correcta determinaci6n del valor de Cs se detalla en la bibliograffa [1].
OPERACIONES FISICAS UNITARIAS
6.10
327
VOLATILIZACION Y ARRASTRE DE COMPUESTOS ORGAN/COS VOLATILES (COVs) EN LAS INSTALACIONES DE TRATAMIENTO· DE LAS AGUAS RESIDUALES
En los ultimos afios, se ha detectado la presencia en el agua residual de compuestos volatiles organicos tales como el tricloroetileno (TCE) o el 1,2dibromo-3-cloropropano (DBCP). La liberaci6n incontrolada de tales compuestos que se produce actualmente en las redes de alcantarillado y en las plantas de tratamiento de aguas residuales se ha convertido en materia de creciente preocupaci6n. En esta secci6n se pretende describir los mecanismos que gobiernan el proceso de liberaci6n ala atm6sfera de estos compuestos, asf como la identificaci6n de los lugares donde es mas probable que ocurra. Los metodos de control de la emisi6n de estos compuestos a la atm6sfera se estudian en el Capftulo 9.
Emisi6n de COVs Los principales mecanismos que gobiernan el proceso de liberaci6n de compuestos organicos volatiles en las instalaciones de tratamiento de aguas residuales son: (1) volatilizaci6n y (2) arrastre por gas (gas stripping). Tanto estos mecanismos como la localizaci6n de los puntos en los que es mas probable que se desarrollen se estudian en los siguientes apartados. La liberaci6n de COVs de la superficie de aguas residuales a la atm6sfera se conoce con el termino de volatilizaci6n. La liberaci6n de compuestos organicos volatiles se produce al distribuirse entre Ia fase lfquida y Ia fase gaseosa basta alcanzarse las concentraciones de equilibria [15]. La transferencia de masa (movimiento) de un constituyente entre las dos fases depende de la relaci6n entre Ia concentraci6n en cada una de las fases respecto de la concentraci6n de equilibria. Por lo tanto, la tranferencia entre fases de un determinado constituyente sera mayor cuanto mas alejada de la concentraci6n de equilibria sea la concentraci6n en alguna de las fases. Debido a que la concentraci6n de compuestos organicos volatiles en Ia atm6sfera es extremadamente baja, la transferencia de COV s suele producirse desde el agua residual a la ·atm6sfera. Volatilizaci6n.
Arrastre por gas (Gas stripping).
La eliminaci6n de COV s por arrastre se produce cuando un gas (normalmente aire) queda atrapado temporalmente en el agua residual, o cuando se introduce de manera expresa para conseguir determinados objetivos de tratamiento. Cuando se introduce un gas en el agua residual, se produce la transferencia de COVs del agua residual al gas. Las fuerzas que gobiernan Ia transferencia de moleculas entre las dos fases son las mismas que se han descrito en el apartado anterior. Por ello, la mayor efectividad en Ia eliminaci6n COVs por arrastre se consigue poniendo en contacto
328
INGENIERIA DE AGUAS RESIDUALES
aguas residuales contaminadas con aire puro. En el tratamiento de aguas residuales, la eliminaci6n por arrastre por gas se suele producir en desarenadores aireados, procesos de tratamiento biol6gico aireados y en canales aireados de interconexi6n entre procesos. Localizaci6n de los puntos de emisi6n de COVs. Los principales puntas de las redes de alcantarillado y de las instalaciones de tratamiento en los que se produce la liberaci6n de COVs se resumen en la Tabla 6-15. El nivel de eliminaci6n y de liberaci6n de COVs depende en cada caso de las condiciones locales.
Velocidad de transferencia de masa de los COVs Para aplicaciones pni.cticas, la tranferencia de masa de los COVs se puede modelar mediante la siguiente expresi6n [15, 22]: (6.65) donde
rcov = velocidad de transferencia de masa de los COVs. (KLa)cov = coeficiente de transferencia global de COVs. C = concentraci6n de COVs en elliquido. Cs = concentraci6n de saturaci6n de COVs en ellfquido.
Antes de proceder con la aplicaci6n de la Ecuaci6n 6.65, es conveniente aclarar el significado de algunos de los tenninos que intervienen en ella. A partir de estudios experimentales [15], se ha podido comprobar que el coeficiente de transferencia de masa de los COVs es proporcional al coeficiente de transporte de masa del oxfgeno. Por lo tanto, (6.66 donde KLacov = coeficiente de transferencia global de COVs, 1/h. 'I' = coeficiente de proporcionalidad. KLa 02 = coeficiente de transferencia global del oxfgeno. El intervalo de valores en e1 que se situa el coeficiente de proporcionalidad es entre 0,55 y 0,65 [15]. Tambien se ha podido constatar que los valores de 'I' son esencialmente los mismos para agua limpia que para agua residual. La concentraci6n de saturaci6n de un COV en el agua residual esta en funci6n de la presi6n parcial del COV en la atm6sfera con la que entra en contacto. Esta relaci6n, que viene dada por la Ley de Henry, se escribe: (6.67)
OPERACIONES FISICAS UNITARIAS
329
TABLA 6-15 Fuentes y mecanismos de liberaci6n de COV del agua residual a Ia atmosfera
Fuente
Mecanismo de Iiberacion
Vertidos domesticos, industriales y comerciales Red de alcantarillado
Descarga de pequefias cantidades de COV a! agua residual. Volatilizaci6n en superficie debida a Ia turbulencia inducida por el flujo. Volatilizaci6n debida a Ia turbulencia en puntos de conexi6n de conducciones, etc. Volatilizaci6n y arrastre por aire en pozos de registro y camaras de conexi6n de conducciones. · Volatilizaci6n y arrastre por aire Ia entrada a! pozo de bombeo. Volatilizaci6n debida a la turbulencia. Volatilizaci6n debida a Ia turbulencia. Volatilizaci6n debida a Ia turbulencia. En desarenadores convencionales de flujo horizontal, volatilizaci6n debida a Ia turbulencia; en desarenadores aireados, voltilizaci6n y arrastre por aire. Volatilizaci6n en superficie debida a turbulencia localizada; arrastre por aire en los casos en los que se utiliza Ia difusi6n de aire. Volatilizaci6n en superficie; volatilizaci6n y arrastre por aire en los vertederos, en el canal efluente, y en otros puntos de descarga. En los procesos de fangos activados con difusi6n de aire, arrastre por aire; en procesos de fangos activados con aireadores superficiales, volatilizaci6n; volatilizaci6n en superficie debida a fen6menos locales de turbulencia. Volatilizaci6n en superficie debida a Ia turbulencia local; en canales de interconexi6n aireados, volatilizaci6n y arrastre por aire. Emisiones incontroladas de gas del digestor; emisi6n de gases originados por Ia combusti6n o incineraci6n incompleta del gas de digesti6n
Elementos complementarios de Ia red de alcantarillado
Estaciones de bombeo Rejas de barras Dilaceradores Aforador Parshall Desarenador
Tanques de homogeneizaci6n de caudales Tanques de sedimentaci6n primarios y secundarios Tratamiento biol6gico
Canales de interconexi6n
Gas de digestor
donde C0 = concentraci6n del COV en la fase gaseosa. Cs = concentraci6n de saturaci6n del COV en el lfquido. He= constante de la Ley de Henry, adimensional. En la Tabla 6-16 se proporcionan los valores de la constante de la Ley de Henry para diversos compuestos vohHiles y semivohitiles. Suponiendo que se
330
INGENIERIA DE AGUAS RESIDUALES
mantengan las condiciones atmosfericas, la adimensionalizaci6n de la constante de Henry que se da en la Tabla 6-16 se realiza de la siguiente manera: H H =c
donde He= H = R= T=
6.68)
RT
constante de Henry adimensional. constante de Henry de la Tabla 6-16, m 3 • atm/g-mol. constante universal de los gases, 0,000082057 m 3 • atm/g-mol· 0 1(. temperatura, °K (272 + 0 C).
Transferencia de COVs en los procesos de aireaci6n por difusores y turbinas La cantidad de COVs liberados en un reactor de mezcla completa empleado en el proceso de fangos activados depende del metodo o sistema de aireaci6n (por ejemplo, aireaci6n en turbinas o difusores). Reactor de mezcla completa con aireaci6n en turbinas. El balance de masa que representa el fen6meno de eliminaci6n de COVs por arrastre en un reactor de mezcla completa es el siguiene:
Acumulaci6n =Entrada- Salida+ Generaci6n (6.69) don de
V = volumen del reactor de mezcla completa, m3.
dC/dt = velocidad de variaci6n de la concentraci6n de COVs en el reactor. QL =caudal, m 3 . CL,i = concentraci6n de COVs ala entrada del reactor. CL,e = concentraci6n de COVs en el efluente del reactor. ~'cov = velocidad de transferencia de COVs. Sustituyendo el valor de
dC t
-d =
~'cov
de la Ecuaci6n 6.65 y Ou por V/QL se obtiene:
CL . i(-)- CL . e - ( K La) cov (CL, e
-
C) s
(6.70)
II
Si se suponen condiciones estacionarias y que el valor de Cs es cero, entonces la cantidad de COVs que se puede eliminar por aireaci6n superficial viene dada por la ecuaci6n: 1 - CL, e = 1 - [1 C L,i
+ (K L a) 0II] - 1
(6.71)
TABLA 6-16 Propiedades ffsicas de algunos compuestos volatiles y semivolatiles a, b pf
5,49 X 10- 3 3,70 X 10- 3 1,7 X 10- 3 8,43 X 10- 3 6,29 X 10- 4 5,1 X 10- 3 1,14 X 10- 3 4,2 X 10- 4 3,6 X 10- 3 7,69 X 10- 4 6,4 X 10- 2 1,51 X 10- 2 4,08 X 10- 3 4,05 X 10- 3 2,85 X 10- 2 1,17 X 10- 2 2,12 X 10- 3 8,4 X 10- 4 3,04 X 10- 3 2,86 X 10- 2 5,84 X 10- 4 3,10 X 10- 3 2,75 X 10- 3 N/A N/A 6,44 X 10- 3
• Datos adaptados de Ia bibliograffa [12]. b Todos los valores que se dan corresponden a Ia temperatura 20 •c. Nota: pm = peso molecular; pf = pun to de fusi6n; peb = pun to de ebullici6n; pv = presi6n de vapor; dv = densidad de vapor; pe = peso especffico; sol C, = concentraci6n de saturaci6n; KH = constante de Ia Ley de Henry; log K., = logaritmo del coeficiente de partici6n octanol-agua.
= solubilidad;
0
-u m
:0 )>
0
5z
m
en
11
(i.i
0)> en c
z
~ :0 )>
en
'(..) (,)
.....
332
INGENIERIA DE AGUAS RESIDUALES
Los resultados que se obtienen con esta ecuaci6n pueden sobreestimar Ia cantidad de COVs liberada en aquellos casos en los que se adsorba, o biodegrade, una cantidad importante de los COVs. Tomando como intervalo de tiempo 30s, el amilisis que se acaba de exponer tambien puede servir para estimar la cantidad de COVs liberada en vertederos de cafda libre. Reactor de mezcla completa con aireaci6n mediante difusores. La ecuaci6n que se COlTesponde con la Ec. 6-71 para el caso de reactores de mezcla completa con aireaci6n mediante difusores es la siguiente:
1
CL,e
CL,i
= 1- [1 + Qo (Hc)(1- e-
(6.72)
QL
donde Q0 = caudal de gas, 1~ 3 js. QL =caudal de lfquido (agua residual), m 3/s. ¢ = parametro de saturaci6n, definido como: (6.73) La aplicaci6n de estas ecuaciones se ilustra en el Ejemplo 6-12.
Ejemplo 6-12. Determinacion de Ia cantidad de benceno que se puede eliminar por arrastre en un reactor de mezcla completa equipado con un sistema de aireaci6n con difusores.
Caudal de agua residual= 4.000 m3 /dfa. Volumen del tanque de aireaci6n = 1.000 m 3 /dfa. Profundidad del tanque de aireaci6n = 6 m. Caudal de aire =50m 3/min en condiciones normales. Velocidad de transferencia de oxfgeno = 6,2/h. Concentraci6n de entrada de benceno = 4 g/m 3 : H = 5,49 X 10- 3 m 3 ·atm/mol (vease Tabla 6-16). Se supone 'P = 0,6. Temperatura= 20 oc.
So/uci6n
1. Determinar Ia cantidad de aire, tomando como referenda Ia profundidad media del tanque. Qg =
50
X
101,35 101,35 + ((29,93)
OPERACIONES FISICAS UNITARIAS
333
2. Determinaci6n de la relaci6n airejlfquido: . _ (4.000 m 3/d) _ 2 77 m 3 /mm - (1.440 min/d) - '
QL
Qo = 38,6 = 13 9 ' 2' 77
QL 3.
Estimaci6n del coeficiente de transferencia de masa para el benceno empleando la Ecuaci6n 6.66: (KLa)cov = 0,6 x 6,2/h x 1/60 min/h = 0,062 min
4.
Determinaci6n del valor de la constante adimensional de Henry (Ec. 6.68)
H
H =c RT
0,00549 228 He = 0,000082057 X (273 + 20) = 0, 5.
Determinaci6n del panimetro de saturaci6n mediante la Ecuaci6n 6.73. (KLa)cov V cjJ = __,....;;;:____;;.;:.___ HcQg
c/J= 6.
0,061 min x 1.000 m 3 = 67 0,228 x 38,6 m · /min '
Determinaci6n de la fracci6n de benceno eliminada del lfquido, utilizando la Ecuaci6n 6.72. 1- CI.,c
=
1- [1
CL,i
1 ~ CL,c
cL,i
Qll (Hc)(l-
e-·1·)]-1
QL =
+ 14,6(0,228)(1 - e- 6 •7)r 1
1 - [1
CL,i
1 - CL, e
+
.
= 1 - 0 23 = 0 77
'
'
Los calculos realizados en este ejemplo se basan en la hip6tesis de que la concentraci6n de benceno en el afluente no se ve reducida por fen6menos de adsorci6n o degradaci6n biol6gica. Comentario.
334
INGENIERIA DE AGUAS RESIDUALES
6. 11
TEMAS DE DEBATE Y PROBLEMAS
6.1. Determinar Ia precisi6n global de un sistema de medici6n formado por un canal
6.2.
6.3.
6.4.
6.5.
6.6.
de aforo con precisi6n de ±5 por 100 del caudal maximo, un transmisor con precisi6n de ± 1 por 100 del caudal maximo, y un indicador de Iecturas cuya precisi6n es del ± 3 por 100 del caudal maximo. Una reja esta inclinada respecto a Ia horizontal. Las barras, de secci6n circular de 2 em de diametro, estan espaciadas 2,5 em. Determinar Ia perdida de carga que se produce en Ia circulaci6n del agua a traves de Ia reja cuando se trata de agua Iimpia con una velocidad de aproximaci6n de 1 m/s. Empleando los datos de Ia tabla de datos del Ejemplo 6-1, determinar: (a) el volumen de almacenamiento necesario para homogeneizar el caudal, y (b) el efecto de Ia homogeneizaci6n del caudal sobre Ia carga de DB0 5 • Comparar Ia curva de carga de Ia DB0 5 de este problema con Ia curva de Ia Figura 6-7. A juicio suyo, 1.,se puede justificar el coste que supondrfa un tanque de mayores dimensiones para Ia homogeneizaci6n en Ifnea con las diferencias en las cargas de DBO? A partir de los datos de la tabla presentada en el Ejemplo 6-1, determinar el volumen de homogeneizaci6n en Ifnea necesario para reducir Ia variaci6n de carga de DBO entre el caudal maximo y el caudal mfnimo desde Ia relaci6n actual de 25,1: 1 (967: 37) hasta un valor de 5: 1. Se debe mezclar el Ifquido contenido en un tanque por medio de un impulsor de turbina de seis paletas planas. El diametro de Ia turbina es de 2 m, y ei impulsor se instala 1 m por encima del fondo del dep6sito, que cuenta con 6 m de profundidad. Si Ia temperatura es de 30 ·c y el impulsor funciona a 30 rpm, 1.,que cantidad de energfa se consumira? Calcular el numero de Reynolds empleando Ia Ecuaci6n 6.5. Se desea realizar la mezcla rapida de algunos productos qufmicos con agua residual que va a ser tratada. Para ello se pretende emplear un mezclador de paletas planas de 0,5 m de diametro dotado de seis paletas. Si Ia temperatura del agua residual que entra en el sistema es de 10• y el valor de Ia constante k es 1,7, determinar:
so·
a)
Velocidad de rotaci6n cuando el numero de Reynolds es aproximadamente 100.000.
b)
1.,Por que es conveniente, en Ia mayorfa de los aparatos de mezcla, que el numero de Reynolds sea tan alto?
c)
Tamafio del motor necesario si se supone un rendimiento del 20 por 100.
d)
EI numero de Froude (F
6.7.
= n 2 D/g).
1.,Que significado tiene el numero de Froude en las operaciones de mezcla? son los val ores tfpicos del numero de Froude en las operaciones de mezcla? Citar tres referencias bibliograficas. 6.8. Suponiendo que un proceso de floculaci6n determinado se pueda definir por una reacci6n de primer orden (rN = - K · N), completar Ia siguiente tabla, suponiendo que el proceso se produce en un reactor de flujo en pist6n con un tiempo de retenci6n de 10 min. ~.,cual serfa el valor despues de 5 min. si se empleara un reactor de flujo discontinuo? Sup6ngase que el valor de Ia constante de reacci6n es el mismo que para el caso anterior. 1., Cuales
OPERACIONES FISICAS UNITARIAS
Tiempo, t Partfculas, numerojvolumen unitario
0
5
10
10
(?)
3
335
6.9. Si el efluente estacionario de un reactor de mezcla completa utilizado como floculador contiene 3 partfculasjunidad de volumen, determinar Ia concentraci6n de partfculas en el efluente 5 minutos despues de iniciarse el proceso y antes de alcanzarse las condiciones estacionarias. Sup6ngase que el agua que entra en el reactor contiene 10 partfculasjunidad de volumen, que el tiempo de retenci6n en el reactor de mezcla completa es de 10 min, y que se puede aplicar una ecuaci6n cinetica de primer orden (rN = - k · N). 6.10. Se va a proyectar un sistema de floculaci6n por aire. Si se emplea un valor de G de 60 s- 1 , calcular el caudal necesario para una camara de floculaci6n de 175 m 3 • Suponer que Ia profundidad del tanque es de 3,0 my que Ia temperatura del agua es de 15,5 °C. 6.11. Determinar el caudal de aire necesario para llevar a cabo Ia operaci6n de floculaci6n del Ejemplo 6-2 empleando un sistema pneumatico. Suponer que Ia liberaci6n del aire se produce a una profundidad de 2,75 m. 6.12. Derivar Ia Ley de Stokes igualando Ia Ecuaci6n 6.15 a! peso efectivo de Ia partfcula. 6.13. Determinar Ia velocidad de sedimentaci6n, en mjs, de una partfcula de arena de peso especffico 2,65 y de 1 mm de diametro. Suponer un valor del numero de Reynolds de 175. 6.14. Determinar Ia velocidad de sedimentaci6n, en mjs, de una partfcula de arena de peso especffico 2,26 y de 1 mm de diametro. Suponer un valor del numero de Reynolds de 175. 6.15. Determinar Ia eficacia de eliminaci6n de un tanque de sedimentaci6n cuya velocidad crftica v0 es de 2 m/h a! tratar un agua residual que contiene partfculas s6lidas cuyas velocidades de sedimentaci6n se distribuyen segun Ia tabla que se adjunta. Dibujar el histograma de partfculas para el agua residual afluente y efluente. Velocidad, m/h
6.16. El caudal de alimentaci6n de un clarificador ideal es de 8.000 m 3/dfa, el tiempo de retenci6n es de 1 hora, Ia profundidad de 3 m. Si se coloca una bandeja horizontal m6vil a lo largo de toda Ia longitud del clarificador a una profundidad de 1 m por debajo de .Ia superficie del agua, determinar el porcentaje de eliminaci6n de las partfculas con velocidad de sedimentaci6n de 1 m/h. l,Puede mejorarse Ia eficacia del clarificador moviendo la bandeja? Si es asf, l,d6nde
336
INGENIERIA DE AGUAS RESIDUALES
deberfa colocarse la bandeja? L,Cmil serfa la eficacia maxima de eliminaci6n? L,Que efecto producirfa el movimiento de la bandeja si la velocidad de sedimentaci6n fuera de 0,3 m/h? 6.17. Se ha realizado un estudio hidr::iulico de las caracterfsticas del flujo en un modelo de tanque de sedimentaci6n. Para ello, se ha empleado como trazador cloruro de sodio, introduciendo una cierta cantidad de sal a la entrada del tanque y midiendo las concentraciones en el punto de salida. Los resultados del estudio son los siguientes:
Tiempo, min
0 5 10 15 20 25 30 40 50 60 70 80 90
Concentraci6n de NaCI a Ia salida, mg/1
0 traza
40 130 110 90 70 50 40 30 20 10 5
a) Dibujar en una gnifica Ia relaci6n entre las concentraciones de salida y de entrada (C/C 0 en el eje de ordenadas) frente a Ia relaci6n entre el tiempo real y el tiempo de detenci6n te6rico (t/t 0 en el eje de abscisas). Sup6ngase que C0 = 100 mg/1 y que t 0 = 40 min. b) Calcular los valores de t/t 0 para Ia media, la mediana, Ia moda y el mfnimo de los valores de la distribuci6n de tiempos. c) A partir de los resultados del apartado anterior. L,Puede alcanzarse alguna conclusi6n en cuanto a la formaci6n de cortocircuitos y a la existencia de zonas muertas? d) Caso de que se produzca alguno de los fen6menos que se acaban de citar, 1,Puede decirse que ello reduce el rendimiento de eliminaci6n del tanque? Haga un resumen de una pagina del artfculo: Morrill, A. B.: «Sedimentation Basin Research and Design», Journal AWWA, vol. 24, pags. 1442, 1932. A partir de los datos del Problema 6.17, determinar el fndice de dispersi6n y la eficacia volumetrica del tanque, segun las definiciones de Morrill. 6.19. A partir de los datos del Problema 6.17, realizar un grafico de la cantidad acumulada de trazador que sale del tanque. Empleando una cascada de reactores de mezcla completa, determinar el numero de reactores necesarios para modelar la curva de trazador acumulado. (Consultar el apendice G).
6.18.
OPERACIONES FISICAS UNITARIAS
6.20.
337
Empleando las curvas de sedimentaci6n que aparecen en la figura que se adjunta, determinar la eficacia de un tanque de sedimentaci6n a la bora de eliminar partfculas floculadas si se supone que la profundidad es de 2,5 m y el tiempo de retenci6n es de 30 min. '
Tiempo, min
6.21.
Determinar la eficacia de eliminaci6n para una suspensi6n floculante en un tanque de 3 m de profundidad con una carga de superficie de 3 mjh, empleando los datos de sedimentaci6n de la siguiente tabla, obtenidos en el laboratorio.
Porcentaje de s6lidos en suspension eliminados a Ia profundidad indicada (en metros)
6.22.
Tiempo, min
0,45
20 30 40 50 60 70 80
61 71 81 90
0,90
1,35
63
55 63 73 80 86
72
81 90
1,80
2,25
61 67 74 80 86
. 57 63 68 75 81
La curva que se muestra en la figura adjunta es el resultado de un ensayo de sedimentaci6n en el que se emple6 un cilindro de 1,5 m. La concentraci6n inicial de s6lidos era de 3.600 mg/l. Determinar la superficie de espesado necesaria para alcanzar una concentraci6n ultima Cu de 12.000 mgjl con un caudal de fango de 1.500 m 3 /dfa.
338
INGENIERIA DE AGUAS RESIDUALES
Tiempo, min
6.23. A partir de los datos de sedimentaci6n de Ia Tabla adjunta, obtenidos en una planta piloto de fangos activados, determinar el porcentaje de recirculaci6n si Ia carga hidniulica aplicada al tanque de sedimentaci6n es de 0,85 m 3 /m 2 · h y Ia concentraci6n de los s6lidos reciclados es de 10.500 mg/1. z,Cual serfa el caudal de recirculaci6n si Ia concentraci6n de s6Iidos fuera de 15.000 mg/1? Concentracion del fango, mg/1 Tiempo, min
1.000
2.000
3.000
5.000
10.000
15.000
0 10 20 30 40 50 60 80 100 120
0 1,15 1,86 1,89 1,90 1,90 1,91 1,92 1,93 1,94
0 0,89 1,64 1,80 1,85 1,86 1,87 1,88 1,89 1,91
0 0,40 0,82 1,25 1,53 1,63 1,69 1,77 1,81. 1,85
0 0,16 0,32 0,50 0,69 0,83 1,00 1,25 1,35 1,44
0 0,05 0,10 0,15 0,20 0,25 0,30 0,40 0,50 0,57
0 0,03 0,06 0,09 0,12 0,14 0,16 0,22 0,28 0,33
6.24. Empleando los datos de flujo de s6lidos del Problema 6.20, determinar el porcentaje del caudal de recirculaci6n si Ia carga de trabajo del tanque de sedimentaci6n es de 0,6 m 3 /m 2 • h y Ia concentraci6n de los s61idos recirculados es de 12.000 mg/1. 6.25. EI medio filtrante de un determinado filtro presenta ei siguiente analisis granulometrico: Determinar el tamafio medio geometrico, Ia desviaci6n tfpica de los tamafios geometricos, el tamafio efectivo y el coeficiente de uniformidad. b) A partir de esta arena, se pretende construir un filtro con un tamafio efectivo de 0,45 y un coeficiente de uniformidad de 1,6. Estimar la cantidad de arena necesaria para producir una tonelada del material deseado. c) l, Que tamiz de Ia serie se deberfa emplear para eliminar el exceso de material grueso? d) Una vez lievada a cabo Ia operaci6n mencionada en el apartado c, se construye un filtro con el material obtenido. z,Que caudal de Iavado a contracorriente sera necesario para eliminar el exceso de finos? a)
" El tamiz numero 18 liene una abertura de 1,0 mm.
(,Que espesor de material tamizado debeni colocarse en el filtro para obtener una altura util de arena de 50 em? f) Representar en papel de probabilidad logarftmico la distribuci6n de tamaflos de la arena modificada. Comparar los resultados con los tamaflos y distribuci6n necesarias. g) Determinar las perdida:s de carga a traves de 50 em de filtro constituido por la arena especificada en el apartado b para una velocidad de filtraci6n de 7,5 m 3/m 2 ·min. Suponer que el tamaflo maximo y mfnimo val en 1,68 mm y 0,297 mm respectivamente, y que la arena esta estratificada. Realizar el calculo para T = 15,5 oc y a= 0,4 para todos los estratos. (Nota: En la referenda bibliografica [7] se presenta un excelente procedimiento para la obtenci6n de arena para filtros a partir de una arena cualquiera.) 6.26. Empleando las ecuaciones desarrolladas por Fair, Hatch y Rose, determinar la perdida de carga en el flujo a traves de un lecho de arena de 75 em de espesor. Suponer que la arena esta formada por partfculas esfericas de un unico tamaflo (diametro de 0,6 mm), que la porosidad de la arena es de 0,40, la temperatura es de 18 oc, y que la velocidad de filtraci6n es de 250 1/min. 6.27. Si se coloca una capa de 30 em de antracita por encima de la capa de arena del Problema 6.26, calcular la relaci6n entre la perdida de carga que se produce en la capa de antracita y la que se produce en la capa de arena. Suponer que la antracita presenta una porosidad de 0,5 y que el tamaflo de las partfculas es de 2,0mm. 6.28. Para una determinada operaci6n de filtraci6n, se ha podido comprobar que el principal mecanismo responsable de la eliminaci6n de materia es la retenci6n y que la variaci6n espacial de la concentraci6n se puede aproximar con una ecuaci6n de primer orden dC/dx = - r ·C). Si la concentraci6n inicial de materia particulada es de 10 mg/1, la constante de eliminaci6n es de 20 em - l y la velocidad de filtraci6n es de 6 m 3/m 2 • h, determinar la cantidad de materia retenida en el filtro en la capa entre los 2,5 y los 5 em de profundidad en 1 bora de tiempo. Calcular la perdida de carga en la capa despues de 6 horas de funcionamiento. e)
340 6.29.
INGENIERIA DE AGUAS RESIDUALES
Los datos de la siguiente tabla se obtuvieron en un estudio en planta piloto de la filtraci6n del efluente de un tanque sedimentaci6n secundaria en una planta de fangos activados. A partir de estos datos, estimar la duraci6n del ciclo de filtrado, con y sin la adici6n de polfmeros, si la perdida de carga admisible es de 3m, la velocidad de filtraci6n es de 10 m 3 /m 2 · h, y la concentraci6n de s6lidos en suspensi6n del afluente es de 15 mg/1. En los filtros de la planta piloto se emplea una arena de tamafio uniforme de 0,55 mm y una profundidad de filtro de 60 em. Relaei6n de eoneentraciones, C/ C0
Relaei6n de eoneentraciones, C/ C0
6.30.
Profundidad, em
Con adiei6n de polimero
Sin adiei6n de polimero
0 5 10 15 20 25 30
1,00 0,46 0,29 ·o,2o 0,15 0,13 0,11
1,00 0,70 0,57 0,49 0,44 0,39 0,36
Profundidad, em
Con adiei6n de polimero
Sin adiei6n de polimero
35 40 45 50 55 60
0,10 0,10 0,10 0,10 0,10 0,10
0,33 0,32 0,31 0,31 0,31 0,31
Los datos de la siguiente tabla se obtuvieron durante una campafia de ensayos encaminada a evaluar el funcionamiento de un sistema de aireaci6n por difusi6n de aire. A partir de estos datos, determinar el valor KLa a 20 oc y la concentraci6n de equilibrio de oxfgeno disuelto en el tanque en el que se hicieron los ensayos. Los ensayos se realizaron con agua corriente a la temperatura de 24 oc. C, mg/l
1,5
2,7
3,9
4,8
6,0
7,0
8,2
dC/dt, mg/l· h
8,4
7,5
5,3
4,9
4,2
2,8
2,0
6.31. Si el volumen del tanque empleado para la evaluaci6n del tanque del Problema 6.30 era de 100m 3 y el caudal de aire era de 2m 3 /min, determinar la maxima eficacia en la transferencia de oxfgeno a 20 oc y 1 atm de presi6n. 6.32. Empleando la ecuaci6n desarrollada en el Ejemplo 6-10, estimar el caudal de aire necesario para aumentar desde 0 hasta 4 mg/1 el contenido de oxfgeno de un efluente dorado. El caudal del efluente es de 21.500 m 3/dfa. Sup6ngase que la eficacia en la transferencia de oxfgeno es del 6 por 100 y que la temperatura es de 15 oc. ~Cual serfa la cantidad necesaria si la temperatura fuese de 25 OC?
6.12 REFERENCIAS BIBLIOGRAFICAS ASCE: A Standard For The Measurement Of Oxygen Transfer In Clean Water, Nueva York, julio de 1984. 2. CAMP, T. R., y STEIN, P. C.: «Velocity Gradients and Internal Work in Fluid Motion», J. Boston Soc. Civ. Eng., vol. 30, pag. 209, 1943. 1.
CoE, H. A., y CLEVENGER, G. H.: «Determining Thickener Unit Areas», Tmns. AIME, vol. 55, num. 3, 1916. DANCKWERTZ, P. V.: «Significance of Liquid Film Coefficients in Gas Absorption», J. Ind. Eng. Chem., vol. 43, pag. 1.460, 1951. DICK, R. 1.: <>, Journal WPCF, vol. 48, num. 4, 1976. DICK, R. 1., y EwiNG, B. B.: <
1
1 1 1 1 1 1
1 1 1 1 1 1 1
1 1 1 1 1 1 1
1 1 1 1 1 1
1 1
1
1
CAPITULO
Procesos quimicos unitarios
Los procesos empleados en el tratamiento de las aguas residuales en los que las transfonnaciones se producen mediante reacciones qufmicas reciben elnombre de procesos qufmicos unitarios. Con el fin de alcanzar los objetivos de tratamiento del agua residual, los procesos qufmicos unitarios se llevan a cabo en combinaci6n con las operaciones ffsicas unitarias descritas en el Capftulo 6 y los procesos biol6gicos unitarios que se analizanin en el Capftulo 8. En la Tabla 7-1 se resumen los procesos qufmicos que se tratan en este capftulo, asf como sus principales aplicaciones. Tambien se hace una breve menci6n del uso de diversos productos qufmicos empleados para mejorar los resultados de otros procesos y operaciones. En este capftulo, como se ha hecho en el capftulo anterior, se describini cada uno de los procesos unitarios y se tratanin aspectos fundamentales de su funcionamiento, descripciones en las que se supondnin conocidos los principios b::isicos de la qufmica. En el Capftulo 9 se analizani la aplicaci6n pnictica de estos procesos, incluyendo temas como el proyecto de las instalaciones y la dosificaci6n de reactivos. Algunos de los procesos unitarios, tales como la eliminaci6n del f6sforo por precipitaci6n, la adsorci6n con carb6n activado para la eliminaci6n de compuestos organicos, y la cloraci6n al break point para la eliminaci6n del nitr6geno, tambien se analizan en el Capftulo 11, que trata del tratamiento avanzado de las aguas residuales. En la aplicaci6n de los procesos unitarios que se van a tratar en este capftulo, y en comparaci6n con las operaciones ffsicas unitarias, es importante recordar que una de las ventajas inherentes asociada al uso de procesos qufmicos unitarios es que se trata de procesos aditivos (con la excepci6n de la 343
344
INGENIERIA DE AGUAS RESIDUALES
TABLA 7-1
Aplicaciones de los procesos qufmicos unitarios en el tratamiento del agua residual
Proceso
Aplica cion
Precipitaci6n qufmica
Eliminaci6n de f6sforo y mejora de la eliminaci6n de s6lidos en suspensi6n en las instalaciones de sedimentaci6n primaria empleadas en tratamientos fisicoqufmicos Eliminaci6n de materia organica no eliminada con metodos convencionales de tratamiento qufmico y biol6gico. Tambien se emplea para declorar el agua residual antes de su vertido final Destrucci6n selectiva de organismos causantes de enfermedades (puede realizarse de diversas maneras) Destrucci6n selectiva de organismos causantes de enfennedades. El cloro es el producto qufmico mas utilizado Eliminaci6n del cloro combinado residual total remanente despues de la cloraci6n (puede realizarse de diversas maneras) Destrucci6n selectiva de organismos causantes de enfermedades Destrucci6n selectiva de organismos causantes de enfermedades Destrucci6n selectiva de organismos causantes de enfermedades Destrucci6n selectiva de organismos causantes de enfermedades Para alcanzar objetivos especfficos en el tratamiento de las aguas residuales, se pueden emplear otros compuestos qufmicos
Adsorci6n
Desinfecci6n
Desinfecci6n con cloro Decloraci6n
Desinfecci6n con di6xido de cloro Desinfecci6n con cloruro de bromo Desinfecci6n con ozono Desinfecci6n con luz ultravioleta Otros
Vease Secci6n
7-1
7-2
7-3
7-4
7-5
7-6
7-7 7-8 7-9
7-10
adsorci6n con carb6n activado). En la mayorfa de los casos, la eliminaci6n de un constituyente se consigue por medio de la adici6n de otra sustancia. Como resultado de ello, se suele producir un incremento neto de los constituyentes disueltos en el agua residual. Por ejemplo, cuando se afiaden productos qufmicos para mejorar la eficacia de eliminaci6n en la sedimentaci6n simple, se produce un incremento en la concentraci6n de s6lidos totales disueltos. Si se va a reutilizar el agua tratada, este hecho puede constituir un factor importante. Este caracter aditivo contrasta con las operaciones ffsicas unitarias (Cap. 6) y los procesos biol6gicos unitarios (Cap. 8), que se pueden caracterizar como procesos sustractivos, en los que se elimina materia del agua residual. Otra
PROCESOS QUIMICOS UNITARIOS
345
desventaja de todos los procesos qufmicos es que comportan un coste de funcionamiento importante. Los costes de algunos de los productos qufmicos estan vinculados al coste de la energfa, raz6n por la cual es previsible que su coste aumente conforme aumente el coste de aquella.
7.1
PRECIPITACION QUIMICA
La precipitaci6n qufmica en el tratamiento de las aguas residuales lleva consigo la adici6n de productos qufmicos con la finalidad de alterar el estado ffsico de los s61idos disueltos y en suspensi6n, y facilitar su eliminaci6n por sedimentaci6n. En algunos casos, la ·alteraci6n es pequefia, y la eliminaci6n se logra al quedar atrapados dentro de un precipitado voluminoso constituido, principalmente, por el propio coagulante. Otra consecuencia de la adici6n de productos qufmicos es el incremento neto en los constituyentes disueltos del agua residual. Los procesos qufmicos, junto con algunas de las operaciones ffsicas unitarias, se han desarrollado para proporcionar un tratamiento secundario completo a las aguas residuales no tratadas, incluyendo la eliminaci6n del nitr6geno, del f6sforo, ode ambos ala vez [4, 19]. Tambien se han desarrollado otros procesos qufmicos para la eliminaci6n del f6sforo por precipitaci6n qufmica, y estan pensados para su utilizaci6n en combinaci6n con procesos de tratamiento biol6gicos. El objetivo de esta secci6n es identificar y discutir los siguientes aspectos: (1) reacciones de precipitaci6n que tienen Iugar cuando se afiaden diversos productos qufmicos para mejorar el comportamiento y el rendimiento de las instalaciones de tratamiento de las aguas residuales; (2) reacciones qufmicas que intervienen en el proceso de precipitaci6n del f6sforo en el agua residual, y (3) algunos de los aspectos te6ricos mas importantes de la precipitaci6n qufmica. Los calculos que se realizan para determinar la cantidad de fango producida como resultado de la adici6n de los diversos productos qufmicos se ilustran en el Capitulo 9. La eliminaci6n del f6sforo se detalla en el Capitulo 11, que aborda el analisis del tratamiento avanzado de las aguas residuales.
Precipitaci6n qufmica para mejorar el rendimiento de las Plantas de Tratamiento En el pasado, la precipitaci6n qufmica se empleaba para mejorar el grado de eliminaci6n de los s6lidos en suspensi6n y de la DBO en los suficientes casos: (1) cuando se producfari variaciones estacionales en la concentraci6n de agua residual (como en el caso de vertidos de fabricas de conservas); (2) cuando solamente era necesario llevar a cabo un tratamiento de alcance intermedio, y (3) como ayuda en e1 proceso de sedimentaci6n. Desde alrededor de 1970, la necesidad de mejorar la eliminaci6n de los compuestos organicos y de los nutrientes (nitr6geno y f6sforo) contenidos en el agua residual ha hecho renacer el interes por la precipitaci6n qufmica.
346
INGENIERIA DE AGUAS RESIDUALES
A lo largo de los afios, se han empleado muchas sustancias y de diversa naturaleza, como agentes de precipitaci6n, las. mas comunes de las cuales se presentan en la Tabla 7-2. El grado de clarificaci6n resultante depende tanto de la cantidad de productos qufmicos que se afiade como del nivel de control de los procesos. Mediante precipitaci6n qufmica, es posible conseguir efluentes clarificados basicamente Iibres de materia en suspensi6n o en estado coloidal y se puede llegar a eliminar del 80 al 90 por 100 de la materia total suspendida, entre el40 y el 70 por 100 de la DB0 5 , del 30 al60 por 100 de la DQO y entre el80 y el 90 por 100 de las bacterias. Estas cifras contrastan con los' rendimientos de eliminaci6n de los procesos de sedimentaci6n simple, en los que la eliminaci6n de la materia suspendida s6lo alcanza valores del 50 al 70 por 100 y en la eliminaci6n de la materia organica s6lo se consigue entre el 30 y el 40 por 100. TABLA 7-2
Productos qufmicos empleados en el tratamiento del agua residual Densidad, l
Formula
Peso molecular
Sulfate de alumina
Al 2 (SO 4 h · 18 H 2 0" Al 2 (S0 4 h ·14H 2 0"
666,7 594,3
See a
Liquida
0,961-1,201 0,961-1,201
1,250-1,281 (49 %) 1,330-1,361 (49 %) 1,345-1,490
Cloruro fcrrico
FeC1 3
162,1
Sulfate fcrrico
Fe 2 (S0 4 h Fe 2 (S0 4 h · 3 H 2 0
400 454
Sulfate ferroso (caparrosa)
FeS0 4 ·7H 2 0
278,0
0,993-1,057
Cal
Ca(OH),
56 como CaO
0,560-0,800
1,120-1,153
Los productos qufmicos que se afiaden al agua residual reaccionan con las sustancias habitualmente presentes en el agua , o que se afiaden a ella para tal fin. En este apartado se discuten en detalle las reacciones de precipitaci6n qufmica en las que intervienen: (1) sulfato de alumina; (2) cal; (3) sulfato de hierro (caparrosa) y cal; (4) cloruro ferrico; (5) cloruro ferrico y cal, y (6) sulfato ferrico y cal [9]. Sulfato de alumina. Cuando se afiade sulfato de alumina al agua residual que contiene alcalinidad en forma de bicarbonato calcico y magnesico, la reacci6n que tiene Iugar se puede ilustrar de la siguiente manera: 666,7 Al 2 (S0 4 h · 18 H 2 0 Sulfato de alumina
3 x 100 como CaC0 3
+ 3 Ca(HC0 3 h Bicarbonato de calcio
3 x 136 2 x 78 6 x 44 18 x 18 =3 CaS0 4 + 2 Al(OHh + 6 C0 2 + 18 H 2 0 Sulfato Hidr6xido Di6xido de calcio de aluminio de carbono
(7.1)
Los numeros indicados encima de las f6rmulas qufmicas corresponden a los pesos moleculares de combinaci6n de las diferentes sustancias y denotan, por lo tanto, la cantidad de cada una de elias que interviene en el proceso. El hidr6xido de aluminio insoluble es un f16culo ·gelatinoso que sedimenta lenta-
PROCESOS QUIMICOS UNITARIOS
347
mente en el agua residual, arrastrando consigo materia suspendida y produciendose otras alteraciones. La reacci6n es exactamente amiloga cuando se sustituye el bicarbonato calcico por la sal de magnesio. Comoquiera que la alcalinidad presente en la Ecuaci6n 7-1 se expresa en forma de su equivalencia en carbonato de calcio (CaC0 3), cuyo peso molecular es 100, la alcalinidad necesaria para reaccionar con 10 mg/1 de sulfato de alumina sera: 10,0 mg/1 x
3 x 100 gjmol 666,7 g/mol = 4,5 mg/1
Si la alcalinidad disponible fuese inferior a dicha cantidad, debera afiadirse mas basta alcanzar este valor. Para ello suele emplearse cal, pero en el tratamiento qufmico de las aguas residuales no es frecuente tener que llegar a este pun to. Cuando se afiade cal como precipitante, los principios de clarificaci6n quedan explicados por las siguientes reacciones:
Cal.
56 como CaO Ca(OH) 2 + Hidr6xido de calcio
44 como C0 2 H 2 C0 3 Acido carb6nico
56 como CaO Ca(OH)z + Hidr6xido de calcio
100 como CaC0 2 Ca(HC0 3 )z Bicarbonato de hierro
=
100 CaC0 3 + Carbonato de calcio
2 X 18 2H 2 0
(7.2)
=
2 X 100 2CaC0 3 + Carbo nato de calcio
2 X 18 2H 2 0
(7.3)
Por lo tanto, para producir el carbonato de calcio que actUa como coagulante, es necesario afiadir una cantidad de cal suficiente para la combinaci6n con todo e1 di6xido de carbono libre y con el acido carb6nico de los carbonatos acidos (di6xido de carbono semicombinado). Por lo general, la cantidad de cal que hay que afiadir suele ser mucho mayor cuando se emplea sola que cuando se emplea la cal en combinaci6n con sulfato ferroso (vease el apartado siguiente). En el caso de vertidos industriales que aporten al agua residual acidos minerales 0 sales acidas, estas deberan neutralizarse antes de que tenga lugar la precipitaci6n. Sulfato de hierro y cal.
En la mayorfa de los casos, el sulfato de hierro no se puede emplear como agente precipitante individual, puesto que para formar un precipitado se debe a'fiadir cal·al mismo tiempo . La reacci6n con sulfato de hierro como unico aditivo es la siguiente: 278 FeS0 4 • 7 H 2 0 Sulfa to ferroso
100 como CaC0 3
+ Ca(HC0 3 )z Bicarbonato de calcio
178
= Fe(HC0 )z 3
Bicarbonato de hierro
136
7 x 18
+ CaS0 4 + 7 H 2 0 Sulfato de calcio
(7.4)
348
INGENIERIA DE AGUAS RESIDUALES
Si se afiade cal en forma de hidr6xido, Ca(OH}z, la reacci6n que tiene Iugar es: 178
2 x 56 como CaO
Fe(HC0 3 ) 2 Bicarbonato ferroso
+ 2 Ca(OH}z
¢>
Hidr6xido de calcio
89,9 Fe(OH}z + Hidr6xido de hierro
2 x 100 2 x 18 2 CaC0 3 + 7 H 2 0 Carbonato de calcio
(7.5)
A continuaci6n, e1 hidr6xido de hierro II se oxida a hidr6xido de hierro III, la forma final deseada, gracias al oxfgeno disuelto en el agua: 4 X 89,9 4 Fe(OH) 2 Hidr6xido ferroso
+
32 02 Oxfgeno
¢>
2 X 18 2 H20
¢>
4 X 106,9 4 Fe(OHh
(7.6)
Hidr6xido ferrico
El hidr6xido de hierro insoluble forma un fl6culo gelatinoso y voluminoso parecido ai fl6cuio del hidr6xido de aiuminio. La aicalinidad necesaria para 10 mg/I de suifato de hierro es Ia siguiente: 10,0 mg/1 x
100 gjmol I I 27 8 g mo
3,6 mg/1
=
La cantidad de cal necesaria es: 10,0 mg/1 x
2 x 56 gjmol I I 27 8 g mo
=
4,0 mg/1
y Ia cantidad de oxfgeno necesario es:
10,0 mg/1 x
32 gjmol x gjmol = 0,29 mg/1 4 278
Debido a que Ia formaci6n de hidr6xido de hierro depende de la presencia y disponibilidad de oxfgeno disueito, la reacci6n de la Ecuaci6n 7.6 no se
puede completar en aguas septicas o vertidos industriales sin oxfgeno disuelto. Se puede sustituir el sulfato de hierro III por sulfato de hierro II, lo cual suele evitar la necesidad de afiadir cal y la presencia de oxfgeno disuelto .. Cloruro de hierro.
Las reacciones para el cloruro de hierro son las siguientes:
162,1 FeCI 3 Cloruro ferrico
+
3 X 18 3 H 20 Agua
106,9 ¢>
Fe(OHh
+
3 H+
+ 3 Cl-
(7.7)
Hidr6xido ferrico
(7.8) Bicarbonato
Acido carb6nico
PROCESOS QUIMICOS UNITARIOS
Cloruro de hierro y cal. siguiente: 2
X
162
2 FeCI 3 Cloruro ferrico
400 Fe 2 (S0 4 h Sulfa to ferrico
La reacci6n para el cloruro de hierro y la cal es la
5 x 56 como CaO
+ 3 Ca(OHlz
¢>
Hidr6xido de calcio
Sulfato de hierro y cal. siguiente:
349
3 X 111 3 CaCI 2 Cloruro de calcio
2
+
X
106,9
2Fe(0Hh Hidr6xido ferrico
(7.9)
La reacci6n para el sulfato de hierro y la cal es la
3 x 56 como CaO
+ 3 Ca(OHlz Hidr6xido de calcio
¢>
408 3 CaS0 4 Sulfa to de calcio
2
X
106,9
+ 2Fe(0Hh Hidr6xido ferrico
(7.10)
Precipitaci6n qufmica para Ia eliminaci6n de fosfatos La eliminaci6n del f6sforo contenido en el agua residual comporta la incorporaci6n de fosfatos a los s6lidos en suspensi6n y la posterior eliminaci6n de estos. El f6sforo se puede incorporar, tanto a los s6lidos biol6gicos (p.e. microorganismos) como a los precipitados qufmicos. La eliminaci6n del f6sforo mediante mecanismos biol6gicos se analiza en la Secci6n 8) 1 del Capftulo 8 y en el Capftulo 11, mientras que la eliminaci6n del f6sforo por precipitaci6n qufmica se analiza en esta secci6n. Los temas que se van a tratar incluyen: (1) estrategias para la eliminaci6n del f6sforo, y (2) la qufmica de la precipitaci6n del f6sforo. Estrategias para Ia eliminaci6n del f6sforo. Los productos qufmicos que se han utilizado para eliminar el f6sforo incluyen las sales metalicas y la cal. Las sales metalicas mas comunes son e1 cloruro de hierro y el sulfato de alumina. Tambien se utilizan el sulfato de hierro y el cloruro de hierro II, que se pueden obtener como subproductos en la fabricaci6n de aceros (aguas de decapado). El uso de polfmeros combinados con sales de hierro y aluminio tambien ha proporcionado resultados satisfactorios. La cal no se emplea con demasiada frecuencia, puesto que causa un notable aumento en la cantidad de fango producido, asf como otros problemas de explotaci6n y de mantenimiento relacionados con su manejo, almacenamiento y dosificaci6n. Las dosificaciones tfpicas de productos qufmicos para la eliminaci6n del f6sforo se proporcionan en Ia Secci6n 8.11. Dentro de un diagrama de flujo de procesos, (vease Fig. 7-1), la precipitaci6n del f6sforo en el agua residual puede producirse en varios puntos diferentes. Los principales puntos en los que se puede eliminar el f6sforo se pueden clasificar en: (1) pre-precipitaci6n; (2) coprecipitaci6n y (3) postprecipitaci6n [11].
350
INGENIERIA DE AGUAS RESIDUALES Polimero Agua a tratar
i Mezcla [ rapida'
'
[l,Sedi~entaci6n_! T~nqu~. '-:S~diment~~i6~. •
!
primaria i ·~
i
Sal metalica
; de
a1~eaC16n
J
,.
..
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Efluente
··r
Fangos
Fangos (a)
Polfmero
,. Agua a tratar""" Sedimentaci6~'.--' .Te.nqu~. ::-·....-.-'--·sediinentacl6~' Efluente primaria ' · de mreaCion I secundaria
Fangos
Sal metalica
Fangos
(b)
(c)
FIGURA 7-1 Diagramas de flujo para Ia eliminaci6n del f6sforo: (a) pre-precipitaci6n, (b) coprecipitaci6n, y (c) postprecipitaci6n [11].
Pre-precipitaci6n. Este nombre se aplica a la adici6n de productos qufmicos para la precipitaci6n del f6sforo al agua residual cruda en las instalaciones de sedimentai6n primaria. El f6sforo precipitado se elimina con el fango primario. Coprecipitaci6n. Se define como coprecipitaci6n al proceso de adici6n de productos qufmicos para Ia fonnaci6n de precipitados que se eliminanin junto con los fangos biol6gicos. Los productos se pueden afiadir (1) al dluente de las instalaciones de sedimentaci6n primaria, (2) allfquido mezcla del proceso de fangos activados, o (3) al efluente de un proceso de tratamiento biol6gico antes de Ia sedimentaci6n secundaria. Postprecipitaci6n. La postprecipitaci6n comprende Ia adici6n de productos qufmicos al efluente de Ia sedimentaci6n secundaria y Ia posterior
PROCESOS QUIMICOS UNITARIOS
351
eliminaci6n de los precipitados qufmicos. En este proceso, los precipitados qufmicos se suelen eliminar por filtraci6n del efluente o en instalaciones de sedimentaci6n complementarios. Qufmica de Ia eliminaci6n de fosfatos. La precipitaci6n qunmca del f6sforo se consigue mediante la adici6n de sales de iones de metales de multiples valencias que forman precipitados de fosfatos escasamente solubles. Los metales de valencia multiple cuyo uso es mas comun son el calcio [Ca(II)], el aluminio [Al(III)] y el hierro [Fe(III)]. Debido a que el proceso qufmico de precipitaci6n con calcio es bastante diferente del proceso empleando hierro o aluminio, los dos tipos de precipitaci6n se estudiaran por separado.
Precipitaci6n de fosfato con calcio: 10Ca+ 2
+ 6P04 1 + 20H-
<=>
Ca 10 (P0 4 ) 6 (0H)z
(7.11)
Hidroxilapatita
El calcio se suele afiadir en forma de cal, Ca(OH)z. A partir de esta ecuaci6n, se puede observar que cuando se afiade cal al agua, reacciona con la alcalinidad natural del carbonato para precipitar CaC0 3 • Cuando el pH del agua residual alcanza valores por encima de 10, e1 exceso de iones calcio reaccionara con el fosfato, como se muestra en la Ecuaci6n 7.11, para precipitar hidroxilapatita Ca 10(P0 4 MOH) 2 • Debido a que la cal reacciona con la alcalinidad del agua residual, la cantidad de cal necesaria sera practicamente independiente de la cantidad de f6sforo presente en el agua, y sera funci6n, fundamentalmente, de la alcalinidad del agua. La cantidad de cal necesaria para la precipitaci6n del f6sforo en el agua residual suele ser de 1,4 a 1,5 veces la alcalinidad total expresada en CaC0 3 . La coprecipitaci6n no suele ser posible debido a que precisa valores altos del pH. Cuando se afiade cal al agua residual cruda o al efluente de un tratamiento secundario, suele ser necesario realizar un reajuste del pH antes de proceder a la evacuaci6n o al tratamiento posterior del agua. Para reducir el valor del pH se suele recarbontar el agua con C0 2 • Las reacciones basicas que intervienen en el proceso de precipitaci6n del f6sforo con hierro y aluminio son las siguientes: Precipitaci6n de fosfatos con aluminio: (7.12) Precipitaci6n de fosfatos .con hierro: (7.13)
En el caso del aluminio y del hierro, 1 mol precipitara 1 mol de fosfato. Sin embargo, estas ecuaciones resultan engafiosamente simples y deberan ser consideradas teniendo en cuenta multitud de reacciones secundarias que se producen y las constantes de equilibria asociadas a estas reacciones, los efectos de la
352
INGENIERIA DE AGUAS RESIDUALES
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-6 Fe(OH) 3 (s)
1 AI(OH) 3 (s)
: 2
4 6 Valor del pH
8
-7
3
7
5
9
Valor del pH
(a)
(b)
FIGURA
7-~
Concentraciones de fosfato ferrico y de aluminio en equilibria con el f6sforo soluble. (a) Fosfato de hierro (Ill), y (b) Fosfato de aluminio (Ill} [7].
alcalinidad, pH, elementos en estado de traza y ligantes presentes en el agua residual. En consecuencia, nose pueden emplear las Ecuaciones 7.12 y 7.13 para estimar directamente las dosis necesarias para la precipitaci6n, raz6n por la cual estas suelen establecerse a partir de ensayos a escala de laboratorio y, ocasionalmente, si se usan polfmeros, a escala real (vease Ejemplo 7-1). Por ejemplo, para concentraciones equimolares iniciales de AI (III), Fe (III) y f6sforo, la Figura 7-2 muestra la concentraci6n total de f6sforo soluble en equilibria con el FeP04 y el AIPO 4 . Las lfneas de trazo continuo representan la concentraci6n de f6sforo residual soluble despues de la precipitaci6n. Los fosfatos met
f6sforo en un agua residual que contiene 8 mg P/1. Asimismo, determinar !a capacidad de almacenamiento necesaria para el almacenamiento de !a alumina necesaria para mantener el proceso durante 30 dfas. A partir de amilisis de laboratorio, son necesarios 1,5 moles de alumina por cada mol de P. El caudal es de 10.455 m 3 /dfa. Los siguientes datos describen !a alumina que hay que emplear: 1. F6rmula de !a alumina lfquida: Al 2(S0 4 h ·18 H 2 0. 2. Concentraci6n de alumina= 48%. 3. Densidad de !a disoluci6n de alumina lfquida = 1,28 kg/1 (vease Tabla 7-2).
PROCESOS QUIMICOS UNITARIOS
353
So/uci6n
1. Determinar el peso de aluminio disponible por cada litro de alumina lfquida: a) El peso de alumina por litro es: Alumina/1 = 0,48 ·1,28 = 0,6144 kg/1 b)
El peso de aluminio por litro es: Peso molecular de la alumina= 666,7 (vease Tabla 7-2) Peso molecular del aluminio = 26,98 Aluminio/L= 614,4 kg/1· (2 · 26,98/666,7) = 49,7 g/1
2. Determinaci6n del AI necesario por unidad de peso de P a) Dosis te6rica = 1 mol AI por cada mol de P (vease Ec. 7.12). b) Aluminio necesario = 1,0 kg x (P. molecular Al/P.m. P) = 1,0 kg (26,98/30,97) = 0,87 kg Al/kg P 3. Determinaci6n del volumen de disoluci6n necesario por cada kg de P: . , . _ x (0,87 kg AI) (1 1 disoluci6n) Dos1s de alumma - 1,5 kg p 0,0497 kg AI = 26,25 1 de disoluci6n de alumina/kg de P 4. Determinaci6n de la cantidad diaria de disoluci6n de alumina necesaria: Alumina= 10.455 m3 /d x 8 g P/m 3 x (26,25 1 alumina/kg P) x (1/1.000 kg) = 2.195 1 alumina/d 5. Determinaci6n de la capacidad de almacenamiento necesaria a partir del caudal medio: Capacidad de almacenamiento = 2.195 1/d x 30 d = 65.850 = 65.850 m 3
Aspectos te6ricos de Ia precipitaci6n quimica La teorfa de las reaceiones qufmicas de precipitaci6n es muy compleja. Las reacciones que se han presentado la explican s6lo parcialmente, e incluso nose produce necesariamente del modo indicado. Con frecuencia, son incompletas y pueden tener Iugar numerosas reacciones secundarias con otras sustancias presentes en el agua residual. Por ello, la discusi6n que se presenta a continuaci6n es forzosamente incompleta, aunque servini de introducci6n a la naturaleza de los fen6menos implicados. Naturaleza de las partlculas contenidas en el agua residual. Existen dos clases generales de dispersiones de partfculas s6lidas coloidales en los lfquidos. Cuando el agua es el disolvente, se las llama hidr6fobas o coloides
354
INGENIERIA DE AGUAS RESIDUALES
«enemigos del agua» o hidr6filas o coloides «amantes» del agua. Estos dos tipos de dispersiones se basan en la atracci6n que se produce hacia el agua en la superficie de la partfcula. Las partfculas hidr6fobas poseen poca atracci6n relativa hacia el agua, en tanto que las hidr6filas la tienen en grado elevado. Sin embargo, se debe destacar que el agua puede, en alguna medida, ejercer una interacci6n con las partfculas hidr6fobas. S6lo algunas moleculas de agua se adsorben'in en la superficie hidr6foba tfpica, mientras que la reacci6n entre el agua y los coloides hidr6filos tendn1 lugar en mayor cuantfa. Un factor importante en la estabilidad de los coloides es la presencia de la carga de superficie. Esta se desarrolla de varias maneras, segun sean la composici6n qufmica del medio (agua residual, en este caso) y del coloide. Dejando de lado el mecanismo segun el cual se desarrolla, la estabilidad puede ser destruida si las partfculas tienden a agregarse (flocular) en otras de mayor tamafio con masa suficiente para sedimentar. La carga de superficie se desarrolla, normalmente a traves de la adsorci6n preferente, ionizaci6n y sustituci6n isomorfa. Por ejemplo, las gotitas de aceite, las burbujas de gas u otras sustancias qufmicamente inertes dispersas en agua adquirin'in una carga negativa por la asimilaci6n preferente de aniones (especialmente iones hidroxilo). En el caso se sustancias como las protefnas o los microorganismos, la carga de superficie se logra mediante la ionizaci6n de los grupos amino y carboxilo [13]. Esto se puede representar como R~~~- para valores altos del pH, R~~?H para valores bajos del pH, y R~~?- en el punto isoelectrico, donde R representa el radical de la molecula [7]. El desarrollo de la carga de superficie por sustituci6n isomorfa tiene lugar en la arcilla y otras partfculas del terreno en las que los iones en la estructura reticular son sustituidos por iones de la soluci6n (p.e. sustituci6n de Si por AI). Cuando la superficie del coloide o partfcula adquiere carga, algunos iones de carga contraria (contraiones) se adhieren a la superficie y quedan retenidos en ella gracias a las fuerzas electrostaticas y de Van der Waals que resisten la agitaci6n termica. Alrededor de esta capa de iones fijos se forma una segunda capa mas difusa que no se convierte en una s~gunda capa fija debido a la agitaci6n termica. La Figura 7-3 ilustra esquematicamente esta situaci6n. Como se puede apreciar, la caj:m doble consiste en una capa compacta (de Stern) en la que el potencial desciende de t/1 0 a t/1 5 , yen una capa difusa en la que el potencial baja de t/; s a cero en el seno de la soluci6n. Si una partfcula, como lade la Figura 7-3, se coloca en una soluci6n de un electrolito y se hace circular una corriente electrica a traves de dicha soluci6n, la partfcula se vera atrafda, segun su carga de superficie, bacia uno u otro de los electrodos, arrastrando consigo una nube i6nica. El potencial en la superficie de la nube i6nica (conocida con el nombre de superficie de cizalladura), se mide a veces en las operaciones de tratamiento del agua residual. AI valor asf medido se le suele Hamar potencial zeta. No obstante, el potencial zeta debe, te6ricamente, cmTesponder al potencial medido en la superficie que encierra la capa fija de iones adherida a la partfcula, tal y como sefiala la Figura 7-3. El uso del valor medido del Carga de superficie.
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355
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Capa difusa
Capa d~ Stern
Potencial de Nernst
FIGURA 7-3
Modelo de Stern de Ia doble capa electrica [13]. potencial zeta es limitado, ya que varfa en funci6n de la naturaleza de los constituyentes de la soluci6n, y, por lo tanto, no se trata de una medida que pueda repetirse. Agregaci6n de particulas. Con objeto de provocar la agregaci6n entre partfculas, se deben tomar las precauciones necesarias para reducir la carga de las mismas o bien superar el efecto de dicha carga. Esto se puede conseguir mediante diferentes mecanismos: (1) la adici6n de iones que detenninen el potencial, los cuales senin absorbidos o reaccionanin con la superficie del coloide para reducir la carga de superficie, o la adici6n de electrolitos, que produzcan la reducci6n del espesor de la capa difusa y, por tanto, reduzcan el valor del potencial zeta; (2) la adici6n de moleculas organicas de cadena larga (polimeros) cuyas subunidades sean ionizables, y que, por tanto, son conocidos como polielectrolitos, que producen la eliminaci6n de partfculas por medio de la adsorci6n y la formaci6n de puentes entre elias, y (3) la adici6n de productos qufmicos que formen iones metalicos hidrolizados. La adici6n de iones determinantes del potencial para favorecer la coagulaci6n se evidencia mediante la adici6n de bases o acidos fuertes que reduzcan a valores pr6ximos a cero la carga de los hidr6xidos u 6xidos metalicos, de modo que pueda tener Iugar la coagulaci6n. De la misma forma, se pueden afiadir electrolitos para coagular las suspensiones coloidales. Una mayor con-
356
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Particulas del agua residual
Pollmoco
Partfcula que ha adsorbido el polimero
~~
i6,dsorci6n promovida por Ia mezcla rapida
F16culo formado por partfculas unidas mediante puertas
Formaci6n de fl6culos provocada por Ia floculaci6n pericinetica u ortocinetica
FIGURA 7-4
Esquema de Ia formaci6n de puentes entre partfculas en presencia de polfmeros organicos [19].
centraci6n de un electrolito detenninado producinl. una disminuci6n del potencial zeta y la correspondiente reducci6n de las fuerzas repulsivas. Se han observado efectos semejantes al aumentar la carga del electrolito. Los polielectrolitos se dividen en dos categorfas: naturales y sinteticos. Los polielectrolitos naturales importantes incluyen polfmeros de origen biol6gico, y los derivados del almid6n, de la celulosa y alginatos. Los polielectrolitos sinteticos consisten en mon6meros simples que se polimerizan para formar sustancias de alto peso molecular. Segun el signo de la carga en el momento de introducirlos en agua (negativo, positivo o neutro), se clasifican en polielectrolitos ani6nicos, cati6nicos y no i6nicos respectivamente. La acci6n de los polielectrolitos se puede dividir en tres categorfas generales. En la prime1·a, los polielectrolitos actuan como coagulantes rebajando la carga de las partfculas. Puesto que las partfculas del agua residual estan cargadas negativamente, se emplean polielectrolitos cati6nicos. En esta aplicaci6n, se considera que los polielectrolitos cati6nicos son coagulantes primarios. La segunda forma de acci6n de los polielectrolitos es la formaci6n de puentes entre las partfculas (vease Fig. 7-4). En este caso, los polfmeros ani6nicos y no i6nicos (por lo general, ligeramente ani6nicos al introducirlos en agua), se adhieren a un numero de puntos de adsorci6n de la superficie de las partfculas presentes en el efluente sedimentado. El puente se forma entre las partfculas que son adsorbidas por un mismo polfmero, las cuales se entrelazan en el proceso de floculaci6n, aumentando su tamafio tridimensionalmente hasta poder ser eliminadas por sedimentaci6n. El tercer tipo de acci6n de los polielectrolitos puede clasificarse como una acci6n de coagulaci6n-formaci6n de puentes, que resulta al emplear polielectrolitos cati6nicos de alto peso molecular. Ademas de reducir la carga, estos polielectrolitos tambien formaran puentes entre las partfculas, como se ha con:entado en el parrafo anterior.
PROCESOS QUIMICOS UNITARIOS
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Formacion de polfmeros de sales metalicas. En contraste con la agregaci6n originada por la adici6n de productos qufmicos que actuan como electrolitos y polfmeros, la agregaci6n producida por el sulfato ~e alUmina o sulfato de hierro (III) presenta un proceso mas complejo. En el pasado, se crefa que los cationes Fe+ 3 y AI+ 3 lib res eran los responsables de los efectos observados durante la agregaci6n de las partfculas. Sin embargo, ahora se sabe que los causantes son sus productos de hidr6lisis [15,16]. Aunque el efecto de estos productos de hidr6lisis s6lo se ha conocido recientemente, conviene recordar que su comportamiento fue por primera vez explicado a principios de siglo por Pfeiffer (1902-1907), Bjerrun (1907-1920) y Werner (1907) [18]. Por ejemplo, Pfeiffer propuso que la hidr6lisis de sales metalicas trivalentes, como las de cromo, aluminio y hierro, se podfa representar por:
(7.14)
cuyo grado de disociaci6n depende del ani6n asociado al metal y de las caracterfsticas ffsicas y qufmicas de la soluci6n. Se propuso igualmente que, con la adici6n en cantidad suficiente de una base, la disociaci6n puede continuar basta producir un ion negativo como el siguiente [18]:
Mas recientemente, sin embargo, se ha observado que las reacciones intermedias en la hidr6lisis del aluminio (III) son mucho mas complejas que las predichas hasandose en el modelo en el que se afiade una base a la soluci6n. Un modelo hipotetico propuesto por Stumm [7] para el AI (III) es el siguiente:
oH-
(7.15)
358
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Antes de que la reacci6n prosiga hasta un punto en el que se produzca union negativo, generalmente tendn'i lugar la polimerizaci6n de acuerdo con la siguiente f6nnula [18]: 4+
(7.16)
Las posibles combinaciones de los diversos productos de la hidr6lisis son innumerables, y su enumeraci6n no tiene cabida en este texto. Sin embargo, lo importante es percatarse de que uno o mas de los productos de la hidr6lisis pueden causar la acci6n observada con el hierro y el aluminio. Ademas, como las reacciones de hidr61isis siguen un proceso por etapas, la efectividad del hierro y del aluminio varfa con el tiempo. Por ejemplo, una mezcla de sulfato de alumina preparada y almacenada durante un cierto tiempo se comportara de modo diferente a una soluci6n rech~n preparada cuando se afiada el agua residual. Para un examen mas detallado de la qufmica relacionada con este tema, se recom:ienda consultar los excelentes artfculos escritos por Stumm y Morgan [15] y Stumm y O'Melia [16].
7.2 ADSORCION El proceso de adsorci6n consiste, en terminos generales, en la captaci6n de sustancias solubles presentes en la interfase de una soluci6n. Esta interfase puede hallarse entre un lfquido y un gas, un s6lido, o entre dos lfquidos diferentes. A pesar de que la adsorci6n tambien tiene lugar en la interfase aire-lfquido en el proceso de flotaci6n, en esta secci6n s6lo se considerera la adsorci6n en la interfase entre lfquido y s61ido. En la secci6n 9.12 del Capftulo 9 se analizara la adsorci6n en fase gaseosa de los compuestos volatiles olorosos y de los contaminantes organicos a nivel de trazas que se puedan liberar en diferentes operaciones y procesos de tratamiento de las aguas residuales. El proceso de adsorci6n no se ha empleado demasiado a menudo hasta el momento, pero la necesidad de una mayor calidad del efluente de los tratamientos de aguas residuales ha conducido a un estudio mas detallado del proceso de adsorci6n sobre carb6n activado y de sus aplicaciones. El tratamiento del agua residual con carb6n activado suele estar considerado como un proceso de refino de aguas que ya han recibido un tratamiento biol6gico normal. En este caso, el carb6n se emplea para eliminar parte de la materia organica disuelta. Asimismo, es posible eliminar parte de la materia particulada tambien presente, dependiendo de la forma en que entran en contacto el carb6n y el agua.
PROCESOS QUIMICOS UNITARIOS
359
El carbon activado y su aplicaci6n A continuaci6n se estudian, tanto la naturaleza del carb6n activado como las aplicaciones del carb6n granular y en polvo en el campo del tratamiento de aguas residuales, asf como la regeneraci6n del carb6n. Produccion de carbon activado. El proceso de elaboraci6n del carb6n activado se basa en la de un carb6n a partir de materiales tales como las cortezas de almendros, nogales o palmeras, otras maderas, y carb6n mineral. Este carb6n se obtiene calt;:ntando el material de que se trate al rojo vivo para expulsar los hidrocarburos, pero sin aire suficiente para mantener la combusti6n. A continuaci6n, para activar el carb6n, se expone la partfcula a un gas oxidante a altas temperaturas. Este gas desarrolla una estructura porosa en el carb6n natural favoreciendo la aparici6n de grandes superficies internas (vease Fig. 7-5). Las propiedades superficiales que se obtienen como resultado dependen del material inicialmente empleado y del proceso exacto de elaboraci6n, de modo que las variaciones posibles son muchas. El tipo de material base con el que se produce el carb6n activado tambien puede afectar al tamafio de los poros y a las caracterfsticas de regeneraci6n del carb6n activado. Tras el proceso de activaci6n, el carb6n se puede separar o dividir en diferentes tamafios con diferentes capacidades de adsorci6n. Los dos tipos de clasificaci6n son: carb6n activado en polvo, con diametro menor que el del tamiz 200, y granular, con diametro superior a los 0,1 mm.
(b)
(a)
FIGURA 7-5 Esquema del carbon activo antes y despues de Ia activaci6n: (a) Antes de Ia activaci6n, y (b) Despues de Ia activaci6n.
Con frecuencia, se suele emplear una columna como medio de contacto del agua residual con el carb6n activado granular. En la Figura 7-6 se muestra de forma esquematica, una columna de carb6n activado tfpica empleada en el tratamiento del agua residual. El agua se introduce por la parte superior y se extrae por la parte inferior. El carb6n esta soportado por medio de un sistema de drenaje Tratamiento con carbon activado granular (CAG).
360
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Purga de aire
Salida del agua de lavado
Entrada de aguapara ellavado superficial
Efluente de Ia columna de carb6n
Falso fonda
Salida de carb6n agotado Agua de lavado
Entrada de aire
Drenaje de Ia columna de carb6n
FIGURA 7-6
Columna de adsorci6n de carbon activado tfpica.
situado en la parte inferior. Normalmente es necesario disponer de un sistema para el lavado a contracorriente y para la limpieza de superficie, a fin de limitar las perdidas de carga producidas por la retenci6n de materia particulada en e1 interior de la columna de carb6n. Las columnas de lecho fijo se suelen emplear individualmente o conectadas en serie o en paralelo (vease Fig. 7-7). Con el fin de resolver el problema de la obstrucci6n de la superficie del lecho de carb6n, se han desarrollado sistemas de contacto de lecho expandido y de lecho m6vil. En el sistema que emplea un lecho expandido, el agua entra por la parte inferior de la columna, permitiendo que se expanda el medio de identica manera a como ocurre con los lechos filtrantes durante la fase de lavado a contracorriente. En el sistema que se basa en las columnas de lecho m6vil, el carb6n ya utilizado se va sustituyendo por carb6n nuevo de forma continua. En esta clase de sistemas, la perdida de carga no aumenta una vez alcanzado e1 punto de funcionamiento.
PROCESOS QUIMICOS UNITARIOS
361
FIGURA 7-7 Columnas de carbon activado granular para el tratamiento de efluente del tratamiento secundario filtrado.
Un sistema de aplicaci6n alternative consiste en afiadir carb6n activado en polvo. Se puede afiadir al efluente de procesos de tratamiento biol6gicos, directamente en las unidades de tratamiento, o formando parte de los diagramas de flujo de los procesos fisicoqufmicos. En el caso de la adici6n al efluente, el carb6n activado en polvo se afiade en un tanque de contacto. Una vez transcurrido el tiempo de contacto deseado, se deja que el carb6n sedimente en ei fondo del tanque y seguidamente se extrae del mismo el agua tratada. Puesto que el carb6n es muy fino, para favorecer y facilitar la eliminaci6n de las partfculas de carb6n, puede ser necesario emplear un coagulante (como un polielectrolito) o Ilevar a cabo un proceso de filtraci6n en un filtro nipido de arena. La adici6n de carb6n activo en polvo directamente al tanque de aireaci6n ha demostrado ser una pn1ctica efectiva en la eliminaci6n de algunos materiales organicos refractarios solubles (Ver Fig. 11-32 y el contenido del Capftulo 11). Tratamiento con carbon activado en polvo (CAP).
Regeneracion del carbon. La viabilidad econ6mica de la aplicaci6n del carb6n activado depende de la existencia de un medio eficaz para su regeneraci6n y recuperaci6n, una vez agotada su capacidad de adsorci6n. El carb6n activado granular se regenera facilmente por oxidaci6n de la materia organica y su posterior eliminaci6n de la superficie del carb6n en un horno. En este proceso se destruye parte del carb6n, entre un 5 y un 10 por 100, yes necesario
362
INGENIERIA DE AGUAS RESIDUALES
reemplazarlo por carb6n nuevo o virgen. Es conveniente aclarar que la capacidad de adsorci6n del carb6n regenerado es ligeramente inferior a la del carb6n virgen. Un problema importante en el uso del carb6n activado en polvo reside en que el mecanismo de regeneraci6n del mismo no esta bien definido. Sin embargo, en cuanto este problema este resuelto, es previsible que su aplicaci6n aumente de forma considerable. La producci6n de carb6n activado en polvo a partir de residuos s6lidos reciclados puede obviar la necesidad de regenerar el carb6n consumido.
Analisis del proceso de adsorci6n El proceso de adsorci6n tiene Iugar en tres etapas: macrotransporte, microtransporte y sorci6n. El macrotransporte engloba el movimiento por advecci6n y difusi6n de la materia organica a traves dellfquido hasta alcanzar la interfase lfquido-s6lido. Por su parte, el microtransporte hace referenda ala difusi6n del material organico a traves del sistema de macropores del carb6n activado granular hasta alcanzar las zonas de adsorci6n que se hallan en los microporos y submicroporos de los granulos de carb6n activado. La adsorci6n se produce en la superficie del granulo y en sus macroporos y mesoporos, pero el area superficial de estas zonas del CAG es tan pequefia comparada con el area de los micro y submicroporos, que la cantidad de material adsorbido en ellos se considera despreciable. El uso del tennino sorci6n se debe ala dificultad de diferenciar la adsorci6n ffsica de la adsorci6n qufmica, y se emplea para describir el mecanismo por el cual la materia organica se adhiere al CAG. El equilibria se alcanza cuando se igualan las tasas de sorci6n y desorci6n, momento en el que se agota la capacidad de adsorci6n del carb6n. La capacidad te6rica de adsorci6n de un determinado contaminante por medio del carb6n activado se puede determinar calculando su isotenna d~ adsorci6n. La cantidad de adsorbato que puede retener un adsorbente es funci6n de las caracterfsticas y de la concentraci6n del adsorbato y de la temperatura. En general, la cantidad de materia adsorbida se determina como funci6n de la concentraci6n a temperatura constante, y la funci6n resultante se conoce con el nombre de isotenna de adsorci6n. Las f6rmulas mas frecuantemente empleadas para el tratamiento de los datos experimentales de la isoterma fueron desarrolladas por Freundlich, por Langmuir, y por Brunauer, Emmet y Teller (Isoterma BET} [13, 20]. De las tres formulaciones, la mas empleada para describir las caracterfsticas de adsorci6n del carb6n activado empleado en el tratamiento de aguas residuales es la Isoterma de Freundlich. lsoterma de Freundlich. Derivada a partir de consideraciones empfricas, la isoterma de Freundlich es la siguiente:
~= K m f
Cliu e
(7.17)
PROCESOS QUIMICOS UNITARIOS
363
donde xjm = cantidad adsorbida por peso unitario de adsorbente (carb6n). Ce = concentraci6n de equilibrio del adsorbato en soluci6n despues de la adsorci6n. K 1 , n = constantes empfricas. Las constantes de la isoterma de Freundlich se determinan representando gnificamente la relaci6n entre (xjm) y C, empleando la Ecuaci6n 7.17 reescrita en la forma:
(X) = log
log -
m
K1
+ -1 log Ce n
(7.18)
La aplicaci6n de la isoterma de adsorci6n de Fl'eundlich se ilustra en el Ejemplo 7-2. lsoterma de Langmuir. La isoterma de Langmuir, obtenida en base a consideraciones racionales, se define asf:
(7.19) donde xjm = cantidad adsorbida por peso unitario de adsorbente (carb6n). a, b = constantes empfricas. Ce = concentraci6n de equilibrio de adsorbato en soluci6n despues de la adsorci6n. La isoterma de adsorci6n de Langmuir se desarrol16 adoptando las siguientes hip6tesis: (1) existe un m1mero fijo de puntos accesibles disponibles en la superficie adsorbente, todos los cuales poseen la misma energfa, y (2) la adsorci6n es reversible. El equilibrio se alcanza cuando la velocidad de adsorci6n de las moleculas sobre la superficie es la misma que la velocidad de desorci6n de las mismas. Asf pues, la velocidad a la que se lleva a cabo la adsorci6n es proporcional ala fuerza que la produce, que corresponde ala diferencia entre la cantidad adsorbida para una cierta concentraci6n y la capacidad de adsorci6n a dicha concentraci6n. A la concentraci6n de equilibrio, esta fuerza es nula. La correspondencia de los datos experimentales con la f6rmula de Langmuir no significa que las hip6tesis realizadas sean validas para el sistema particular que se estudie, puesto que la no validez de las hip6tesis puede traducirse en un efecto cancelatorio. Las constantes de la ecuaci6n de Langmuir se pueden determinar dibujando Cj(xjm) frente a C empleando la Ecuaci6n 7.19 expresada en la forma:
ce
1
1
(xjm)
ab
a
--=-+-C
e
(7.20)
La aplicaci6n de la isoterma de adsorci6n de Langmuir se ilustra en el Ejemplo 7-2.
364
INGENIERIA DE AGUAS RESIDUALES
Ejemplo 7-2. Analisis de datos de adsorci6n sobre carbon activado. Determinar los coeficientes de las isotermas de Freundlich y Langmuir para los siguientes datos de adsorci6n sobre carb6n activado granular. EI volumen de lfquido empleado en los ensayos fue de 1 I.
g
Concentraci6n de equilibrio del adsorbato en disoluci6n, mg/1
0,0 0,001 0,010 0,100 0,500
3,37 3,27 2,77 1,86 1,33
Masa de CAG de disoluci6n,
So/uci6n 1.
Obtener los valores necesarios para dibujar las isotermas de adsorci6n de Langmuir y Freundlich a partir de los datos de los ensayos. Masa de contaminante, mg
2.
Co
c.
X
m,g
xlm, mglmg
c.J(x/m)
3,37 3,37 3,37 3,37 3,37
3,37 3,27 2,77 1,86 1,33
0,00 0,10 0,60 1,51 2,04
0,000 0,001 0,010 0,100 0,500
0,1000 0,0600 0,0151 0,0041
32,7 41,2 123,2 324,4
Dibujar las isotermas de Langmuir y Freundlich a partir de los datos obtenidos en el apartado 1. Veanse las siguientes, figuras: 350ro-ro-.-ro-r-r~ro-r-r~" 0
300 250
~ ::::::
(J~
200 150 0
100 50
C0 = 3,25 mg/L 10 Concentraci6n de equilibria, C0
(a)
0
0
0 o~-L~~~-L~2~-L~~3~~~4-
Concentraci6n de equilibria, C0
(b)
PROCESOS QUIMICOS UNITARIOS
3.
365
Determinar los coeficientes de las isotermas de adsorci6n: a) Freundlich Cuando Ce = 1,0, (x/m) = 0,0015 y K J = 0,0015. · Cuando (x/m) = 1,0, Ce = 6,2 y (1/n) = 3,56. Por lo tanto, (x/m) = 0,0015 (Ce) 3 •56 . b) Langmuir En este caso, el uso de la isoterma de Langmuir no es apropiado debido a que la gnifica de la isoterma de Langmuir es curvilfnea.
En la aplicaci6n de la adsorci6n al tratamiento de aguas residuales, siempre se presentan mezclas de compuestos organicos. Ello suele provocar un descenso de la capacidad de adsorci6n individual para cada uno de los compuestos presentes si se hallan en una soluci6n que contiene varios compuestos, aunque la capacidad de adsorci6n global puede ser superior ala capacidad de adsorci6n individual de cada uno de ellos. El grado de inhibici6n del proceso de adsorci6n de cada uno de los adsorbatos depende del tamafio de las moleculas a adsorber, de sus afinidades para la adsorci6n y de sus concentraciones relativas. La adsorci6n de mezclas se estudia mas detalladamente en algunas de las referencias bibliograficas que se incluyen al final del capftulo [2, 3]. Adsorci6n de mezclas.
Analisis de procesos Como se ha comentado anteriormente, para el tratamiento de las aguas residuales se emplea tanto el carb6n activado granular (en columnas de flujo ascendente y descendente) y carb6n activado en polvo. A continuaci6n se comentan brevemente los procedimientos de analisis de ambos sistemas. La zona del CAG en la que se produce la sorci6n recibe el nombre de (ZTM) (vease Fig. 7-8). Una vez el agua contaminada haya circulado a traves de una regi6n del !echo de carb6n cuya profundidad sea igual ala ZTM, la concentraci6n del contaminante en el agua se habra reducido a su valor mfnimo. El proceso de adsorci6n nose continuara produciendo por debajo de ese nivel. Conforme se vayan saturando los estratos superiores de carb6n granulado, la ZTM se ira desplazando bacia abajo basta que se produzca el agotamiento. Para que Ia ZTM se desarrolle por completo dentro del lecho de CAG, es necesario que transcurra un cierto tiempo mfnimo de contacto sin lecho. Si el tiempo de contacto de Ia columna sin !echo es demasiado corto (es decir, Ia carga hidraulica es demasiado elevada), Ia longitud de Ia ZTM sera mayor que Ia profundidad del !echo de carb6n activado, y no se conseguira eliminar todo el contaminante adsorbible. El grosor de Ia ZTM varia en funci6n del caudal que circula por la columna debido a que los fen6menos de dispersi6n, difusi6n y formaci6n de canales preferenciales en medio granular dependen directamente del caudal. El unico procedimiento que permite aprovechar la capacidad de adsorci6n en Ia Zona de transferencia de masa.
366
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FIGURA 7-8
Curva tfpica de ruptura para el carbon activado, en Ia que se muestra Ia zona de transferencia de masa (ZTM) en relaci6n con el volumen de agua tratada.
zona inferior de la columna consiste en la conexi6n en serie de dos columnas, habilitando la segunda al agotarse la capacidad adsorbente de la primera, o la conexi6n de multiples columnas en paralelo. Para determinar las dimensiones y numero de columnas necesarias para conseguir un tratamiento continuo es necesario conocer los valores 6ptimos del caudal y profundidad de la columna y la capacidad operativa del car·b6n activado. Debido a que estos parametres s6lo se pueden establecer basandose en ensayos dinamicos en columnas experimentales, es recomendable realizar estudios en plantas piloto. La capacidad de adsorci6n de un determinado carb6n se puede estimar a partir de los datos de la isoterma. Si se , representan los datos de la isoterma, se obtiene una grafica como la de la Figura 7-9. A partir de esta figura, la capacidad de adsorci6n del carb6n se puede determinar prolongando la isoterma basta la intersecci6n con una lfnea vertical trazada por el pun to correspondiente a la. concentraci6n inicial C0 . El valor de (x/m)C 0 correspondiente a este punto se puede entonces leer en el eje de ordenadas del grafico. Este valor de C0 (x/m) representa la cantidad de materia adsorbida por unidad de peso de carb6n activado una vez alcanzado el punto de equilibria con la concentraci6n inicial de constituyente. Esta condici6n se debe cumplir en la parte superior de un lecho de carb6n correspondiente a un tratamiento en columna de contacto, por lo que representa la c~acidad de adsorci6n ultima del carb6n para un constituyente determinado. Capacidad de adsorci6n del carbon.
Capacidad de adsorci6n de agotamiento. En las aplicaci6nes practicas, la capacidad de adsorci6n de agotamiento de una columna de contacto de CAG a escala real, (x/m),., es un porcentaje de la capacidad te6rica de adsor-
PROCESOS QUIMICOS UNITARIOS
367
Color residual de Ia disoluci6n, C
FIGURA 7-9
lsotermica tfpica de decoloraci6n. ci6n obtenida a partir de la isoterma. Se puede asumir como valor de la capacidad de adsorci6n de agotamiento un valor aproximado entre el 25 y el 50 por 100 de la capacidad de adsorci6n te6rica (xjm) 0 [12]. Una vez determinado el valor de (x/m),., el tiempo basta el agotamiento se puede determinar mediante la siguiente ecuaci6n [12]: (7.21) donde (xjm),. = capacidad de adsorci6n real, gjg. Xb = masa de material organico adsorbido en la columna de CAG al producirse el fen6meno de agotamiento, g. Me= masa de carb6n contenido en la columna, g. Q =caudal, m 3 /dfa. Ci = concentraci6n de materia organica ala entrada de la columna, mg/1. Cb = concentraci6n de materia organica al producirse el agotamiento, mgjl. tb = tiempo basta el agotamiento, d. La Ecuaci6n 7.21 se basa en la consideraci6n de que Ci se mantiene constante, yen que la concentraci6n del efluente varfa linealmente entre 0 y Cb (vease Fig. 7-8). Despejando de la Ecuaci6n 7.21, el tiempo basta el agotamiento se puede expresar como: (7.22)
368
INGENIERIA DE AGUAS RESIDUALES
La aplicaci6n de la Ecuaci6n 7.22 en el disefio de una columna de carb6n activado se ilustra en el Ejemplo 7-3. Como se ha comentado anteriormente, debido al fen6meno de agotamiento (vease Fig. 7-8), la pn'ictica habitual consiste en utilizar dos columnas conectadas en serie e invertir su posici6n relativa al llegar a su agotamiento, o bien utilizar multiples columnas conectadas en paralelo de tal modo que el agotamiento en una columna individual no afecte sustancialmente la calidad del efluente. Con un adecuado muestreo en diversos puntas de la columna es posible prever y evitar el agotamiento y el paso de los compuestos organicos t6xicos a traves de la columna. Carbon activado en polvo. Para calcular la cantidad de carb6n a afiadir en Ia aplicaci6n de carb6n activado en polvo, los datos de adsorci6n isoterma se pueden emplear en combinaci6n con un amilisis de balance de masas [20]. Para obtener los parametros 6ptimos de disefio necesarios, una vez mas, es recomendable realizar estudios en planta piloto, debido a la cantidad de factores inciertos que afectan al proceso de adsorci6n. Ejemplo 7-3. Estimaci6n del tiempo hasta el agotamiento de Ia capacidad de adsorci6n del carbon activado. Determinar el tiempo que se tarda basta agotar Ia capacidad de adsorci6n de una columna de CAG cuando funciona con una velocidad de. filtraci6n de 200 ljm 2 ·min. Suponer que Ia superficie de Ia columna es de 1 m 2 , Ia profundidad de Ia columna es de 1,5 m, y que son aplicables los datos de adsorci6n del Ejemplo 7-2. La concentraci6n entrante de COT es de 3,25 mg/1, y Ia concentraci6n de agotamiento se estima en 0,75 mg/1. La densidad del CAG utilizado en Ia columna es de 600 kg/m 3 . Solucion
1.
A partir de Ia isoterma de adsorci6n de Freundlich representada en el Ejemplo 7-2, calcular el valor de Ia capacidad te6rica (x/m) 0 para una concentraci6n de COT de 3,25 mg/1. A partir del Ejemplo 7-2,
Determinaci6n del tiempo basta el agotamiento empleando Ia Ecuaci6n 7.22.
a)
Sup6nganse aplicables las siguientes condiciones: = 0,5 (x/m) 0 = 0,5 · 0.10 mg/mg = 0,05 mg/mg Superficie = 1 m 2 Me = 1 m 2 x 1,5 m x 600 kg/m 3 = 900 kg
(x/m)l!
PROCESOS QUIMICOS UNITARIOS
Q = 200 ljm 2 ·min x 1.440 min/d x 1m 2 x (1/1.000 m 3 /l)
Comentario. El uso de multiples columnas de carbono, que puedan funcionar en paralelo y que vayan rotando conforme vayan alcanzando el agotamiento, mejora la efectividad del proceso.
7.3
DESINFECCION
La desinfecci6n consiste en la destrucci6n selectiva de los organismos que causan enfermedades. No todos los organismos se destruyen durante el proceso, punto en el que radica la principal diferencia entre la desinfecci6n y la esterilizaci6n, proceso que conduce a la destrucci6n de la totalidad de los organismos. En el campo de las aguas residuales, las tres categorfas de organismos entericos de origen humano de mayores consecuencias en la producci6n de enfermedades son las bacterias, los virus y los quistes amebianos. Las enfennedades bacterianas tfpicas transmitidas por el agua son: el tifus, el c6lera, el paratifus y la disenterfa bacilar, mientras que las enfermedades causadas por los virus incluyen, entre otras, la poliomelitis y la hepatitis infecciosa (vease Tabla 3-12). El objetivo de esta secci6n es introducir allector a los conceptos generales que intervienen en el proceso de desinfecci6n de microorganismos. Los restantes apartados de este Capftulo tratan de la desinfecci6n con cloro (Secci6n 7.4), la decloraci6n (Secci6n 7.5), di6xido de cloro (Secci6n 7.6), cloruro de bromo (Secci6n 7.7), ozono (Secci6n 7.8) y radiaci6n ultravioleta (Secci6n 7.9).
Descripci6n de los objetivos y metodos de desinfecci6n Los requisitos que debe cumplir un desinfectante qufmico ideal se muestran en la Tabla 7-3, en la que se puede apreciar que un desinfectante ideal deberfa tener una gran variedad de caracterfsticas. A pesar de que tal compuesto puede no existir, es preciso tener en cuenta los requisitos propuestos en la Tabla 7-3 a la bora de valorar los desinfectantes propuestos o recomendados. Tambien es importante que los desinfectantes sean seguros en su aplicaci6n y manejo, y que su fuerza o concentraci6n en las aguas tratadas sea medible y cuantificable. Los metodos mas empleados para llevar a cabo la desinfecci6n son: (1) agentes qufmicos; (2) agentes ffsicos; (3) medios mecanicos, y (4) radiaci6n. En los siguientes apartados se discutiran cada uno de estos metodos.
370
INGENIERIA DE AGUAS RESIDUALES
TABLA 7-3
Comparaci6n de las caracterfsticas ideales y practicas de los desinfectantes qufmicos normalmente utilizados 8
Caracterlstica
Propiedades/respuesta
Cloro
Hipoclorito de sodio
Toxicidad para los microorganism as
Debe ser altamente t6xico a altas concentraciones
Alta
Alta
Solubilidad
Debe ser soluble en agua o en tejido celular
Ligera
Alta
Estabilidad
Ia perdida de acci6n germicida con el tiempo debe ser baja
Estable
Ligeramente estable
No t6xico para las formas de vida superiores
Debe ser t6xico para los microorganismos y no t6xico para el hombre y otros animales
Altamente t6xico para las formas de vida superiores
T6xico
Homogeneidad
La disoluci6n debe ser uniforme en su composici6n
Homogeneo
Homogeneo
Interacci6n con · materias extraiias
No debe ser absorbido por otra materia organica que las celulas bacterianas
Oxida Ia materia organica
Oxidante activo
Toxicidad a temperatura ambiente
Debe ser efectivo en el intervale de temperaturas ambiente
Alta
Alta
Penetraci6n
Debe tener Ia capacidad de penetrar a tra ves de las superficies
Alta
Alta
No corrosive y no colorante
No debe atacar los metales ni teiiir Ia ropa
Muy corrosive
Corrosive
Capacidad desodorante
Debe desodorizar a Ia vez que desinfectar
Alta
Moderado
Disponibilidad
Debe estar disponible en grandes cantidades y a un precio razonable
Coste bajo
Coste moderadamente bajo
" Adaplaci6n de Ia bibliograffa [10, 24 y 25].
Agentes qulmicos. Los agentes qunmcos utilizados para la desinfecci6n incluyen: (1) el cloro y sus compuestos; (2) el bromo; (3) e1 yodo; (4) el ozono; (5) el fenol y los compuestos fen6licos; (6) los alcoholes; (7) los metales pesados y compuestos afines; (8) los colorantes; (9) los jabones; (10) los compuestos amoniacales cuaternarios; (11) el agua oxigenada, y (12) acidos y alcalis diversos. Los desinfectantes mas corrientes son los productos qufmicos oxidantes, de los cuales el cloro es el mas universalmente empleado, aunque tambien se ha u~ilizado, para la desinfecci6n del agua residual, el bromo y e1 yodo. El ozono
PROCESOS QUIMICOS UNITARIOS
371
TABLA 7-3
(Continuaci6n) Hipoclorito de calcio
Di6xido de cloro
Cloruro de bromo
Ozono
Radiaci6n UV
Alta
Alta
Alta
Alta
Alta
Alta
Alta
Ligera
Alta
N/A
Relativamente estable
Inestable, debe generarse a medida que se consume
Ligeramente inestable
Inestable, debe generarse a medida que se consume
Debe generarse a medida que se consume
T6xico
T6xico
T6xico
T6xico
T6xico
Homogeneo
Homogeneo
Homogeneo
Homogeneo
N/A
Oxidante activo
Alta
Oxida Ia materia organica
org~1nica
Oxida Ia materia
Alta
Alta
Alta
Alta
Alta
Alta
Alta
Alta
Alta
Moderado
Corrosivo
Muy corrosivo
Corrosivo
Muy corrosivo
N/A
Moderado
Alta
Moderado
Alta
Coste moderadamente bajo
Coste moderadamente bajo
Coste moderadamente bajo
Coste moderadamente elevado
Coste moderadamente elevado
es un desinfectante muy eficaz cuyo uso va en aumento, a pesar de que no deja una concentraci6n residual que permita valorar su presencia despues del tratamiento (vease Secci6n 7.8). El agua muy acida o muy alcalina tambien se ha empleado para la destrucci6n de bacterias pat6genas, ya que el agua con pH inferior a 3 o superior a 11 es relativamente t6xica para la mayorfa de las bacterias. Los desinfectantes ffsicos que se pueden emplear son la luz y el calor. El agua caliente a la temperatura de ebullici6n, por ejemplo,
Agentes ffsicos.
372
INGENIERIA DE AGUAS RESIDUALES
destruye las principales bacterias causantes de enfermedades y no formadoras de esporas. El calor se suele emplear con frecuencia en las industrias l
Procesos Tamices de malla gruesa Tamices de malla fina Desarenadores Sedimentaci6n primaria Sedirrientaci6n qufmica Filtros percoladores Fangos activados Cloraci6n del agtia residual tratada
Radiaci6n. Los principales tipos de radiaci6n son la radiaci6n electromagnetica, la acustica y la radiaci6n de partfculas. Los rayos gamma se emiten a partir de elementos radiois6topos, como el cobalto 60. Dado su poder de penetraci6n, los rayos gamma se han utilizado tanto para la desinfecci6n (esterilizaci6n) del agua potable como del agua residual. En la Figura 7-10 se ilustra un diagrama esquematico de un aparato productor de haces de electrones de alta energfa para la irradiaci6n del agua residual o del fango [5].
PROCESOS QUIMICOS UNITARIOS
373
Mecanismos de acci6n de los desinfectantes La acci6n de los desinfectantes se ha pretendido explic~r por cuatro mecanismos: (1) dafio a Ia pared celular; (2) alteraci6n de Ia permeabilidad de las celulas; (3) alteraci6n de Ia naturaleza coloidal del protoplasma, y (4) inhibici6n de Ia actividad enzhm'itica [10]. EI dafio o destrucci6n de Ia pared celular da Iugar a Ia !isis celular y a Ia muerte de Ia celula. Algunos agentes, como Ia penicilina, inhiben Ia sfntesis de Ia pared celular de las bacterias. Los agentes tales como los compuestos fen6Iicos y los detergentes alteran Ia permeabilidad de Ia membrana citoplasmatica. Estas sustancias destruyen Ia permeabilidad selectiva de Ia membrana y permiten que se escapen algunos nutrientes vitales, como el nitr6geno y el f6sforo. · EI calor , Ia radiaci6n, y los agentes fuertemente acidos o alcalinos alteran Ia naturaleza coloidal del protoplasma. EI calor coagula Ia protefna celular y los acidos 0 bases desnaturalizan las protefnas, produciendo un efecto letal.
Corriente de fango o agua residual
Haces de electrones opuestos
Zona de irradiaci6n de los haces de electrones de alta energfa
FIGURA 7-10
Diagrama esquematico de un dispositivo de haz de electrones de alta energfa para Ia irradiaci6n de agua residual o fango [15].
Otro modo de desinfecci6n consiste en Ia inhibici6n de la actividad enzim:Hica. Los agentes oxidantes, tales como el cloro, pueden alterar la estructura qufmica de los enzimas dando lugar a su desactivaci6n.
374
INGENIERIA DE AGUAS RESIDUALES
Analisis de los factores que influyen en Ia acci6n de los desinfectantes · Al aplicar los medios o agentes de desinfecci6n descritos, se deben tener en cuenta los siguientes factores: (1) tiempo de contacto; (2) tipo y concentraci6n del agente qufmico; (3) intensidad y naturaleza del agente ffsico; (4) temperatura; (5) numero de organismos; (6) tipo de organisnl.os, y (7) naturaleza del medio lfquido [10]. Tiempo de contacto. Quiza sea esta una de las variables mas importantes en el proceso de desinfecci6n. Por lo general, tal como se muestra en la Figura 7-11, se ha podido observar que para una concentraci6n dada de desinfectante, la mortalidad de los pat6genos aumenta cuanto mayor sea el tiempo de contacto. Esta observaci6n fue hecha por primera vez por Chick [1], y en la forma diferencial, la ley de Chick se escribe como:
dN -=-kN dt .t
(7.23)
donde N 1 = numero de organismos en el instante t. t = tiempo. k = constante, tiempo - 1 . SiN 0 es el numero de organismos en el instante inicial, t = 0, la Ecuaci6n 7.23 se puede integrar para obtener: Nt = e-"t No
(7.24)
N In - 1 = -ky111 No
(7.25)
0
Las desviaciones respecto de esta ley son frecuentes. Se ha comprobado que el fndice de mortalidad aumenta o disminuye, segun el caso, con el paso del tiempo. Para formular una relaci6n de la mortalidad de los organismos valida para diferentes condiciones, se suele suponer: N
In - 1 = -kt No
(7.26)
donde m es una constante. Para valores de m menores que 1, el fndice de mortalidad disminuye con el tiempo, mientras que para valores superiores a 1 el fndice aumenta. Las constantes de la Ecuaci6n 7.26 se pueden determinar representando en papel doblemente logarftmico la variaci6n de -In (N /N 0 ) con el tiempo. La forma lineal de la ecuaci6n es:
PROCESOS QUIMICOS UNITARIOS
E U;
375
8,0
~
Q)
:~ 6,0 Q)
c.
:::> (I)
.§ 4,0 0
E
·~
2,0
0>
.3 Tiempo, min
FIGURA 7-11
Efecto del tiempo y de Ia concentraci6n sobre Ia supervivencia de los E. coli, empleando como desinfectante fenol a 35°C [1].
log (-In
:J
= log k + m log t
(7.27)
Otra formulaci6n empleada para describir los efectos observados del tiempo de contacto es la siguiente: N =ktm _r No
(7.28)
Esta ecuaci6n resulta del amilisis de los datos de cloraci6n, ajustandolos a lfneas rectas en papeles doblemente logarftmicos. Tipo y concentraci6n del agente quimico. Segun el tipo de agente qufmico empleado, y dentro de ciertos limites, se ha podido comprobar que la efectividad de la desinfecci6n esta relacionada con la concentraci6n. El efecto de la concentraci6n se ha formulado empfricamente con la siguiente expresi6n [6]: C"tp = constante
(7.29)
donde C = concentraci6n del desinfectante. n = constante. tP = tiempo necesario para alcanzar un porcentaje de mortalidad constante. Las constantes de la Ecuaci6n 7.29. se pueden determinar representando la concentraci6n frente al tiempo t1ecesario para alcanzar un porcentaje dado de mortalidad en un papel doblemente logarftmico. La pendiente de la recta
376
INGENIERIA DE AGUAS RESIDUALES
corresponde al valor de - 1/n. En general, si n es mayor que 1, el tiempo de contacto es mas importante que la dosis de desinfectante, mientras que si n es cercano a 1 ambos parametros tienen importancias comparables [6]. lntensidad y naturaleza del agente ffsico. Como se ha sefialado anteriormente, el calor y la luz son los agentes ffsicos que han sido ocasionalmente empleados en la desinfecci6n del agua residual. Se ha podido constatar que su efectividad esta relacionada con la intensidad. Por ejemplo, si la disminuci6n del numero de organismos se puede escribir con una reacci6n de primer orden del tipo: dN -=-kN dt
(7.30)
donde N = numero de organismos. t = tiempo, minutos. k = constante de la velocidad de reacci6n, 1/min. Entonces el efecto de la intensidad del desinfectante ffsico se manifiesta en el valor de la constante k mediante una relaci6n funcional. El efecto de la temperatura sobre la tasa de mortalidad se puede representar mediante una forma de la relaci6n de Van't Hoff-Arrhenius. El aumento de la temperatura produce un aumento en la velocidad de mortalidad. La relaci6n, en funci6n del tiempo t necesario para alcanzar un determinado fndice de mortalidad, es la siguiente:
Temperatura.
ln t 1 = E(T2 t2
-
T1)
RT1 T 2
(7.31)
donde t 1 , t 2 = tiempo necesario para alcanzar el porcentaje de mortalidad a las temperaturas T1 y T 2 , °K, respectivamente. E = energfa de activaci6n, Jjmol. R = constante de los gases, 8,314 Jjmol· °K (1,99 cal;oK ·mol). En la Tabla 7-5 se indican valores tfpicos de la energfa de activaci6n de diversos compuestos de cloro para diferentes valores del pH. Numero de organismos. En un sistema diluido, como el del agua residual, la concentraci6n de organismos es muy raramente objeto de especial consideraci6n. Sin embargo, a la vista de la Ecuaci6n 7.29, se puede concluir que cuanto mayor sea la concentraci6n de organismos, mayor sera el tiempo necesario para alcanzar una mortalidad determinada. Una relaci6n empfrica propuesta para describir el efecto de la concentraci6n de organismos sobre el proceso de desinfecci6n es la siguiente [6]:
Cq N P = constante
(7.32)
PROCESOS QUIMICOS UNITARIOS
donde
377
C = concentraci6n del desinfectante. N P = concentraci6n de organismos reducidos en un porcentaje deter-
minado en un tiempo tambh~n determinado. q = constante relacionada con la fuerza de un 'desinfectante. Tipos de organismos. La efectividad de los diferentes desinfectantes esta influida por la naturaleza y condici6n de los organismos. Por ejemplo, las celulas bacterianas de crecimiento viable se destruyen facilmente. En cambio, las esporas bacterianas son extremadamente resistentes y muchos de los desinfectantes qufmicos normalmente empleados tienen escaso o ningun efecto sobre elias, por lo que sera necesario emplear otros agentes desinfectantes, como el calor. Este tema se analiza en la Secci6n 7.4. Naturaleza del medio lfquido. Ademas de todos los factores que se acaban de citar, tambien es necesario valorar con detenimiento la naturaleza del medio lfquido. Por ejemplo, puede haber materia organica extrafia que reduzca la eficacia de los desinfectantes oxidantes al reaccionar con ellos. La turbidez reducira la efectividad de los desinfectantes debido a la adsorci6n y a la protecci6n de las bacterias atrapadas. TABLA 7-5
Energfas de activaci6n para el cloro acuoso y cloraminas a temperaturas normales a Compuesto
pH
E, caVmolb
Cloro acuoso
7,0 8,5 9,8 10,7 7,0 8,5 9,5
8.200 6.400 12.000 15.000 12.000 14.000 20.000
Cloraminas
" Extraido de Ia bibliografla [6]. " Cal x 4,1876 = J.
7.4
DESINFECCION CON CLORO
Como ya se ha comentado anteriormente, de todos los desinfectantes empleados, el cloro es quizas el mas universalmente utilizado. La raz6n de este hecho hay que buscarla en que satisface la mayorfa de los requisitos que se plantean en la Tabla 7-3. Dado que los aspectos practicos relacionados con el proceso de cloraci6n se analizan con mayor detalle en el Capitulo 9,·~·.continuaci6n se expondran de manera somera los principios de la qufmica del cloro y la
378
INGENIERIA DE AGUAS RESIDUALES
cloraci6n al breakpoint, as! como un amllisis del comportamiento del cloro como desinfectante y de los factores que pueden influir en la eficacia del proceso de cloraci6n. Qufmica del cloro
Los compuestos de cloro mas comunmente empleados en las plantas de tratamiento de aguas residuales son el cloro gas (Cl 2 ), el hipoclorito s6dico (NaOCl), el hipoclorito de calcio [Ca(OCl)z], y el di6xido de cloro (Cl0 2 ). Los hipocloritos s6dico y calcico se suelen emplear en las plantas pequefias, especiahnente en las prefabricadas, en las que la simplicidad y seguridad son criterios de mayor peso que el coste. El hipoclorito de sodio tambien se emplea en las plantas de gran tamafio, principalmente por cuestiones de seguridad relacionadas con las condiciones locales. El di6xido de cloro tambien se emplea en las instalaciones de tratamiento, debido a que tiene algunas propiedades poco frecuentes (no reacciona con el amonfaco). A pesar de que tambien se emplean otros compuestos del cloro, el analisis que sigue a continuaci6n se limitara al estudio de la aplicaci6n de cloro. gas, por ser la forma mas extensamente adoptada. Reacciones en medio acuoso. Cuando se afiade cloro al agua en forma de Cl 2 gas, se producen dos reacciones: la reacci6n de hidr6lisis y la de ionizaci6n. La hidr6lisis se puede definir de la siguiente forma:
(7.33) La constante de estabilidad para esta reacci6n vale: K = [HOCl][H+][Cl-] ~ 4 5 [Cl 2 ] '
X w-4
a 250C
(7.34)
'
La disoluci6n en agua de grandes cantidades de cloro. Debido a la magnitud de este coeficiente es posible la disoluci6n en agua de grandes cantidades de cloro. La ionizaci6n se puede describir mediante la siguiente expresi6n: HOCl <=> H+
+ OCl-
(7.35)
La constante de la reacci6n de ionizaci6n vale: Ki =
[H+] [OCI-] -s a [HOCI] = 2,9 x 10 a 25 C
(7.36)
En la Tabla 7-6 se presenta la variaci6n del valor de Ki con la temperatura. La cantidad de HOCl y de Ocl- que se halla presente en el agua se denomina cloro libre disponible. La distribuci6n relativa de estas dos especies
PROCESOS QUIMICOS UNITARIOS
379
TABLA 7-6 Valores de Ia constante de ionizaci6n del acido hipocloroso a diferentes temperaturas a
Temperatura
·c
0 5 10 15
20 25
1,49 1,75
2,03 2,32 2,62 2,90
" Extrafdo de Ia bibliograffa [25].
qufmicas (vease Fig. 7-12) es muy importante, puesto que la capacidad de destrucci6n de organismos del HOCI es entre 40 y 80 veces superior ala del OCI-. La distribuci6n porcentual de HOCI, a distintas temperaturas, se puede calcular empleando la Ecuaci6n 7.37 junto con los datos de la Tabla 7-6: [HOCl] [HOCl] + [OCI-]
I [OCI-]/[HOCI]
--------=-:----c::----:=-::-:-:::-
1+
1 + K;/[H+]
(7.37)
Tambien es posible afladir cloro libre al agua mediante la adici6n de sales de hipoclorito. Las reacciones correspondientes son las siguientes: Ca(OCl)z + 2H 2 0--+ 2HOCI + Ca(OH}z
(7.38)
NaOCl + H 2 0--+ HOCI + NaOH
(7.39)
Reacciones con el amoniaco. Como se coment6 en e1 Capitulo 3, el agua residual no tratada siempre contiene nitr6geno en forma de amonfaco y diversas formas de materia organica combinada. El efluente procedente de la mayoria de las plantas de tratamiento de aguas residuales tambien contiene cantidades significativas de nitr6geno, generalmente en forma de amonfaco, o en forma de nitrato si la planta esta preparada para desarrollar la nitrificaci6n (veanse Caps. 8 y 11). Dado que el acido hipocloroso es un agente oxidante de gran actividad, reaccionara rapidamente con el amonfaco presente en el agua residual para formar tres tipos de cloraminas, de acuerdo con las siguientes reacciones:
NH 3 + HOC!-+ NH 2 Cl (monocloramina) + H 2 0
(7.40)
NH 2 Cl + HOC!.-+ NHC1 2 (dicloramina) + H 2 0
(7.41)
NHCI 2 + HOCI--+ NC1 3 (tricloruro de nitr6geno) + H 2 0
(7.42)
380
INGENIERIA DE AGUAS RESIDUALES
u
0
:c
Valor del pH
FIGURA 7-12 Distribuci6n del acido hipocloroso y del ion hipoclorito en agua para diferentes valores del pH.
Estas reacciones son altamente dependientes del pH, de la temperatura, del tiempo de contacto y de la reacci6n inicial entre el elora y e1 amonfaco [25]. Las dos especies predominantes, en la mayorfa de los casas, son la monoeloramina (NH 2 Cl) y la dieloramina (NHC1 2 ). El elora presente en estos compuestos recibe el nombi·e de elora combinado disponible. Como se vera a continuaci6n, estas eloraminas tambien sirven como desinfectantes, a pesar de que su velocidad de reacci6n es extremadamente lenta. Reacci6n al Breakpoint
El hecho de que el elora libre reaccione con el amonfaco y de que sea un fuerte agente oxidante, complica bastante el mantenimiento de una cantidad residual (combinado o libre) para la desinfecci6n de las aguas residuales. Los fen6menos que resultan al afiadir elora a un agua residual que contenga amonfaco se pueden explicar a partir de la Figura 7-13. AI ir afiadiendo elora, las sustancias que reaccionan con facilidad, como el Fe+ 2 , e1 Mn+ 2 , el H 2 S o la materia organica, reaccionan con el elora y lo reducen en gran parte a ion eloruro (Punta A Fig. 7-13). Tras satisfacer esta demanda inmediata, el elora continuani reaccionando con el amonfaco para formar eloraminas, proceso que corresponde al tnimo entre los puntas A y B de la Figura 7-13. Para relaciones molares entre elora y amonfaco inferiores a 1, se formara monoeloramina y dieloramina. La distribuci6n de estas dos formas viene dictada por sus velocidades de fonnaci6n, que son funci6n de la temperatura y del pH. Entre el punta B y e1 punta de breakpoint, algunas de las eloraminas se transforman en trieloruro de nitr6geno (vease Ecuaci6n 7.42), mientras que las restantes eloraminas se oxidanin a 6xido de nitr6geno (N 2 0) y nitr6geno (N 2 ) y el elora se reducira a ion eloruro. Si se continua afiadiendo elora, todas las eloraminas se oxidanin en el breakpoint. Te6ricamente, como se refleja en el Ejemplo 7-4, la relaci6n ponderal entre el elora y el nitr6geno amoniacal en el breakpoint es de 7.6: 1.
PROCESOS QUIMICOS UNITARIOS
0,5
0,4
' ' /oestruccioni ! del cloro !residual per!
i
!compuestos:
E
i reductores i
ni
Destrucci6n Formaci6n de cloro libra 1 de cloraminas 1 y presencia de compuestos i Y compuestos ! organoclorados no destrufdos iorganoclorados !
!
<:::
Cl
381
Formaci6n de compuestos organoclorados y cloraminas
0,3
"' 'Vi
"C
~
~ 0,2
u 0,1
0 0
0,1
0,3
0.4
0,5
0,6
0,7
0,8
0,9
1,0
Cloro aiiadido, mg/1
FIGURA 7-13
Curva generalizada obtenida durante Ia cloraci6n al breakpoint.
Las posibles reacciones responsables de la aparici6n de los gases antes mencionados y de la desaparici6n de las cloraminas son las siguientes (vease tambien la Ecuaci6n 7.42): NH 2 Cl + NHC1 2 + HOCl-)o 4HC1
(7.43)
4NH 2 Cl + 3Cl 2 + H2 0--)- N 2 + N 2 0 + lOHCl
(7.44)
2NH 2 Cl + HOCI-)o N 2 + H 2 0 + 3HC1
(7.45)
NH 2 Cl + NHCI-)o N 2 + 3HC1
(7.46)
La adici6n de cloro mas alla del breakpoint, como muestra la Figura 7-14a, producira un aumento del cloro libre disponible directamente proporcional al cloro afiadido (hipoclorito sin reaccionar). La raz6n principal para afiadir suficiente cloro como para obtener cloro residual libre radica en que se asegura que se alcanzara la desinfecci6n. En ocasiones, debido a la formaci6n de tricloruro de nitr6geno y de sus compuestos afines, las operaciones de cloraci6n al breakpoint han presentado problemas de olores. La presencia de compuestos adicionales durante la cloraci6n da Iugar a la reacci6n con la alcalinidad del agua residual y, en casi todos los casos, la reducci6n del pH sera pequefia. La presencia de compuestos adicionales que reaccionen con el cloro puede alterar significativamente la forma de la curva del breakpoint, como se puede apreciar en la Figura 7-14b. La cantidad de cloro que se debe afiadir pa1'a alcanzar un nivel de cloro residual determinado recibe el nombre de demanda de cloro.
382
INGENIERIA DE AGUAS RESIDUALES pH 7
liempo de contacto de 2 hora 0,5 mg/1 de nitr6geno amo . cal Temperatura 102C Libra
'a, E
0,7
o'
0,6
~~~--~~~~~lliW~~illJ--~_Jo
2
3
4 5 6 7 8 Dosis de cloro, mg/1
9
10
11
(a) pH 7-8
liempo de contacto: de 1 a 2 horas 0,3 mg/1 de nitr6geno amoniacal 0,3 mg/1 de nitr6geno organico
""E
Cl
iii
4,0
~
3,0
-a "' ·u; 0
0
u
2,0 1,0 o~~--~~~~~~--ww~~~--~~--~
0
1,0
2,0
3,0
4,0 5,0 6,0 7,0 8,0 Dosis de cloro, mg/1
9,0
10
11
(b)
FIGURA 7-14 Curvas de cloro residual respecto a Ia dosis de cloro para agua residual (Adaptado de Ia bibliografia [25]): (a) para agua residual que contiene nitr6geno en forma de amonfaco (NH 3 ), y (b) para agua residual que contiene nitr6geno amoniacal y nitr6geno organico.
Ejemplo 7-4. Cloraci6n al breakpoint. Determinar la relaci6n ponderal estequio~ metrica entre el cloro y el nitr6geno amoniacal en el breakpoint. Soluci6n 1.
Escribir una relaci6n global para describir el fen6meno del breakpoint. Ello se puede hacer empleando la Ecuaci6n 7.40 y la Ecuaci6n 7.45.
PROCESOS QUIMICOS UNITARIOS
2NH 3
383
+ 2HOC1 ~ 2NH 2 Cl + 2H 2 0 + 3HC1 + 3HC1
2NH 2 Cl + HOC!~ N 2 + H 2 0 2NH 3 + 3HOC1 ~ N 2 + 3H 2 0 2.
Determinar el peso molecular del amonfaco (NH 3 ) expresado como N y del acido hipocloroso (HOC!) expresado como Cl 2 •
=
Peso molecular del NH 3 expresado como N
=
Peso molecular del (HOC!) expresado como .Cl 2
17 (14 gjmol) 17 14
52,45 ,4 (70,9 g/mol) 52 5 = 70,9
=
3. Determinar Ia relaci6n ponderal entre el cloro y el nitr6geno amoniacal: Cl 2 NH 3 - N
= 3(70,9) = 7,6 2(14)
1
Comentario. La relaci6n calculada en el paso 3 variara en cierta medida dependiendo de las reacciones concretas correspondientes, hoy en dfa todavfa desconocidas. En la practica, se ha constatado que la relaci6n serfa entre 8:1 y 10:1.
Generaci6n de acido. En Ia pnictica, el acido clorhfdrico formado durante Ia cloraci6n (reacci6n del primer paso del Ejemplo 7-4) reaccionara con la alcalinidad del agua residual, conlo que Ia cafda del pH, en la mayorfa de los casos, sera pequeiia. Estequiometricamente, serannecesarios 14,3 mg/1 de alcalinidad, expresada en forma de CaC0 3 , por cada 1,0 mg/1 de nitr6geno amoniacal que se oxida en e1 proceso de cloraci6n al breakpoint. En Ia practica, debido a Ia hidr6lisis del cloro, se ha podido comprobar que se precisan 15 mg/1 de alcalinidad [22].
Ademas de Ia formaci6n de acido clorhfdrico, los productos qufmicos aiiadidos para lograr 1a reacci6n al breakpoint tambien contribuiran a incrementar Ia cantidad de s6lidos disueltos tota1es en el agua residual. En aquellos casos en los que e1 nive1 de s6lidos disueltos totales pueda ser crftico respecto a las aplicaciones de reutilizaci6n de las aguas tratadas, el incremento producido por Ia cloraci6n al breakpoint debe ser comprobado. La contribuci6n de s6lidos disueltos totales para cada uno de los productos qufmicos que pueden intervenir en la reacci6n al breakpoint se resume en Ia Tabla 7-7. La magnitud del posible aumento de s6lidos disueltos totales se ilustra en el Ejemplo 11-4, en el que se considera la aplicaci6n de la cloraci6n al breakpoint para el control estacional del nitr6geno. Aumento de los s6lidos disueltos totales.
384
INGENIERIA DE AGUAS RESIDUALES
TABLA 7-7 Efectos de Ia adici6n de productos qufmicos sabre los s61idos disueltos totales en Ia cloraci6n al breakpoint
Adici6n de productos quimicos
Breakpoint con cloro gas Breakpoint con hipoclorito s6dico Breakpoint con cloro gas-neutralizaci6n total de Ia acidez con cal (CaO) Breakpoint con cloro gas-neutralizaci6n total de Ia acidez con hidr6xido de sodio (NaOH)
Incremento de s61idos disueltos totales por unidad de NH.;'" - N consumido
6,2:1 7,1:1 12,2:1 1,8:1
Factores que afectan a Ia eficacia desinfectante del cloro El prop6sito de la siguiente discusi6n es el amilisis de los factores mas importantes que afectan. a la eficacia de desinfecci6n del cloro, en Ia medida en que lo permiten los conocimientos actuales. Estos factores incluyen: (1) la eficacia germicida del cloro; (2) la eficacia germicida de los diferentes compuestos del cloro; (3) la importancia de la mezcla inicial; (4) la reacci6n al breakpoint; (5) el tiempo de contacto; (6) las caracterfsticas del agua residual, y (7) las caracterfsticas de los microorganismos. Con el fin de elaborar un marco en el cual se puedan encajar estos factores, es conveniente considerar, en primer Iugar, c6mo se evah1a hoy en dfa la eficacia del proceso de cloraci6n y c6mo se analizan los resultados. Eficacia germicida del cloro. Cuando se utiliza el cloro para la desinfecci6n del agua residual, los principales parametros medibles, ademas de las variables ambientales tales como el pH o la temperatura, son el numero de organismos y el cloro residual remanente despues de un periodo de tiempo determinado. El grupo de los organismos coliformes se puede determinar empleando el procedimiento del numero mas probable (NMP) o mediante el metodo de recuento en placas, como se coment6 en el Capftulo 3. El cloro residual (libre y combinado), se debe medir empleando el metodo amperometrico, cuya mayor fiabilidad respecto a los demas metodos existentes en la actualidad ha sido probada. Ademas, permite comparar directamente los resultados de estudios independientes al ser empleado por casi todos los analizadores de cloro residual. Los resultados de numerosos ensayos han demostrado que cuando todos los parametros ffsicos que controlan el proceso de cloraci6n se mantienen constantes, la eficacia germicida de la desinfecci6n, medida a partir de la supervivencia bacteriana, depende principalmente del cloro bactericida residual presente, R, y del tiempo de contacto, t. Tambien se ha constatado que aumentando el valor de cualquiera de estas variables, R o t, y disminuyendo simultaneamente el valor de la otra, se puede alcanzar aproxi-
PROCESOS QUIMICOS UNITARIOS
385
madamente el mismo grado de desinfecci6n. Por lo tanto, se puede concluir que la desinfecci6n se puede expresar en funci6n del valor del producto (R x t). Empleando un reactor de alimentaci6n discontinua dotado de un dispositivo eficaz de agitaci6n de su contenido, se ha podido obte!.1er una relaci6n que define la reducci6n en el numero de organismos del efluente dorado de un proceso de tratamiento primario [25]: N1 = (1 N0
-
+ 0' 23C t t)- 3
(7.47)
donde N 1 = numero de organismos coliformes en el instante t. N 0 = numero de organismos coliformes en el instante t 0 • C1 = cloro residual medido amperometricamente en el instante de tiempo t, mg/1. t = tiempo de permanencia, min. Los datos a partir de los cuales se desarroll6 esta teorfa se muestran en la Figura 7-15, y la aplicaci6n de la Ecuaci6n 7.47 se trata en los Problemas 7.10 y 7.11.
'Z.o
~ tn' Q)
§
g 0C)
(1 + 0,23 ct)- 3 c= mg/L
"' .9
t=min
Q)
'0
"'c:
'5 Q)
·~ Q)
0.
::>
"' Q)
'0
c:
·o
'5
'* 0:
5
2 X 1010-S
(1 + 0,23 ct)
FIGURA 7-15
Supervivencia de coliformes en un reactor de alimentaci6n discontinua en funci6n del cloro residual amperometrico y del tiempo de contacto (intervalo de temperatura: 15-18 °C) [25].
386
INGENIERIA DE AGUAS RESIDUALES
Eficacia germicida de los diversos compuestos del cloro. En la Figura 7-16 se presenta una comparaci6n de la eficacia gennicida del acido hipocloroso (HOCI), del ion hipoclorito (OCl) y de la monocloramina (NH 2 Cl). Para un tiempo de contacto dado, o para una cantidad de cloro residual determinada, la eficacia germicida del acido hipocloroso es sustancialmente mayor que la del ion hipoclorito o la de la monocloramina. Sin embargo, si el tiempo de contacto es el adecuado, la monocloramina puede ser tan efectiva como el cloro. En relaci6n con la Figura 7-16, es evidente que el acido hipocloroso constituye el medio mas eficaz para llevar a cabo la desinfecci6n. Por esta raz6n, la formaci6n de acido hipocloroso despues de alcanzar el breakpoint mediante mezcla adecuada, es mas efectiva para lograr la cloraci6n del agua residual. Si no es posible afiadir cloro en cantidad suficiente para lograr la reacci6n al breakpoint, se debe tener mucho cuidado en asegurar el mantenimiento del tiempo de contacto necesario. Dado el equilibria entre el acido hipocloroso y el ion hipoclorito, el mantenimiento del pH adecuado tambien es importante si se desea conseguir una desinfecci6n efectiva.
'§; E rJj
'iii
~·
c
ro
ion hipoclorito
0 c. Ql
::0 ro
'"13
J!l Ql
'0
0
0
Acido hipocloroso
u
Destrucci6n del99% de los E. coli, entre 2 y 6° C
FIGURA 7-16 Comparaci6n de Ia eficacia germicida del acido hipocloroso, ion hipoclorito y monocloraminas, para el 99 par 100 de destrucci6n de E. coli entre 2 y 6 oc [25].
PROCESOS QUIMICOS UNITARIOS
387
Mezcla inicial. La importancia de la mezcla inicial como parte del proceso de cloraci6n es muy grande y, como tal, debe de ser tenida en cuenta. Se ha podido comprobar que la aplicaci6n de cloro en un regimen fuertemente. turbulento (N,. = 10.000) conduce a fndices de mortalidad de dos 6rdenes de magnitud mayores a los conseguidos con la adici6n de cloro directamente a un reactor de mezcla completa en condiciones de funcionamiento similares. A pesar de que la importancia de la mezcla inicial esta fehacientemente comprobada, no se conoce el nivel de turbulencia 6ptimo, aunque se consideran recomendables tiempos de mezcla del orden de un segundo. El proyecto y disefio de las instalaciones de mezcla se aborda en el Capitulo 9. Reacci6n al breakpoint. Los aspectos basicos de la reacci6n al breakpoint y sus efectos sobre el proceso de desinfecci6n ya se hail tratado en este texto con anteriorid\d. En la siguiente discusi6n, se tratara sobre la practica de utilizaci6n del agua residual clorada como agua de inyecci6n de la soluci6n de cloro (vease Cap. 9). El analisis se centra en el hecho de que, en presencia de compuestos de nitr6geno en el agua residual, una parte del cloro reaccionara con ellos y, al inyectar el agua cl01·ada, se encontrara en forma de monocloramina o de dicloramina. Esta circunstancia puede constituir un problema en pequefias instalaciones o en instalaciones en las que las conducciones de la soluci6n clorada desde el clor6metro hasta el punto de inyecci6n sean relativamente largas. Sin embargo, se ha demostrado que si se cuenta con una adecuada mezcla inicial, la mortalidad bacteriana es la misma si se emplea como agua de inyecci6n el efluente tratado o no tratado [25]. Por la evidencia que demuestran los datos de que se dispone hoy en dfa, de cara a la efectividad del proceso de desinfecci6n resulta mas importante el mezclado inicial que el sistema de inyecci6n del cloro. De nuevo, se debe tener en cuenta que el acido hipocloroso y la monocloramina son igualmente efectivos como agentes desinfectantes; la unica diferencia de halla en el tiempo de contacto necesario (vease Fig. 7-16).
Debido a que el cloro reacciona con los compuestos del nitr6geno presentes tanto en las aguas residuales tratadas como en las no tratadas, y dado que la cloraci6n mas alla del breakpoint para la obtenci6n del acido hipocloroso libre no es econ6micamente factible en la mayorfa de los casos, no se puede omitir el importante papel que desempefia el tiempo de contacto en la desinfecci6n del agua residual. En la Secci6n 7.3 se hizo notar que el efecto del tiempo de contacto, en un momenta u otro, se ha descrito mediante las siguientes relaciones: Tiempo de contacto.
In
N
_t
= -kt
No
In
N
_t
-kt111
(7.26)
= -ktlll
(7.28)
No N
_t
No
(7.25)
388
INGENIERIA DE AGUAS RESIDUALES
De entre estas relaciones, la que parece ajustarse mejor a los datos obtenidos en la cloraci6n del agua residual es la Ecuacion 7.28. Probablemente, la raz6n de que sea esta ecuaci6n, y nola 7.25, se deba a que, en la mayorfa de los casos, el cloro residual se halla en forma de cloraminas. A causa de la importancia del tiempo de contacto, para obtener una desinfecci6n efectiva se puede emplear tanto un reactor de flujo en pist6n como un reactor de alimentaci6n discontinua. Sin embargo, dado el escaso valor pnl.ctico de los reactores de alimentaci6n discontinua para las aplicaciones de cloraci6n, en la mayorfa de las plantas se instalan reactores de flujo en pist6n. En el Capftulo 9 se analiza el proyecto de tanques de cloraci6n con flujo en pist6n. La experiencia ha demostrado que la efectividad de los procesos de cloraci6n puede variar notablemente entre diferentes plantas a pesar de que tengan disefios muy parecidos y que las caracterfsticas de sus efluentes, expresados en DBO, DQO y contenido de nitr6geno, sean muy parecidas. Con el fin de investigar las razones de este fen6meno obser~ado, y del efecto sobre el proceso de cloraci6n de los compuestos presentes, Sung [17] estudi6 las caracterfsticas de los compuestos presentes tanto en e1 agua residual tratada como en la no tratada. Entre las conclusiones mas importantes deducidas del estudio de Sung, se pueden destacar las siguientes: Caracteristicas del agua residual.
1.
2. 3. 4.
5.
6.
En presencia de compuestos organicos que presenten interferencias en el proceso, el cloro residual total no se puede emplear como medida fiable para la evaluaci6n de la efectividad bactericida del cloro. El grado de interferencia de los compuestos estudiados depende de sus grupos funcionales y de su estructura qufmica. Los compuestos saturados y carbohidratos ejercen una pequefia o nula demanda de cloro y no parecen interferir en el proceso de cloraci6n. Los compuestos organicos con enlaces no saturados pueden ejercer una demanda inmediata de cloro, dependiendo de sus grupos funcionales. En algunos casos, los compuestos resultantes pueden aparecer en el analisis como cloro residual y, sin embargo, poseer poco o nulo potencial de desinfecci6t1. Los compuestos con anillos policfclicos que contienen grupos hidroxilo y los compuestos que contienen grupos de azufre reaccionan facilmente con el cloro para formar compuestos con escaso o nulo potencial bactericida, pero que aparecen como cloro residual en los resultados de los analisis. Para lograr elevadas reducciones del contenido bacteriano en presencia de compuestos organicos que interfieren en el proceso, seran necesarias dosis adicionales de cloro y mayores tiempos de contacto.
A la luz de estos resultados, es facil comprender por que plantas con las mismas caracterfsticas del efluente presentan eficacias en la desinfecci6n muy diferentes. Es evidente que los responsables de los valores observados no son la
PROCESOS QUIMICOS UNITARIOS
389
DBO ni la DQO, sino la naturaleza de los compuestos. Por lo tanto, el tipo de proceso de tratamiento empleado en cada una de las plantas tambien es un factor de influencia en el proceso de cloraci6n. Otro factor que tambien debe tenerse en cuenta es la presencia, en el agua residual a clorar, de s6lidos en suspensi6n. Como se muestra en la Figura 7-16, en presencia de s6lidos en suspensi6n el proceso de desinfecci6n esta controlado por dos mecanismos diferentes. La alta mortalidad bacteriana inicial se debe a la destrucci6n de bacterias individuales y pequeiias colonias de bacterias. Esta fase se puede describir matem~:Hicamente con la Ecuaci6n 7.24. La siguiente fase de la eliminaci6n de bacterias esta controlada por la presencia de s6lidos en suspensi6n (vease Fig. 7-17). Por lo tanto, en presencia de s6lidos en suspensi6n, no se puede emplear una sola formulaci6n. 1Q6r---------------------------------~
Dosis de cloro: 4,8 mg/1 o Efluente secundario (concentraci6n media de SS = 5,7 mg/1) 111 Efluente secundario filtrado (medic granular) (concentraci6n media de SS = 1,8 mg/1)
t. Efluente secunda rio filtrado y pasado a traves de un filtro con tamaiio nominal de pore = 5 micras (concentraci6n media de SS = no medible)
liempo de contacto
FIGURA 7-17 Resultados de desinfecci6n tfpicos obtenidos en presencia de s61idos en suspension [8].
Caracteristicas de los microorganismos. Otra variable importante en el proceso de cloraci6n es la edad de los microorganismos [17]. Para un cultivo bacterino joven (1 dfa o menos) con una dosificaci6n de 2 mg/1, s6lo fue preciso un minuto para alcanzar un numero reducido de bacterias. Cuando el cultivo bacteriano tenia 10 dfas 0 mas, fueron precisos alrededor de 30 minutos para lograr una reducci6n comparable para la misma dosificaci6n de cloro. Es probable que la causa del fen6meno observado sea la resistencia ofrecida por la envoltura de polisacarido que desarrolla el microorganismo conforme va envejeciendo. En el proceso de fangos activados, el tiempo medio de retenci6n celular en el sistema afectara, por lo tanto, al proceso de cloraci6n. A la vista del renovado interes existente en la reutilizaci6n del agua residual, la eficacia de eliminaci6n de los virus en el proceso de cloraci6n es de
390
INGENIERIA DE AGUAS RESIDUALES
gran importancia. Desafortunadamente, en la actualidad nose dispone todavfa de datos definitivos sobre este tema. En la Figura 7-18 se presentan algunos datos representativos sobre la efectividad del cloro en la destrucci6n de los E. coli y de tres virus entericos. A partir de la evidencia disponible sobre la efectividad en la destrucci6n de virus en el proceso de cloraci6n, parece que para destruir los viruses necesario clorar mas alla del breakpoint para obtener cloro libre. Cuando se utilice Ia cloraci6n al breakpoint, sera necesario efectuar una decloraci6n del agua residual tratada antes de su reutilizaci6n, con el fin de reducir cualquier toxicidad residual que pueda quedar despues de Ia cloraci6n. '§, 1,0 E
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1 10 T!empo de contacto para el 99% de eliminacion, min
40
FIGURA 7-18
Concentraci6n de cloro como HOC I necesario para Ia eliminaci6n del 99 por 100 de los E. coli y tres virus intestinales, entre 0 y 6 ac [2].
7.5
DECLORACION
La decloraci6n es Ia practica que consiste en la eliminaci6n de la totalidad del cloro combinado residual presente en el agua despues de la cloraci6n, para reducir los efectos t6xicos de los efluentes descargados a los cursos de agua receptores o destinados a la reutilizaci6n.
Toxicidad de los compuestos de cloro residuales La cloraci6n es uno de los metodos mas comunmente utilizados para la destrucci6n de los organismos pat6genos y otros organismos perjudiciales que puedan poner en peligro Ia salud humana. Sin embargo, como se ha sefialado anteriormente, algunos de los compuestos organicos presentes en el agua
PROCESOS QUIMICOS UNITARIOS
391
residual pueden causar interferencias en el proceso de cloraci6n. Muchos de estos compuestos pueden reaccionar con el cloro para formar compuestos t6xicos, que pueden tener efectos adversos a largo plazo sobre los usos de las aguas a las que se descargan. A fin de minimizar los efec'tos de esta toxicidad potencial del cloro residual sobre el medio ambiente, se ha considerado necesario declorar el agua residual previamente cl01·ada.
Analisis de Ia decloraci6n El producto qufmico que mas se emplea para llevar a cabo la decloraci6n, tanto si es necesaria para cumplir las limitaciones de vertidos, como si se aplica para mejorar la calidad del efluente de la cloraci6n al breakpoint para la eliminaci6n del nitr6geno amoniacal, es el di6xido de azufre. Tambien se ha empleado con este fin el carb6n activado. Los siguientes apartados tratan sobre la aplicaci6n de ambos procedimientos. Otros compuestos que tambien se han venido empleando son el sulfito de sodio (Na 2S0 3 ) y el metabisulfito de sodio (Na 2S20 5 ). Di6xido de azufre. El gas di6xido de azufre elimina, sucesivamente, el cloro libre, la monocloramina, la dicloramina, el tricloruro de nitr6geno, y los compuestos policlorados. Cuando se afiade di6xido de azufre al agua residual, tienen Ingar las siguientes reacciones [22]:
En la reacci6n global entre el di6xido de azufre y el cloro (Ec. 7.50), la relaci6n ponderal estequiometrica entre el di6xido de azufre y el cloro es de 0,9: 1. En la practica, se ha podido comprobar que se necesita 1 mg/1 de di6xido de azufre para declorar 1 mgjl de cloro residual (expresado como Cl 2). Dado que las reacciones del di6xido de azufre con el cloro y las cloraminas son casi instantaneas, el tiempo de contacto no suele ser un factor esencial. Por esta raz6n no se emplean camm·as de contacto, aunque es absolutamente imprescindible un mezclado rapido y eficaz en el punto de aplicaci6n. La relaci6n entre el cloro libre y el cloro total combinado residual antes de Ia decloraci6n es el factor
392
INGENIERIA DE AGUAS RESIDUALES
detenninante de si el proceso de decloraci6n se completan1 o si se conseguini una decloraci6n parcial. Una relaci6n menor· del 85 por 100 indica, normalmente, que existe una cantidad sustancial de nitr6geno organico que interfiere el proceso del cloro residual libre. En la mayorfa de los casos, la decloraci6n con di6xido de azufre constituye un proceso unitario muy fiable en el tratamiento del agua residual, siempre que la precisi6n del sistema de control de cloro residual combinado sea la adecuada. Es conveniente evitar dosificar el di6xido de azufre en exceso, no s6lo por el gasto innecesario, sino tambien a causa de la demanda de oxfgeno que produce el exceso de di6xido de azufre. La reacci6n que tiene Iugar entre el exceso de di6xido de azufre y el oxfgeno disuelto, que es una reacci6n relativamente lenta, obedece a Ia siguiente expresi6n: (7.54) El resultado de esta reacci6n es una reducci6n del contenido de oxfgeno disuelto en el agua residual, junto con un aumento de los valores medidos de Ia DBO, Ia DQO, y un posible descenso del valor del pH. Todos estos efectos se pueden eliminar por medio de un control adecuado del sistema de decloraci6n. Las instalaciones de decloraci6n con di6xido de azufre son parecidas a los sistemas de cloraci6n debido a que el equipo del di6xido de azufre es intercambiable con el de cloraci6n. Los componentes de estas instalaciones se tratan en el Capitulo 9. Los parametros basicos de control de este proceso son: (1) una adecuada dosificaci6n basada en un control preciso (amperometrico) del cloro residual combinado, y (2) una mezcla adecuada en el punto de aplicaci6n del di6xido de azufre. La decloraci6n mediante adsorci6n sobre carb6n activado proporciona una completa eliminaci6n tanto del cloro residual libre como del combinado [22]. Cuando se emplea carb6n activado en el proceso de decloraci6n, las reacciones que tienen lugar son las siguientes:
Carbon activado.
Reacciones con el cloro: (7.55) Reacciones con las cloraminas:
El carb6n activado granular se utiliza en filtros de gravedad o a presi6n. Si el carb6n se va a emplear, exclusivamente, para la decloraci6n, este proceso debe ir precedido de otro a base de carb6n activado para Ia eliminaci6n de otros constituyentes susceptibles de ser eliminados. En plantas de tratamiento que emplean el carb6n activado para Ia eliminaci6n de Ia materia organica, se pueden emplear para Ia decloraci6n tanto los mismos lechos como otros diferentes, siendo factible Ia regeneraci6n del carb6n.
PROCESOS QUIMICOS UNITARIOS
393
Dado que se ha podido comprobar que la utilizaci6n del carb6n granular en columnas es muy efectiva y fiable, siempre se debe tener en cuenta ala hora de plantearse la necesidad de decloraci6n. Es de esperar que la principal aplicaci6n del carb6n activado en la decloraci6n se dani en situaciones en las que tambien sean necesarios altos niveles de eliminaci6n de materia organica.
7.6 DESINFECCION CON DIOXIDO DE CLORO El di6xido de cloro es otra sustancia bactericida cuyo poder de desinfecci6n es igual o superior al del cloro, y que se ha comprobado que resulta mas efectivo que el cloro en la inhibici6n e inactivaci6n de virus. Una explicaci6n posible de este fen6meno se basa en el hecho de que una protefna, la peptona, puede adsorber el di6xido de cloro. Dado que los virus tienen un recubrimiento protefnico, es posible que la inactivaci6n del virus venga provocada por la adsorci6n del di6xido de cloro en la superficie de dicho recubrimiento. En el pasado, el uso del di6xido de cloro no habfa sido considerado viable debido a su alto coste econ6mico.
Generaci6n del di6xido de cloro La generaci6n del di6xido de cloro debe llevarse a cabo in situ debido a que se trata de una gas inestable y explosivo. En el proceso de generaci6n del di6xido de cloro es necesario hacer reaccionar el clorito de sodio (NaC10 2 ) con cloro para producir di6xido de cloro gas, de acuerdo con la siguiente reacci6n: 2NaC10 2
+ Cl 2 - t 2Cl0 2 + 2NaCI
(7.58)
De acuerdo con la Ecuaci6n 7.58, 1,34 mg de clorito de sodio reaccionan con 0,5 mg de cloro para producir 1,0 mg de di6xido de cloro. Debido a que el clorito de sodio comercial suele tener el 80 por 100 de pureza, hay que aumentar a 1,68 mg la cantidad necesaria de clorito de sodio para la producci6n de 1,0 mg de di6xido de sodio.
Efectividad del di6xido de cloro El agente desinfectante que se presenta en un sistema que contiene di6xido de cloro es el di6xido de cloro libre disuelto. La qufmica del di6xido de cloro en medio acuoso no es bien conocida en la actualidad. El di6xido de cloro tiene un potencial de oxidaci6n extremadamente alto, lo cual puede explicar su potencial germicida. Debido a este alto potencial de oxidaci6n, es posible que los mecanismos bactericidas que .provoca tengan que ver con la inactivaci6n de los sistemas de enzimas crfticos, o con la interrupci6n y destrucci6n del proceso de sfntesis de protefnas.
394
INGENIERIA DE AGUAS RESIDUALES
Formaci6n de subproductos. La utilizaci6n de dioxide de cloro puede dar lugar a la formaci6n algunos productos finales potencialmente t6xicos, como el el01·ito y el elorato, y a su presencia en forma de componentes del cloro residual total. Las cantidades de di6xido de eloro residual y de los productos finales de la reacci6n se degradan a mayor velocidad que el eloro residual, por lo que pueden no representar una amenaza tan directa para la vida acmHica como lo es el elora residual. Una ventaja del uso del di6xido de elora es que no reacciona con el amonfaco para dar paso ala formaci6n de las eloraminas, que son potencialmente t6xicas. Tambien se ha podido comprobar que no se forman compuestos organicos halogenados en cantidades apreciables. Este hecho es especialmente cierto en cuanto a la formaci6n de eloroformo, que es una sustancia cuyos efectos cancerfgenos estan bajo sospecha. lmpactos ambientales. El posible impacto ambiental ocasionado por el uso del di6xido de elora en la desinfecci6n de las aguas residuales todavfa no se conoce con exactitud. Se considera que los efectos producidos no son tan nocivos como los derivados del proceso de eloraci6n. El di6xido de cloro no reacciona con el agua ni se disocia en ella, como ocurre con el elora. No obstante, debido a que la formaci6n del di6xido de elora se suele conseguir a partir del eloro y del elorito de sodio, es posible que exista una cantidad remanente de eloro libre en la soluci6n de di6xido de elora resultante (dependiendo del proceso), con lo que el impacto sobre el media ambiente acuatico serfa parecido al producido por la presencia de eloro residual. Tambien existira una cantidad residual de di6xido de eloro, pero se ha podido comprobar que su influencia no es tan nociva para el media ambiente acuatico.
Decloraci6n del di6xido de cloro La deeloraci6n del agua residual desinfectada con di6xido de eloro se puede llevar a cabo con di6xido de azufre. La reacci6n que tiene lugar en la soluci6n de di6xido de elora es la siguiente: S0 2 + H 20--)- H2S03
(7.59)
H 2S0 3 + 2Cl0 2 + H 2Q--)- 5H 2S0 4 + 2HCl
(7.60)
A partir de la Ecuaci6n 7.60, se puede observar que son necesarios 2,5 mg de di6xido de azufre por cada mg de di6xido de elora residual (expresado en forma de Cl0 2). En la practica, se suele emplear un valor de 2,7 mg/mg.
7.7 DESINFECCION CON CLORURO DE BROMO Debido a que los aspectos practices relacionados con la desinfecci6n con eloruro de bromo se analizan en el Capftulo 9, la discusi6n que sigue a co~1tinuaci6n se limita a una breve descripci6n de la qufmica del eloruro de
PROCESOS QUIMICOS UNITARIOS
395
bromo, un amllisis del rendimiento del cloruro de bromo como desinfectante, y un estudio de los factores que pueden influir en Ia efectividad del proceso de desinfecci6n mediante cloruro de bromo.
Qufmica del cloruro de bromo A continuaci6n se analizan las reacciones del cloruro de bromo tanto con el agua como con el amonfaco. Reacciones con el agua. La hidr61isis del cloruro de bromo en el agua produce acido hipobromoso, el mas potente germicida de los compuestos del bromo, de acuerdo con Ia siguiente ecuaci6n: BrCI
+ H 2 0-)- HOBr + HCI
(7.61)
Como se puede observar, el cloruro de bromo se hidroliza para formar acido hipobromoso (HOBr) y acido hidrocl6rico. La constante de hidr6lisis del BrCI en agua vale: [HOBr] [Cl-] = 2 97 [BrCI] '
X w-4
a
ooc
(7.62)
Dado que el acido hipobromoso es un acido debil, se disocia de acuerdo con Ia siguiente ecuaci6n: (7.63)
La siguiente expresi6n, derivada a partir de consideraciones termodinamicas, se puede emplear para detenninar Ia constante de disociaci6n del acido hipobromoso [22]: (7.64)
donde T = temperatura, 0 K. Reacciones con el amoniaco. AI igual que ocurrfa con Ia cloraci6n, la bromocloraci6n tambien genera aminas halogenadas. El cloruro de bromo reacciona con el amonfaco para formar bromaminas de la siguiente manera:
Tfpicamente, las bromaminas son menos estables que las cloraminas, y se descomponen en sales de cloro y de bromo inocuas en menos de una bora.
396
INGENIERIA DE AGUAS RESIDUALES
Efectividad del cloruro de bromo A pesar de que, en base a los datos disponibles, no es posible elasificar el eloruro de bromo como un desinfectante de efectividad demostrada, como el elora, sf parece ser que el eloruro de bromo es tan fiable, flexible y efectivo como el elora. Aunque todavfa es necesario profundizar en el conocimiento del mecanismo de desinfecci6n celular (debido a la similitud entre el acido hipobromoso y el acido hipocloroso), parece razonable suponer que se adsorbe al interior de la celula bacteriana e interrumpe la actividad enzim
PROCESOS QUIMICOS UNITARIOS
397
presencia de bromuros residuales se presentan conclusiones y resultados contradictorios. No obstante, esta comunmente aceptado que el bromo residual es menos t6xico que el cloro residual, hecho por el cual las limitaciones propuestas en cuanto a la presencia de bromo residual no son tan estrictas.
7.8
DESINFECCION CON OZONO
El ozono fue empleado por primera vez para la desinfecci6n de aguas de abastecimiento en Francia, a principios de siglo. Su uso aument6 y posteriormente se expandi6 a diversos pafses europeos occidentales. Hoy en dfa, existen cerca de 1000 instalaciones de desinfecci6n con ozqno (la mayor parte de elias en Europa), para el tratamiento de las aguas de abastecimiento. Un uso comun del ozono en estas instalaciones se centra en el control de los agentes responsables de la producci6n de sabores, olores y colores. A pesar de que, hist6ricamente, su uso estaba limitado ala desinfecci6n de aguas de abastecimiento, los recientes avances en materia de generaci6n de ozono y de la tecnologfa de disoluci6n han pennitido que el ozono se haya convertido en una posibilidad econ6micamente competitiva para la desinfecci6n de las aguas residuales. En el tratamiento de las aguas residuales, el ozono tambien se puede emplear para el control de olores y para la eliminaci6n de materia organica soluble refractaria, sustituyendo al proceso de adsorci6n con carb6n activado. A continuaci6n, se discuten aspectos relativos a la generaci6n del ozono, la efectividad del ozono como desinfectante, y la aplicaci6n de los procesos de ozonaci6n. Los aspectos practicos de la desinfecci6n con ozono se analizan en el Capitulo 9.
Generaci6n de ozono Debido a que el ozono es qufmicamente inestable, se descompone a oxfgeno muy rapidamente despues de su generaci6n, lo cual obliga a un proceso de generaci6n in situ. El metodo de generaci6n de ozono mas eficaz del que se dispone en la actualidad es la generaci6n por descarga electrica (vease Fig. 7-19). El ozono se genera a partir del aire, o de oxfgeno puro, al hacer circular una corriente de alto voltaje entre dos electrodos separados por un espacio muy pequefio. La corona de alta energfa que se produce con este sistema permite disociar una molecula de oxfgeno para, al juntarse con otras dos, producir dos moleculas de ozono. La corriente de gas que se produce en el proceso puede contener entre 0,5 y 3 por 100 de ozono si se trabaja con aire, y aproximadamente el doble si se trabaja con oxfgeno puro, entre 1 y 6 por 100.
Qufmica del ozono Algunas de las propiedades qufmicas del ozono se pueden ilustrar basandose en sus reacciones de descomposici6n, que se entiende que tienen Iugar de acuerdo con las siguientes expresiones:
Los radicales libres que se generan, el H0 2 y el HO, tienen gran poder oxidante, y son los probables responsables de la acci6n desinfectante del proceso. Estos radicales libres tambien tienen suficiente capacidad oxidante como para hacer reacci6n con otras impurezas presentes en las soluciones acuosas.
FIGURA 7-19
Generador de ozona tfpico.
Efectividad del ozono El ozono es un oxidante extremadamente reactivo, y esta ampliamente aceptado que la destrucci6n de las bacterias por ozonaci6n se produce directamente debido a la desintegraci6n de la pared celular (lisis celular). El ozono tambien es un virucida muy efectivo, y, asimismo, se entiende que su efectividad es superior a la del cloro. La ozonaci6n no produce s6lidos disueltos ni se ve af~ctada por la presencia del ion amonio ni por el pH del agua que entra en el
PROCESOS QUIMICOS UNITARIOS
399
proceso de desinfecci6n. Por estas razones se considera la ozonaci6n como una alternativa viable a la cloraci6n o la hipocloraci6n, especialmente en aquellos casos en los que sea preciso declorar el agua desinfectada.
lmpacto ambiental de Ia desinfeccion con ozono. AI contrario de lo que sucede con los demas agentes desinfectantes estudiados, los efectos del ozono sobre el medio ambiente son esencialmente beneficiosos. Existe informaci6n que indica que el ozono puede ser un t6xico agudo para la vida acuatica. No obstante, dado que el ozono se disipa muy rapidamente, normalmente noes de esperar que exista cantidad alguna de ozono residual en el efluente en el momento de ser descargado a los cuerpos de agua receptores. Algunas investigaciones han concluido que el ozono puede producir algunos compuestos t6xicos mutagenicos o carcin6genos. No obstante, estos compuestos son inestables, y su presencia en el agua ozonada s6lo se prolongarfa por espacio de unos minutos. Por lo tanto, no es de suponer que estos compuestos estuvieran presentes en el efluente en el momento de la descarga a los cuerpos receptores de agua. White [25] ha concluido que el ozono colabora en la destrucci6n de determinadas sustancias refractarias nocivas como el acido humico (precursor de la formaci6n del trihalometano) y el malati6n. La formaci6n de subproductos t6xicos durante la ozonaci6n depende de la dosis de ozono, del tiempo de contacto, y de los compuestos inicialmente presentes. Existen informaciones que indican que la ozonaci6n previa al proceso de desinfecci6n por cloraci6n reduce la posibilidad de formaci6n de trihalometano [25]. Otras ventajas del uso del ozono. Otra de las ventajas que se deriva del empleo de ozono para la desinfecci6n es que se elevara la concentraci6n de oxfgeno disuelto del efluente, hasta valores cercanos a la concentraci6n de saturaci6n, como consecuencia de la rapida descomposic6n del ozono en oxfgeno. Este hecho puede permitir no tener que reairear el efluente para cumplir con las limitaciones normativas de calidad del efluente relacionadas con la concentraci6n de oxfgeno disuelto. Es mas, debido a que el ozono se descompone rapidamente, no queda en el efluente ningun compuesto qufmico residual que precise ser eliminado, como ocurrfa con el cloro residual.
7.9
DESINFECCION CON RAYOS ULTRAVIOLETAS
La desinfecci6n de aguas de abastecimiento basada en la radiaci6n emitida por fuentes de rayos ultravioletas (UV) se ha empleado en contadas ocasiones desde principios de siglo. Aunque su primer uso se centraba en la desinfecci6n de aguas de suministro de alta calidad, recientemente se ha experimentado un renovado interes en la aplicaci6n de esta tecnica de cara a la desinfecci6n de aguas residuales. Se ha podido comprobar que una correcta dosificaci6n de rayos ultravioletas es un eficaz bactericida y virucida, ademas de no contribuir a la formaci6n de compuestos t6xicos.
400
INGENIERIA DE AGUAS RESIDUALES
Fuentes de radiaci6n ultravioleta Actualmente, el principal metodo de generaci6n de radiaci6n ultravioleta para la desinfecci6n de aguas residuales es la lampara de arco de mercurio a baja presi6n. La lampara de mercurio presenta la ventaja de que el 85 por 100 de la luz emitida es monocromatica, con una longitud de onda de 253,7 nm, valor que se halla dentro del intervalo 6ptimo para la obtenci6n de efectos germicidas (250-270 nm). La longitud tfpica de las lamparas oscila entre 0,75 y 1,5 m, con un diametro entre 15 y 20 mm. Para producir energfa UV, la lampara, que contiene vapor de mercurio, se carga por contacto con un arco electrico. La energfa generada por la excitaci6n del vapor de mercurio contenido en la lampara produce la emisi6n de rayos ultravioletas. En la aplicaci6n practica de estos elementos, las lamparas pueden estar suspendidas fuera del lfquido o sumergidas en el. En el caso de tratarse de lamparas sumergidas, se recubren con tubos de cuarzo para evitar el efecto refrigerante dellfquido que se halla a .su alrededor.
(a)
(b)
FIGURA 7-20 lnstalacion tfpica de radiacion UV: (a) lamparas instaladas en el canal de contacto, y (b) lamparas de UV extraldas del tanque de contacto para su limpieza (de Trojan Technologies, Inc.).
Efectividad de Ia radiaci6n ultravioleta La radiaci6n ultravioleta constituye, mas bien, un agente desinfectante ffsico que no qufmico. La radiaci6n con longitud de onda de alrededor de 254 nm penetra la pared celular de los organismos y es absorbida por los materiales celulares, incluidos el ADN y el ARN, lo cual puede impedir la reproducci6n o prq,ducir directamente la muerte de la celula. Debido a que s6lo son efectivos
PROCESOS QUIMICOS UNITARIOS
401
los rayos ultravioletas que alcanzan a las bacterias, es conveniente que el agua este libre de turbiedad, que podrfa absorber la radiaci6n ultravioleta y actuar como escudo de las bacterias. Se ha comprobado que la, radiaci6n ultravioleta no constituye un desinfectante efectivo para aguas residuales que presentan altas concentraciones de s6lidos. A efectos practicos, la inactivaci6n bacteriana producida por Ia radiaci6n ultravioleta se puede describir empleando una formulaci6n cinetica de primer orden. Optimizaci6n del rendimiento de Ia radiaci6n ultravioleta. Debido a que la distancia a Ia cualla radiaci6n ultravioleta es efectiva es muy pequefia, la maxima efectividad en la desinfecci6n se obtiene empleando el principio de la lamina fina. Para limitar Ia profundidad de liquido que deben penetrar los rayos ultravioletas, la mayorfa de las unidades de tratamiento con rayos UV se construyen con una matriz de lamparas a traves de las cuales se hace circular el agua residual. Normalmente las Iamparas se instalan en el canal del efluente, lo cual elimina la necesidad de disponer de un tanque o de un canal de contacto. Es conveniente que el conjunto este contenido una estructura cerrada que proteja los equipos electricos que se emplean para dar corriente a las lamparas de ultravioletas. lmpacto ambiental del uso de radiaci6n ultravioleta. Puesto que nose trata de un agente qufmico, la radiaci6n ultravioleta no produce residuos t6xicos. No obstante, puede.provocar la alteraci6n de determinados compuestos qufmicos. Existe el convencimiento general de que tales compuestos se degradan a formas mas inocuas, pero es preciso ahondar trias en el conocimiento de este tema. Por lo tanto ,actualmente, es preciso considerar que la desinfecci6n mediante radiaci6n ultravioleta no tiene efectos positivos ni negativos sobre el medio ambiente.
7.10
OTRAS APLICACIONES QUIMICAS
Ademas de las principales aplicaciones de los productos qufmicos tratadas en este capitulo, a veces existen otras posibilidades de aplicaci6n en la recogida, tratamiento y evacuaci6n de las aguas residuales. Las aplicaciones mas importantes y los productos qufmicos utilizados se recogen en Ia Tabla 7-8. Como se puede observar, el cloro es, con mucho, el producto qufmico mas comunmente utilizado, a pesar de que el per6xido de hidr6geno esta ganando popularidad. La efectividad de las diferentes adiciones de productos qufmicos depende de cada caso concreto, raz6n por la cual no se dispone de datos acerca de las dosificaciones 6ptimas. Sin embargo, comoquiera que el cloro ha sido ampliamente utilizado, se han podido establecer algunos intervalos de dosificaci6n representativos, que vienen incluidos en el Capitulo 9.
402
INGENIERIA DE AGUAS RESIDUALES
TABLA 7-8
Aplicaciones adicionales de productos qufmicos en Ia recogida, tratamiento y evacuaci6n de aguas residuales
Aplicaci6n
Producto quirnico utilizado"
Observaciones
Recogida Control del crecirniento de pelfculas biol6gicas
Cl 2 , H 2 0
2
Control de Ia corrosi6n (H 2 S)
Cl 2 , H 2 0
2,
Control de Ia corrosi6n (H 2 S)
FeCI 3
Control de hongos y bacterias productoras de pelfculas biol6gicas
0
Control llevado a cabo por Ia destrucci6n de H 2 S en las alcantarillas
3
Controlllevado a cabo mediante Ia precipitaci6n de sulfuros Especialmente en estaciones de bombeo y redes de alcantarillado de gran longitud y poca pendiente
Tratarniento Elirninaci6n de grasas
Cl 2
Aiiadido antes de Ia preaireaci6n
Reducci6n de Ia DBO
Cl 2 , 0
Oxidaci6n de sustancias organicas
Control del pH
KOH, Ca(OH)z, NaOH
Oxidaci6n del sulfato ferroso
Cl2 b
3
Producci6n de sulfato ferrico y cloruro ferrico
Control de Ia colmataci6n de filtros percoladores
Residual en las toberas del distribuidor
Control de rnoscas en filtros percoladores
Residual en las toberas del distribuidor. Para utilizar en epocas de proliferaci6n de moscas
Control de bulking
Medidas de control temporales
Oxidaci6n del sobrenadante de digestores Control de espurnas en digestores y tanques Imhoff
Cl 2
Oxidaci6n del amonfaco
Conversi6n del amonfaco en nitr6geno gas
Control de olores Oxidaci6n de compuestos organicos refractarios Evacuaci6n Reducci6n de bacterias
Caudales aliviados, aguas pluviales, elluente de Ia planta
Control de olores " Cl 2 = elora; H 2 0 2 = per6xido de hidr6geno; 0 3 = ozona; KOH do de calcio; NaOH = hidr6xido de sodio. b 6(FeS0 4 • 7 H 2 0) + 3 Cl 2 --> 2 FeC1 3 + Fe 2 (S0 4 h + 42 H 2 0.
= hidr6xido de potasio; Ca(OH}, = hidr6xi-
PROCESOS QUIMICOS UNITARIOS
7.11
403
TEMAS DE DEBATE Y PROBLEMAS
7.1. Para facilitar Ia sedimentaci6n en un tanque primario, se anaden 25 leg de sulfa to ferroso (FeS0 4 • 7H 2 0) por cada 1.000 m 3 de agua residual. Determinar Ia alcalinidad mfnima necesaria para reaccionar, inicialmente, con el sulfate ferroso. t.Cuantos gramos de cal, expresada como CaO, sera necesado anadir para que despues de reaccionar con el Fe(HC0 3 )z y con el oxfgeno disuelto en el agua se pueda formar Fe(OHh insoluble? 7.2. Se anade caparrosa (FeS0 4 · 7H 2 0) a la concentraci6n de 18 mg/1 al agua residual para Ia mejora de un tanque de sedimentaci6n primaria. Suponiendo que existe Ia suficiente alcalinidad necesaria, en forma de Ca(HC0 3 ), determmar: Grames de cal en forma de CaO necesarios para completar Ia reacci6n. Concentraci6n de oxfgeno en el agua residual de modo que se pueda oxidar el hidr6xido de hierro que se forma. c) Volumen de fango producido por cada m 3 de agua residual. d) Cantidad de alumina necesaria, en leg, para obtener Ia misma cantidad de fango que en el apartado c), suponiendo que el precipitado que se forma es el hidr6xido de aluminio, Al(OHh a)
b)
7.3. Sup6ngase que se afladen 50 leg de (a) sulfate de alumina (peso molecular: 666.7) y (b) sulfate ferroso y cal, a 4.000 m 3 de agua residual. Sup6ngase, tambien, que todos los productos insolubles y los muy ligeramente solubles de las reacciones precipitan como fango, a excepci6n de 15 mg/1 de CaC0 3 • t.Cuantos leg de fango se producin'in en cada caso por cada 1.000 m 3 de agua residual? 7.4. Un agua residual cruda ·Va a ser tratada qufmicamente para Ia eliminaci6n de s6lidos en suspensi6n y del f6sforo por medio de coagulaci6n y sedimentaci6n. Las caracterfsticas del agua residual son las siguientes: Q = 0,75 m 3 /s; ortofosfato = 10 mg/1 como P; alcalinidad = 200 mg/1 expresado como CaC0 3 [esencialmente debido a Ia presencia de Ca(HC0 3 ) 2 ]; s6lidos en suspensi6n totales = 220 mg/1. Determinar Ia producci6n de fango en leg de materia seca por dfa y m 3 por dfa en las siguientes condiciones: (1) dosificaci6n de 150 mg/1 de sulfate de alumina, Al 2 (S0 4 h ·14H 2 0; (2) eliminaci6n de todo el ortofosfato como AIP0 4 insoluble; (3) eliminaci6n del 95 por 100 de los SST originales; (4) Ia totalidad del sulfate de alumina no necesario para Ia reacci6n con el f6sforo reacciona con Ia alcalinidad para formar Al(OHh que se elimina totalmente; (5) el fango humedo tiene un contenido de agua del 93 por 100 y un peso especffico de 1,04. b) Determinar la producci6n de fango en leg de materia seca por dfa y en m 3 por dfa en las siguientes condiciones: (1) dosificaci6n de 450 mg/1 de cal (Ca(OH)z) para llegar a un pH aproximado de 11,2; (2) 100 por 100 de eliminaci6n de ortofosfato en forma de hidroxiapatita (Ca 10 (P0 4 MOH)z); (3) 95 por 100 de eliminaci6n de los SST originales; (4) la cal reacciona con: (i) el fosfato, (ii) con toda Ia alcalinidad para formar CaC0 3 , 20 mg/1 de CaC0 3 es soluble y permanece disuelto y el resto se elimina al 100 por 100, (iii) el resto permanece disuelto, y (5) el fango humedo contiene un 92 por 100 de agua y tiene un peso especffico de 1,05. c) Determinar el incremento neto de Ia dureza en mg/1 de CaC0 3 en el tratamiento especificado en el apartado b). a)
404 7.5.
INGENIERIA DE AGUAS RESIDUALES
Se han llevado a cabo ensayos de laboratorio sobre un vertido que contenfa 50 mg/1 de fenol. Para ello se tomaron cuatro probetas que contenfan un litro de dicho vertido y se les aiiadi6 carb6n activado en polvo. Cuando se alcanz6 el equilibrio, se analiz6 los contenidos de fenol de cada una de las probetas. Los resultados se indican en Ia tabla adjunta. Determinar el valor de las constantes a y b de Ia ecuaci6n de Langmuir y Ia dosis necesaria para obtener un efluente con una concentraci6n de fenol de 0,10 mg/l.
Vaso de precipitado
Adici6n de carbon, g
Concentraci6n de fenol de equilibrio, mg/1
1 2 3 4
0,5 0,64 1,0 2,0
6,0 1,0 0,25 0,08
7.6. Un agua residual tratada y filtrada para su posterior uso para riego de un campo de golf presenta un umbra! de olor de 10. Cuando se emplea carb6n activado para absorber el olor, los resultados de los ensayos son los siguientes: Carb6n aiiadido, mg/1 Numero de olor
0 10
0,4 6,9
1,0 4,5
6,0 1,5
Determinar Ia dosis mfnima necesaria de carb6n activado para reducir el olor a un valor residual de 0,20 empleando Ia ecuaci6n de Ia isoterma de Freundlich (Ec. 7.17). 7.7. Los datos de Ia tabla adjunta se han obtenido en una serie de ensayos de laboratorio realizados sobre un efluente procedente de un proceso de tratamiento secundario de agua residual: Recuento de coliformes fecales residuales, num./100 ml Dosis de cloro, mg/1
1 2 4 6 8 10
a)
Tiempo de contacto, min 15
30
60
10.000 3.000 400 110 54 30
2.000 350 65 30 19 10
500 90 20 12 6 1
Representar el numero de organismos presentes frente a Ia dosis de cloro en un papel doblemente logarftmico. A partir de Ia gnifica resultante,determinar el valor del exponente n y de la constante de la Ecuaci6n 7.29 para concentraciones residuales de coliformes de 200/100 ml y 1.000/100 mi.
PROCESOS QUIMICOS UNITARIOS
b)
405
Los datos siguientes pertenecen a una planta de tratamiento de agua residual:
Elemento Caudal medio, m 3 /d Caudal maximo diario, m 3 /d Recuento maximo admisible de coliformes fecales en el efiuente, num./100 ml
Mayo-Octubre
Noviembre-Abril
20.000 40.000
26.000 51.700
200
1.000
Determinar el volumen necesario de un tanque de cloraci6n proyectado para un tiempo de contacto de 30 min para el caudal medio de invierno. Utilizando las ecuaciones desarrolladas en el apartado (a}, determinar Ia dosis mfnima necesaria en mg/1 para conseguir Ia eliminaci6n necesaria bajo cada una de las cuatro condiciones de caudal indicadas en Ia tabla. Suponiendo que Ia cantidad anual de cloro necesaria pueda calcularse en base a! caudal medio para cada uno de los dos periodos semestrales, determinar Ia cantidad mfnima de cloro necesaria cada afio, en kg. (Cortesfa de E. Foree.) 7.8.
Utilizar los siguientes datos de ensayos de supervivencia de E. coli en los procesos de cloraci6n para resolver las siguientes cuestiones:
Cloro libre disponible, mg/1
Tiempo de contacto, min 11 1
3
5
10
20
0,05 0,07 0,14
97 93 67
82 60 11
63 28 0,7
21 0,5
0,3
" Condiciones de ensayo: pH = 8,5; temperatura = 5 ·c.
a)
b)
c) d)
Determinar los valores de 111 y K aplicables con las diferentes concentraciones para Ia Ley de Chick modificada (Ec. 7.26). Usando Ia Ecuaci6n 7.29, determinar los valores de la constante y del exponente, suponiendo tm fndice de mortalidad de los E. Coli del 99 por 100. Si la temperatura del agua es de 20 oc, estimar el tiempo necesario para Ia eliminaci6n del 99 por 100 de los E. coli con una dosificaci6n de cloro de 0,05 mg/1. l,Cual es el significado de los exponentes n y 111 en relaci6n con la cinetica de la desinfecci6n?
7.9. Las siguientes dosis de cloro aplicadas a un agua residual dieron como resultado las correspondientes cantidades de cloro residual. Dibujar una curva del cloro residual. Determinar: (a) la dosis necesaria para llegar al breakpoint, y (b) Ia dosis prevista para la obtenci6n de 0, 75 mg/1 de cloro residuallibre disponible. Dosis, mg/1
0,1
0,5
1,0
1,5
2,0
2,5
3,0
Residual, mg/1
0,0
0,4
0,8
0,4
0,4
0,9
1,4
406
INGENIERIA DE AGUAS RESIDUALES
7.10. Deducir una expresi6n de Ia velocidad a partir de Ia Ecuaci6n 7.47 que se pueda emplear para evaluar Ia eficacia de un reactor. de mezcla completa en su funcionamiento como tanque de cloraci6n. 7.11. Empleando Ia Ecuaci6n 7.47 y la expresi6n de la velocidad deducida en el Problema 7.10, comparar el volumen necesario para un reactor de mezcla completa y el necesario para un reactor de flujo en pist6n si se pretende conseguir reducir a Ia diezmilesima fracci6n la cantidad de coliformes totales presentes en un efluente tratado. Suponer que, en ambos casos, el cloro residual a mantener es de 5 mg/1. 7.12. Determinar la cantidad anual de carb6n activado necesario para declorar un efluente tratado que contiene 5 mg/1 de cloro residual en forma de Cl 2 y que procede de una planta de tratamiento cuyo caudal medio es de 3.800 m 3/dfa. /.,Que dosis de di6xido de azufre serfa necesaria? 7.13. Discutir las ventajas e inconvenientes de utilizar el ozono como desinfectante. Citar al menos cuatro referencias bibliognificas (posteriores a 1985) basandose en las cuales ha realizado sus comentarios. 7.14. Discutir las ventajas e inconvenientes de utilizar la radiaci6n ultravioleta como desinfectante. Citar al menos cuatro referencias bibliograficas (posteriores a 1985) basandose en las cuales ha realizado sus comentarios.
7.12 REFERENCIAS BIBLIOGRAFICAS 1. CHICK, H.: «Investigation of the Laws of Disinfection», J. Hygiene, vol. 8, pag. 92, 1908. 2. CRITTENDEN, J. C.; LUFT, P.; HAND, D. W.; 0RAVITZ, J. L.; LOPER, S. W., y ARI, M.: «Prediction Of Multicomponent Adsorption Equilibria Using Ideal Solution Theory», Environmental Science and Technology, vol. 19, pag. 1.037, 1985. 3. CRITTENDEN, J. C., y WEBER, W. J.: <>, Journal Env. Eng. Div., ASCE, vol. 104, pag. 1.175, 1978. 4. CULP, G. L.: <>, Calif., Water Pollut. Control Assoc. Bull., vol. 10, m1m. 3, enero de 1974. 6. FAIR, G. M., et a/.: <>, Joumal AWWA, vol. 40, m1m. 10, 1948. 7. FAIR, G. M.; GEYER, J. C., y OKUN, D. A.: Water and Wastewater Engineering, vol. 2, Wiley, Nueva York, 1968. 8. MANGLIK, P. K.; JoHNSTON, J. R.; ASANO, T., y TCI-IOBANOGLOUS, G.: <>, Proceedings o.f Water Reuse Symposium IV Implementing Water Reuse, AWWA Research Foundation, Denver, CO, 1988. 9. METCALF, L., y EDDY, H. P.: American Sewerage Practice, vol. 3, 3." ed., McGraw-Hill, Nueva York, 1935. 10. PELCZAR, M. J.; JR., y CHAN, E. C. S.: Microbiology, 5." ed., McGraw-Hill, Nueva York, 1986. 11. Principles and Practice of Nutrient Removal From Municipal Wastewater, The Soap and Detergent Association, Nueva York, 1988. 12. SCHROEDER, E. D., y TCHOBANOGLOUS, G.: Water and Wastewater Treatment, Addison Wesley, Reading, MA, 1990. 13. SHAW, D. J.: Introduction to Colloid and Swface Chemistry, Butterworth, Londres, 1966. 14. STUMM, W., y MORGAN, J. J.: Aquatic Chemistry, 2." ed., Wiley-Interscience, Nueva York, 1980. 15. STUMM, W., y MORGAN, J. J.: <>, Journal AWWA, vol. 54, num. 8, 1962. 16. STUMM, W., y O'MELIA, C. R.: <>, Joumal AWWA, vol. 60, num. 5, 1968.
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407
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En la mayorfa de los casos, con un amllisis y control adecuados del entorno, es posible tratar por vfa biol6gica la pnictica totalidad de las aguas residuales. Por lo tanto, es necesario que el ingeniero sanitaria conozca perfectamente el funcionamiento y las caracterfsticas de cada uno de los procesos de tratamiento biol6gico, a fin de que pueda asegurar el control y adecuaci6n del medio ambiente al proceso de tratamiento escogido. Teniendo en cuenta la importancia del tratamiento biol6gico, en este capitulo se pretende: (1) presentar una panonimica general del tratamiento biol6gico de las aguas residuales; (2) hacer una introducci6n de los aspectos importantes relacionados con el metabolismo microbiano; (3) hacer una introducci6n de los principales organismos responsables del tratamiento de las aguas residuales; (4) repasar y discutir los factores clave que intervienen en el crecimiento biol6gico yen la cinetica del tratamiento de aguas residuales, y (5) ilustrar la aplicaci6n de los principios basicos y de la cinetica al amllisis de los procesos biol6gicos mas cbmunmente empleados en el tratamiento del agua residual. La eliminaci6n biol6gica de nutrientes y las tecnicas de lagunaje se analizan en secciones diferentes. La informaci6n contenida en este capitulo proporciona las bases para el proyecto de los procesos de tratamiento biol6gicos discutidos en los Capftulos 10 a 12.
8.1
PANORAMICA GENERAL DEL TRATAMIENTO BIOLOGICO DEL AGUA RESIDUAL
Para proporcionar el material i1ecesario para abordar el resto de los temas que se van a tratar en este capftulo, en primer Iugar se analizan los objetivos del
409
410
INGENIERIA DE AGUAS RESIDUALES
tratamiento biol6gico del agua residual y el papel de los microorganismos en el mismo.
Objetivos del tratamiento biol6gico Los objetivos del tratamiento biol6gico del agua residual son la coagulaci6n y eliminaci6n de los s6lidos coloidales no sedimentables y la estabilizaci6n de la materia organica. En el caso del agua residual domestica, el principal objetivo es la reducci6n de la materia organica presente y, en muchos casos, la eliminaci6n de nutrientes como e1 nitr6geno y el f6sforo. A menudo, la eliminaci6n de compuestos a nivel de traza que puedan resultar t6xicos, tambien constituye un objetivo de tratamiento importante. En el caso de las aguas de retorno de usos agrfcolas, el principal objetivo es la eliminaci6n de los nutrientes que puedan favorecer el crecimiento de plantas acuaticas, como el nitr6geno y el f6sforo. En el caso de aguas residuales industriales, el principal objetivo es la reducci6n de la concentraci6n de compuestos tanto organicos como inorganicos. A menudo, puede ser necesario llevar a cabo un pretratamiento .previo, debido a la potencial toxicidad de estos compuestos para los microorganismos.
Papel de los microorganismos La eliminaci6n de la DBO carbonosa, la coagulaci6n de los s61idos coloidales no sedimentables, y la estabilizaci6n de la materia organica se consiguen, biol6gicamente, gracias a la acci6n de una variedad de microorganismos, principalmente bacterias. Los microorganismos se utilizan para convertir la materia organica carbonosa coloidal y disuelta en diferentes gases y tejido celular. Dado que el tejido celular tiene un peso especffico ligeramente superior al del agua, se puede eliminar por decantaci6n. Es importante sefialar que, salvo que se separe de la soluci6n el tejido celular que se produce a partir de la materia organica, no se alcanzara un tratamiento completo. Ello es debido a que el tejido celular, que es de naturaleza organica, aparecera como parte de la medida de la DBO del efluente. Sino se separa el tejido celular, el unico tratamiento que se habra llevado a cabo es el asociado con la conversi6n bacteriana de una fracci6n de la materia organica presente originalmente en diversos productos gaseosos finales.
8.2 INTRODUCCION AL METABOLISMO MICROBIANO La comprensi6n de las actividades bioqufmicas de los microorganismos importantes es basica en el proyecto del tratamiento biol6gico y en la elecci6n de los procesos que forman parte de el. Los dos temas principales que se estudian en este apartado son: (1) las necesidades nutritivas generales de los microorganismos habitualmente presentes en el tratamiento del agua residual, y (2) la
PROCESOS BIOLOGICOS UNITARIOS
411
naturaleza del metabolismo microbiano, en funci6n de la necesidad de oxfgeno molecular.
Necesidades nutritivas para el crecimiento microbiano Para poder reproducirse y funcionar de manera correcta, un organismo necesita: (1) una fuente de energfa; (2) carbona para la sfntesis de materia celular nueva, y (3) elementos inorganicos (nutrientes) tales como nitr6geno, f6sforo, azufre, potasio, calcio y magnesia. Los nutrientes organicos (factores de crecimiento) tambien pueden ser necesarios para la sfntesis celular. En el siguiente apartado se trata de las necesidades de fuentes de carbona y de energfa, normalmente conocidas como substratos, de nutrientes y de factores de crecimiento para los diferentes tipos de organismos. Fuentes de energla y de carbono. La materia organica y el di6xido de carbona son dos de las principales fuentes de carbona celular para los microorganismos. Los organismos que utilizan el carbona organico para la formaci6n de tejido celular se denominan heter6trofos. Los organismos que obtienen carbona celular a partir del di6xido de carbona reciben el nombre de organismos aut6trofos. El proceso de conversi6n del di6xido de carbona a tejido celular organico es un proceso reductivo que precisa un suministro neto de energfa. Por lo tanto, los organismos aut6trofos deben emplear una parte mayor de su energfa para la sfntesis de tejido celular que los organismos heter6trofos, lo cual comporta unas tasas de crecimiento menores que las de estos. La energfa necesaria para la sfntesis celular se obtiene de.la luz o bien de las reacciones qufmicas de oxidaci6n. Los organismos capaces de utilizar la luz como fuente de energfa reciben el nombre de organismos fot6trofos. Estos organismos pueden ser heter6trofos (algunas bacterias sulfurosas) o aut6trofos (algas y bacterias fotosinteticas). Los organismos que obtienen la energfa a partir de reacciones qufmicas se conocen como organismos quimi6trofos. AI igual que en el caso de los fot6trofos, los organismos quimi6trofos tambien pueden ser heter6trofos (protozoos, hongos y la mayorfa de las bacterias) o aut6trofos (bacterias nitrificantes). Los organismos quimioaut6trofos consiguen la energfa a partir de la oxidaci6n de compuestos inorganicos reducidos tales como el amonfaco, el nitrito y el sulfuro. Los organismos quimioheter6trofos suelen obtener la energfa mediante la oxidaci6n de compuestos organicos. En la Tabla 8-1 se resume la clasificaci6n de los microorganismos en base a las fuentes de energfa y carbona celular. En las Figuras 8-1 a 8-3 se esquematizan los mecanismos tfpicos de metabolismo bacteriano. Necesidades de nutrientes y de factores de crecimiento. En ocasiones, los nutrientes pueden condicionar y limitar, en mayor medida que el carbona y la energfa, la sfntesis celular y el crecimiento bacteriano. Los principales nutrientes inorganicos necesarios para los microorganismos son: N, S, P, K, Mg, Ca, Fe, Na, y Cl, mientras que entre los nutrientes de menor importancia se hallan el Zn, Mn, Mo, Se, Co, Cu, Ni, V y W [34].
412
INGENIERIA DE AGUAS RESIDUALES
TABLA 8-1
Clasificaci6n general de los microorganismos atendiendo a sus fuentes de energfa y de carbo no a Clasificaci6n
Esquema del metabolismo bacteriano quimioheter6trofo. Al margen de los nutrientes inorganicos que se acaban de citar, algunos microorganismos pueden necesitar tambien algunos nutrientes organicos. Los nutrientes organicos, conocidos como «factores de crecimiento», son compuestos que necesitan los organismos como precursores o constituyentes para la sfntesis de materia celular organica que no se puede obtener a partir de otras fuentes de cm·bono. A pesar de que los factores de crecimiento varfan de un organismo a otro, los principales factores de crecimiento se pueden dividir en las siguientes tres clases: (1) aminoacidos; (2) purinas y pirimidinas, y (3) vitaminas [34]. La nutrici6n bacteriana y los procesos de tratamiento biol6gicos.
El
principal objetivo de la mayorfa de los procesos de tratamiento biol6gico es la reducci6n del contenido de materia organica (DBO carbonosa) del agua residual. Para conseguir este objetivo, son de gran importancia los organismos quimioheter6trofos, pues ademas de energfa y cm·bono, tambien necesitan compuestos organicos. Cuando los objetivos del tratamiento incluyan la con-
413
PROCESOS BIOLOGICOS UNITARIOS
versi6n de amonfaco en nitrato, son de gran importancia las bacterias nitrificantes quimioheter6trofas. Las aguas residuales municipales suelen contener cantidades de nutrientes (tanto organicos como inorganicos) adecuadas para permitir el tratamiento biol6gico para Ia eliminaci6n de Ia DBO carbonosa. No obstante, en aguas residuales de origen industrial, puede ocurrir que no exista suficiente presencia de nutrientes. En tales casos, es necesario afiadir nutrientes para permitir el adecuado crecimiento bacteriano y la consiguiente degradaci6n de los residuos organicos.
Materia organica· oxidada
Materia .. inorganica reducida I
Respiraci6n end6gena
Energfa I I I
C0 2
Productos .finales
t
: - - -.. , -....·~~------. ..
Residuo ·. organico
Sfntesis celular
Nutrientes ;
FIGURA 8-2 Esquema del metabolismo bacteriano quimioaut6trofo.
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Respiraci6n end6gena
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FIGURA 8-3 Esquema del metabolismo bacteriano fotoaut6trofo.
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414
INGENIERIA DE AGUAS RESIDUALES
Tipos de metabolismos microbianos
Dentro de las organismos quimioheter6trofos, se puede realizar una nueva clasificaci6n atendiendo a las caracterfsticas de su metabolismo y a sus necesidades de oxfgeno molecular. Los organismos que generan energfa por transporte de electrones mediante enzimas desde un donante de electrones basta un aceptor de electrones exterior tienen un metabolismo respiratorio. En cambia, elmetabolismo fermentativo no incluye la participaci6n de un aceptor exterior. La fermentaci6n es un proceso de producci6n de energfa menos eficiente que la respiraci6n; como consecuencia de ella, los organismos heter6trofos estrictamente fermentativos se caracterizan por tasas de crecimiento y de producci6n celular menores que las de los organismos heter6trofos respiratorios. Cuando el oxfgeno molecular actUa como aceptor de electrones en los metabolismos respiratorios, el proceso recibe el nombre de respiraci6n aerobia. Los organismos que se basan en la respiraci6n aerobia para satisfacer sus necesidades energeticas s6lo pueden sobrevivir si existe una aportaci6n suficiente de oxfgeno molecular. Estos organismos reciben el nombre de organismos aerobios obligados. Algunos compuestos inorganicos oxidados tales como el nitrato o el nitrito, pueden hacer las funciones de aceptores de electrones para ciertos organismos respiratorios en ausencia de oxfgeno molecular (vease Tabla 8-2). En la ingenierfa ambiental, los procesos en que intervienen estos organismos reciben el nombre de procesos an6xicos. TABLA 8-2 Aceptores de electrones en las reacciones bacterianas normalmente presentes en el agua residual Ambiente
Aceptor de electrones
Proceso
Aerobio Anaerobic
Oxfgeno, 0 2 Nitrato, N03 Sulfato, SOl Di6xido de carbono, C0 2
Metabolismo aerobio Desnitrificaci6n" Reducci6n del sulfato Metanogenesis
" Tambien conocida como desnitrificaci6n an6xica.
Los organismos que generan energfa por fermentaci6n y s6lo pueden existir en un medio en ausencia de oxfgeno, se denominan anaerobios obligados. Los organismos que· generan energfa por fermentaci6n y que tienen la capacidad de crecer, tanto en presencia como en ausencia de oxfgeno molecular, reciben el nombre de organismos anaerobios facultativos, y se pueden clasificar en dos grupos, atendiendo a sus posibilidades metab61icas. Los organismos anaerobios facultativos puros pueden cambiar de metabolismo fermentativo a respiratorio, dependiendo de la presencia o ausencia de oxfgeno molecular. Los organismos anaerobios aerotolerantes tienen un metabolismo estrictamente fermentativo, pero son relativamente insensibles .a la presencia de oxfgeno molecular.
PROCESOS BIOLOGICOS UNITARIOS
415
8.3 MICROORGANISMOS IMPORTANTES EN EL TRATAMIENTO BIOLOGICO DEL AGUA RESIDUAL Los microorganismos se suelen clasificar, segun su estructura y funcionamiento celular, en eucariotas, eubacterias y arqueobacterias, tal y como se muestra en la Tabla 3-11. Los grupos procariotas (eubacterias y arqueobacterias) suelen denominarse simplemente bacterias, y son primordiales en el tratamiento biol6gico. El grupo de las eucariotas incluye las plantas, animales y las protistas. Los organismos eucariotas importantes en el tratamiento biol6gico de las aguas residuales incluyen (1) los bongos, (2) los protozoos y los rotfferos, y (3) las algas.
Bacterias Las bacterias son organismos procm·iotas unicelulares. Su modo habitual de reproducci6n es por escisi6n binaria, aunque algunas especies se reproducen sexualmente o por gemaci6n. Si bien existen miles de especies diferentes de bacterias, su forma general encaja dentro de alguna de las tres siguientes categorfas: esfericas, cilfndricas y helicoidales. El tamafi.o de las bacterias es muy variable. Los tamaflos representativos son de 0,5 a 1 micra de diametro para las bacterias esfericas, entre 0,5 y 1 micra de anchura por 1,5 a 3 micras de longitud para las cilfndricas (bastoncillos), y entre 0,5 y 5 micras de anchura por 6 a 15 micras de longitud en el caso de bacterias helicoidales (espirales). Estructura celular. En general, la mayorfa de las celulas bacterianas son bastante parecidas (vease Fig. 8-4). Como se puede apreciar en la Figura 8-4, el interior de la celula, que recibe el nombre de citoplasma, contiene una suspensi6n coloidal de protefnas, carbohidratos, y otros compuestos organicos complejos. La regi6n citoplasmatica contiene acido ribonucleico (ARN), cuya principal misi6n es la sfntesis de protefnas. Asimismo, en el citoplasma, se halla la regi6n del nucleo, rica en acido desoxirribonucleico (ADN) El ADN contiene toda la informaci6n necesaria para la reproducci6n de la totalidad de los componentes de la celula y se puede considerar como la base de la celula. Pared celular
Membrana
Zona nuclear (ADN)
FIGURA.B-4
Esquema general de una celula bacteriana [31].
416
INGENIERIA DE AGUAS RESIDUALES
Diferentes ensayos realizados sobre una variedad de bacterias indican que su composici6n basica es del 80 por 100 de agua y el 20 por 100 de materia seca, de la que el 90 por 100 es materia organica y el10 por 100 inorganica. En la Tabla 8-3 se facilitan los datos tfpicos de la composici6n de las celulas bacterianas. Una f6rmula que permite describir, de manera aproximada, su fracci6n organica es C 5 H 7 0 2 N [16]. Como la propia f6rmula indica, el 53 por 100 en peso de la fracci6n organica es carbono. Cuando tambien se considera la presencia de f6sforo, se puede emplear la formulaci6n C 60 H 87 0 23 N 12 P. Los compuestos que forman parte de la fracci6n inorganica incluyen: P 2 0 5 (50%), S0 3 (15 %), Na 2 0 (11 %), CaO (9 %), MgO (8 %), K 2 0 (6 %) y Fe 2 0 3 (1 %). Puesto que todos estos elementos y compuestos deben proceder del medio ambiente en e1 que se desarrolla la celula, la falta de cualquiera de ellos limitara el crecimiento celular y, en algunos casos, sera responsable de sus alteraciones. Composici6n celular.
TABLA 8-3 Com posicion tfpica de las ce.lulas bacterianas a
Porcentaje de masa (en seco) Elemento
Intervalo
Valor tipico
Carbo no Oxfgeno Nitr6geno Hidr6geno F6sforo Azufre Potasio Sodio Calcio Magnesio Cloro Hierro Otros
Las condiciones ambientales de temperatura y de pH tienen un papel importante en la supervivencia y crecimiento de las bacterias. A pesar de que las bacterias pueden sobrevivir en un intervalo bastante amplio de valores de la temperatura y del pH, el crecimiento 6ptimo se suele producir en un intervalo muy restringido de valores de estos dos parametros. Las temperaturas por debajo de la 6ptima tienen efectos mas importantes sobre el crecimiento bacteriano que las superiores a aquella; se ha podido comprobar que las tasas de crecimiento se doblan por cada aumento Necesidades medioambientales.
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417
de 10 oc de la temperatura basta alcanzar el valor 6ptimo. Segun el intervalo de temperatura en el que el desarrollo bacteriano es 6ptimo, las bacterias se pueden clasificar en psicr6filas, mes6filas y term6filas. Los intervalos de temperatura 6ptima tfpicos para las bacterias de estas tres categorfas sefialadas estan indicados en la Tabla 8-4. 'Para informaci6n mas detallada de los organismos en los diferentes intervalos de temperatura consultese Ia bibliograffa incluida al final del capitulo [13-15, 34]. El pH del medio ambiente tambien constituye un factor clave en el crecimiento de los organismos. La mayorfa de las bacterias no toleran niveles de pH por debajo de 4,0 ni superiores a 9,5. En general, el pH 6ptimo para el crecimiento bacteriano se. situa entre 6,5 y 7,5. TABLA 8-4 lntervalos de temperatura tfpicos para algunas bacterias
Temperatura, oC Tipo
Intervalo
Temperatura optima
Psicr6filas" Mes6filas Term6filas
-10-30
12-18
20-50 35-75
25-40 55-65
" Tambien llamadas cri6filas.
Hongos
Se considera que los bongos importantes en ingenierfa sanitaria son protistas beter6trofas, no fotosinteticas y multicelulares. Los bongos se suelen clasificar en funci6n de su modo de reproducci6n. Se pueden reproducir sexual o asexualmente, por escisi6n, gemaci6n, o por fonnaci6n de esporas. Los mobos u «bongos verdaderos» producen unidades microsc6picas (bifas), que colectivamente forman una masa filamentosa llamada micelio. Las levaduras son bongos que no tienen la capacidad de formar micelio, raz6n por la cual son unicelulares. La mayorfa de los bongos son aerobios estrictos. Pueden crecer con muy poca bumedad y toleran ambientes con pH relativamente bajos. El pH 6ptimo para Ia mayorfa de las especies es 5,6, mientras que el intervalo de tolerancia se situa entre 2 y 9. Los bongos tienen una baja demanda de nitr6geno, s6lo necesitan, aproximadamente, la mitad que las bacterias. La capacidad de los bongos para sobrevivir en condiciones pH bajos y escasa disponibilidad de nitr6geno los convierte en organismos de gran importancia en el tratamiento de aguas residuales de origen industrial y en Ia formaci6n de compuestos a partir de residuos s6lidos organicos.
418
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Protozoos y rotfferos Los protozoos son protistas m6viles microsc6picas y, por lo general, unicelulares. La mayorfa de los protozoos son heter6trofos aerobios, aunque algunos son anaerobios. Los protozoos suelen ser mayores que las bacterias, y se suelen alimentar de elias para la obtenci6n de energfa. De hecho, al consumir bacterias y materia organica, los protozoos actuan como purificadores de los efluentes de procesos biol6gicos de tratamiento de aguas residuales. El rotffero es un animal aerobio, heter6trofo y multicelular. Su nombre procede del hecho de que disponen de dos juegos de pestafias giratorias sobre la cabeza, que emplean para la captura de alimentos y para moverse. Los rotfferos son muy eficaces en la eliminaci6n de bacterias dispersas y floculadas, asf como de pequefias partfculas de materia organica. Su presencia en un efluente indica un proceso aerobio de purificaci6n biol6gica muy eficiente.
Algas Las algas son protistas unicelulares o multicelulares, aut6trofas y fotosinteticas. Su importancia en los procesos de tratamiento biol6gico estriba en dos hechos. En Iagunas de estabilizaci6n, la capacidad de las algas para generar oxfgeno por fotosfntesis es vital para la ecologfa del medio ambiente acuatico. Para que una laguna de oxidaci6n aerobia o facultativa funcione adecuadamente, la presencia de algas es necesaria para suministrar el oxfgeno a las bacterias heter6trofas aerobias. Esta relaci6n simbi6tica entre las bacterias y las algas se analizani con mayor detalle en la Secci6n 8.12, que trata de las Iagunas de oxidaci6n aerobias y facultativas. Las algas tambien son, asimismo, importantes en los procesos de tratamiento biol6gico porque el problema de la prevenci6n del crecimiento excesivo de algas en los cuerpos de agua receptores se ha centrado, basta la fecha, en la eliminaci6n de nutrientes en los procesos de tratamiento. Algunos cientfficos abogan por la eliminaci6n del nitr6geno en los efluentes de las plantas de tratamiento; otros recomiendan la eliminaci6n del f6sforo; y un tercer grupo recomienda la eliminaci6n de ambos constituyentes. Los objetivos del tratamiento condicionan el tipo de proceso biol6gico qtie hay que seleccionar.
8.4
CRECIMIENTO BACTERIANO
El control efectivo del medio ambiente en que se desarrolla el tratamiento biol6gico del agua residual se basa en la comprensi6n de los principios fundamentales que rigen el crecimiento de los microorganismos. El siguiente apartado trata del crecimiento de las bacterias, los organismos de mayor importancia en el tratamiento biol6gico.
PROCESOS BIOLOGICOS UNITARIOS
419
Caracterlsticas principales del crecimiento en cultivos puros Como se ha indicado anteriormente, las bacterias se pueden reproducir por fisi6n binaria, sexualmente o por gemaci6n. Por lo general, se reproducen por fisi6n binaria,, es decir, por divisi6n; Ia celula original se transforma en dos nuevas organismos. El tiempo necesario para cada fisi6n, que recibe elnombre de tiempo de generaci6n, puede variar entre dfas y menos de 20 minutos. Por ejemplo, si el tiempo de generaci6n es de 30 minutos, una bacteria producini. 16.777.216 bacterias despues de un perfodo de 12 h. Esta es una cifra hipotetica, puesto que las bacterias no continuan dividiendose indefinidamente a causa de diversas limitaciones ambientales, tales como Ia concentraci6n del substrata, Ia concentraci6n de nutrientes, e incluso el taniafio del sistema. Crecimiento en terminos de numero de bacterias. La forma general en que se produce el crecimiento de las bacterias en un cultivo discontinue se ilustra en Ia Figura 8-5. Inicialmente, se inocula un pequefio numero de organismos en un volumen determinado de un media de cultivo y se registra el numero de organismos viables en funci6n del tiempo. El modelo de crecimiento basado en el numero de celulas consta, mas o menos, de cuatro fases diferenciadas: "' :; :a;
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FIGURA 8-5
Curva de crecimiento bacteriano tfpica, en terminos de numero de .bacterias. 1.
2. 3.
Fase de retardo. Tras Ia adici6n de un in6culo a un media de cultivo, la fase de retardo representa el tiempo necesario para que los organismos se aclimaten a las nuevas condiciones ambientales y comiencen a dividirse. Fase de crecimiento exponencial. Durante esta fase, Ia celula se divide a una velocidad determinada por su tiempo de generaci6n y su capacidad de procesar alimento (tasa constante de crecimiento porcentual). Fase estacionaria. En esta fase, la poblaci6n pennanece constante. Las razones que se apuntan para Ia explicaci6n de este fen6meno son las siguientes: (a) las celulas han agotado el substrata o los nutrientes necesarios para el crecimiento, y (b) Ia generaci6n de celulas nuevas se compensa con la muerte de celulas viejas.
420 4.
INGENIERIA DE AGUAS RESIDUALES
Durante esta fase, la tasa de mortalidad de bacterias excede la de generaci6n ·de celulas nuevas. La tasa de mortalidad suele ser funci6n de la poblaci6n viable y de las caracterfsticas ambientales. En algunos casos, la fase de muerte exponencial se corresponde con la inversa de la fase de crecimiento exponencial. Fase de muerte exponencial.
El modelo de crecimiento tambien se puede abordar estudiando la variaci6n con el tiempo de la masa de microorganismos. En este modelo de crecimiento tambien se pueden diferenciar cuatro fases.
Crecimiento en terminos de masa de bacterias.
Fase de retardo. De nuevo, las bacterias precisan de cierto tiempo para aclimatarse al nuevo medio. Cuando se aborda el estudio en terminos de masa de bacterias, la fase de retardo no es tan larga como en el enfoque en funci6n del numero de bacterias, debido a que la masa de bacterias empieza a aumentar antes de que se produzca la divisi6n celular. 2. Fase de crecimiento exponencial. Siempre existe una cantidad en exceso de alimento alrededor de los microorganismos; la tasa de metabolismo y crecimiento s6lo es funci6n de la capacidad de los organismos para procesar el substrata. 3. Fase de crecimiento decreciente. La tasa de crecimiento, y en consecuencia la masa de bacterias, disminuyen como consecuencia de la limitada disponibilidad de alimento. 4. Fase end6gena. Los microorganismos se ven forzados a metabolizar su propio protoplasma sin reposici6n del mismo, ya que la concentraci6n de alimento disponible se encuentra al mfnimo. Durante esta fase, se puede presentar el fen6meno conocido con el nombre de lisis, segun el cuallos nutrientes que quedan en las celulas muertas se difunden en el medio proporcionando alimento a las celulas vivas existentes («crecimiento crfptico»). 1.
Crecimiento en cultivos mixtos Es importante observar que la anterior discusi6n se refiere a una unica poblaci6n de microorganismos. En general, los procesos de tratamiento biol6gico estan compuestos por complejas poblaciones biol6gicas mezcladas e interrelacionadas, en las que cada microorganismo del sistema tiene su propia curva de crecimiento. La posici6n y forma de la curva particular de crecimiento dentro del sistema, en funci6n del tiempo, depende del alimento y de los nutrientes disponibles, asf como de factores ambientales tales como la temperatura y el pH y del caracter aerobio o anaerobio del sistema. La variaci6n con el tiempo del predominio de microorganismos en la estabilizaci6n aerobia de un agua residual organica se presenta en la Figura 8-6. Si bien las bacterias son de importancia capital, existen muchos otros organismos que participan en la estabilizaci6n del residuo organico. AI proyectar o analizar un proceso de tratamiento biol6gico, el ingeniero debera pensar en terminos de un ecosiste-
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421
ma, o comunidad, tal como el que se muestra en la Figura 8-6, y no en una «caja negra» que s6lo contenga microorganismos misteriosos.
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FIGURA 8-6
Crecimiento relative de los microorganismos en el curso de Ia estabilizaci6n de un residue organico en un medio lfquido [24].
8.5 CINETICA DEL CRECIMIENTO BIOLOGICO En este capftulo se pone especial enfasis en sefialar que el proyecto de un sistema de tratamiento biol6gico de aguas residuales, precisa de una comunidad biol6gica y un medio ambiente bien controlados. Anteriormente, se han estudiado los microorganismos de importancia en el tratamiento de las aguas residuales junto con sus caracterfsticas metab6licas y sus formas de crecimiento. Aunque ya se han descrito las caracterfsticas del medio ambiente necesarias para el crecimiento, aun no se ha comentado nada acerca de c6mo controlarlo. Las condiciones ambientales se pueden controlar mediante la regulaci6n del pH, de la temperatura, la adici6n de nutrientes o elementos de traza, la adici6n o exclusi6n de oxfgeno o, tambien, mediante una mezcla adecuada del medio. El control de las condiciones ambientales asegurara que los microorganismos dispongan del medio adecuado para su desarrollo. Para asegurar el crecimiento de los microorganismos, se les debe permitir un tiempo de permanencia en el sistema suficiente para que se reproduzcan. Este periodo depende de la tasa de crecimiento, la cual esta directamente relacionada con la velocidad a la que metabolizan o utilizan el residue. Suponiendo que las condiciones ambientales esten debidamente controladas, se puede asegurar una estabilizaci6n eficaz mediante el control de la tasa de
422
INGENIERIA DE AGUAS RESIDUALES
crecimiento de los microorganismos. El prop6sito de esta secci6n es presentar la cinetica del crecimiento biol6gico. ·
Crecimiento celular Tanto en los sistemas de cultivo de alimentaci6n continua como en los de alimentaci6n discontinua, la tasa de crecimiento de las celulas bacterianas se puede definir mediante la siguiente expresi6n: (8.1)
donde r 0 = tasa de crecimiento bacteriano, masa/volumen unitario · tiempo. ft = tasa de crecimiento especffico, tiempo- 1 . X = concentraci6n de microorganismos, masajvolumen unitario. Dado que en los cultivos de alimentaci6n discontinua dX/dt = r0 (vease Apendice G), la siguiente relaci6n tambien es valida para este tipo de cultivos:
dX dt
-=ttX
(8.2)
Crecimiento con limitaci6n de substrata En los cultivos de alimentaci6n discontinua, si uno de los requisitos esenciales para el crecimiento (substrata o nutrientes) esta presente en cantidades limitadas, sera el primero en agotarse y se detendra el crecimiento (vease Fig. 8-5). En un cultivo continuo, este hecho tendra el efecto de limitar el crecimiento. Experimentalmente, se ha podido determinar que el efecto de disponer de cantidades limitadas de substrata o de nutrientes, a menudo, se puede definir adecuadamente mediante la siguiente expresi6n desarrollada por Monod [25, 26]:
s
(8.3)
donde ft = tasa de crecimiento especffico, tiempo - 1 . ft 111 = maxima tasa de crecimiento especffico, tiempo- 1 . S = concentraci6n del substrata que limita el crecimiento, masa/unidad de volumen. Ks = constante de velocidad mitad, concentraci6n de substrata a la mitad de la maxima tasa de crecimiento, masa/unidad de volumen. El efecto de la concentraci6n de substrata sobre la tasa de crecimiento especffico s~ ilustra en la Figura 8-7.
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Concentraci6n de nutrients limitante, S
FIGURA 8-7 Grafico representativo de los efectos de un nutriente limitante sobre Ia velocidad especffica de crecimiento.
Si se sustituye en la Ecuaci6n 8.1 el valor de de la Ecuaci6n 8.3, la expresi6n de la tasa de crecimiento que resulta es: f-t XS = ...:....::.:..___ 111
1' g
[(s
+S
(8.4)
Crecimiento celular y utilizaci6n del substrato Tanto en los sistemas de cultivo de alimentaci6n continua como en los de aliinentaci6n discontinua, una parte del substrata se transfonna en celulas nuevas, y otra parte se oxida y da origen a productos finales organicos e inorganicos. Dado que se ha observado que la cantidad de celulas nuevas producidas es Ia misma para un substrata dado, se ha desarrollado Ia siguiente relaci6n entre el grado de utilizaci6n del substrata y Ia tasa de crecimiento: (8.5)
donde r0 = tasa de crecimiento bacteriano, masajunidad de volumen. Y = coeficiente de producci6n maxima medido durante cualquier perfodo finito de Ia fase de crecimiento exponencial, definido como Ia relaci6n entre Ia masa de celula,s formadas y Ia masa de substrata consumido, masajmasa. ~'su = tasa de utilizaci6n de substrata, masajvolumen · tiempo. Basandose en ensayos de laboratorio, se ha podido comprobar que Ia producci6n depende de: (1) el estado de oxidaci6n de la fuente de carbono y de los elementos nutrientes; (2) del grado de polimerizaci6n del substrata; (3) de las vfas de metabolismo; (4) de la tasa de crecimiento, y (5) de diversos parametros ffsicos de cultivo.
424
INGENIERIA DE AGUAS RESIDUALES
Si se sustituye el valor de r 0 de la Ecuaci6n 8.4 en la Ecuaci6n 8.5, el grado de utilizaci6n de substrata se puede definir como:
r
{t XS Y(Ks + S)
111 _ _ =-----:....:.:.:;_
su
(8.6)
En la Ecuaci6n 8.6, el termino {t 111 /Y se sustituye por el termino k, definido como la tasa maxima de utilizaci6n del substrata por unidad de masa de microorganismos: k=
ftm
Si se sustituye el termino k por el termino expresi6n que resulta es: ~"su
=
(8.7)
y
{t 111 /Y
en la Ecuaci6n 8.6, la
kXS K8 + S
(8.8)
Efectos del metabolismo endogene En los sistemas bacterianos que se emplean en el tratamiento biol6gico del agua residual, la distribuci6n de edades de las celulas es tal que no todas las celulas del sistema estan en la fase de crecimiento exponencial. Consecuentemente, la expresi6n de la tasa de crecimiento se debe corregir para tener en cuenta la energfa necesaria para el mantenimiento celular. Otros factores, tales como la muerte y la depredaci6n, tambien deben ser objeto de consideraci6n. Generalmente, estos factores se engloban en uno unico, y se supone que. la disminuci6n de la masa celular causada por ellos es proporcional ala concentraci6n de organismos presentes. En la literatura tecnica, ·esta disminuci6n se identifica como descomposici6n end6gena. El termino de la descomposici6n end6gena se puede fonnular de la siguiente manera: r,1 (descomposici6n end6gena) = -
kc~X
(8.9)
donde kc1 = coeficiente de descomposici6n end6gena, tiempo- 1 • X= concentraci6n de celulas, masa/unidad de volumen. Cuando la Ecuaci6n 8.9 se combina con las Ecuaciones 8.4 y 8.5, las expresiones que se obtienen para la tasa neta de crecimiento son: (8.10) (8.11)
donde
r~
= tasa neta de crecimiento bacteriano, masa/unidad de volumen.
PROCESOS BIOLOGICOS UNITARIOS
425
La expresi6n correspondiente para la tasa neta de crecimiento especffico viene dada por la Ecuaci6n 8.12, que es la misma que la expresi6n propuesta por Van Uden [39]: I
fl
=
flm
K s
s+ S
-
f.
~cl
(8.12)
don de !l' = tasa neta de crecimiento especffico, tiempo- 1• Los efectos de la respiraci6n end6gena sobre la producci6n neta de bacterias se tienen en cuenta al definir una producci6n observada de la siguiente manera [29,39]: Yobs
=
r'g
(8.13)
rsu
Efectos de Ia temperatura La dependencia de la temperatura de las constantes de la velocidad de la reacci6n biol6gica es muy importante a fin de asegurar la eficacia conjunta de un proceso de tratamiento biol6gico. La temperatura no s6Io influye en las actividades metab6licas de la poblaci6n microbiana, sino que tambien tiene un profunda efecto sobre factores tales como la velocidad de transferencia de gases y sobre las caracterfsticas de sedimentaci6n de los s6lidos biol6gicos. El efecto de la temperatura sobre la velocidad de reacci6n de un proceso biol6gico se suele expresar de la siguiente manera:
rT = r20 @(T-20)
(8.14)
donde rr = velocidad de reacci6n a T °C. r 20 = velocidad de reacci6n a 20 °C. e = coeficiente de actividad-temperatura. T =temperatura, en °C. En la Tabla 8-5 se presentan valores de tfpicos para los procesos biol6gicos mas utilizados. Esos valores no se deben confundir con los propuestos en el Capftulo 3 para la determinaci6n de la DBO.
Otras expresiones cineticas AI revisar las expresiones cineticas desarrolladas para describir el crecimiento de los microorganismos y la eliminaci6n de substrata, es importante recordar que estas expresiones son empfricas y que se usan para explicar e ilustrar los fen6menos que se producen, pero que no son las unicas expresiones existentes. Las expresiones que se incluyen a continuaci6n, tambien se han venido utilizando para describir la tasa de utilizaci6n del 'substrata:
426
INGENIERIA DE AGUAS RESIDUALES ~"su =
(8.15)
-k
l"su
= -kS
(8.16)
l"su
= -kXS
(8.17)
l"su
= -kX-
s
(8.18)
So
Tambien se han propuesto diversas expresiones para la tasa de crecimiento especffico (vease Ec. 8.3), entre las que cabe destacar las propuestas por Monod, Teissier, Contois, y Moser [26, 34]. El factor fundamental en la aplicaci6n de cualquier expresi6n cinetica es el analisis de un balance de masas. De este modo, mientras la expresi6n utilizada describa el fen6meno observado, no importa que no tenga relaci6n alguna con las expresiones que aparecen con mas frecuencia en la literatura. Tambien es importante destacar que no es re~omendable generalizar expresiones especfficas, deducidas a partir de datos o experiencias limitados, para cubrir una gran variedad de situaciones. TABLA 8-5
Coeficientes de temperatura-actividad para diversos procesos biol6gicos de tratamiento Valor de 0 Proceso
Aplicaci6n de Ia cinetica del crecimiento y de Ia eliminaci6n 'de substrata al tratamiento biol6gico ,'
Antes de proceder a la descripci6n individual de los diferentes procesos biol6gicos, es necesario explicar la aplicaci6n general de los principios cineticos de crecimiento biol6gico y de eliminaci6n de substrata. El prop6sito de este apartado es ilustrar: (1) el desarrollo de balances de substrata y de microorganismos, y (2) la predicci6n de las concentraciones de microorganismos y de substrata en el efluente. Para ello se considerara un proceso de tratamiento aerobio llevado a cabo en un reactor de mezcla completa sin recirculaci6n (vease Fig. 8-8). El esquema es e1 mismo que se empleara para e1 proceso de fangos activados sin recirculaci6n que se analizara en la Secci6n 8.7. Es interesante observar que elreactor de mezcla completa es basicamente igual que un quimiostato de los que se utilizanen los ensayos de laboratorio (vease Fig. 8-9).
PROCESOS BIOLOGICOS UNITARIOS
0, 5 0 - - - •
·J:---•
0, S, X
427
FIGURA 8-8 Representaci6n esquematica de un reactor de mezcla completa sin recirculaci6n.
X, \1, S
Deposito de media esteril
Entrada de a ire para Ia aireaci6n forzada y agitaci6n
-
Camara de crecimiento
Sif6n • de rebose
FIGURA 8-9 Esquema de un quimioestato de laboratorio Hpico [34).
Balances de masa de microorganismos y de substrato. Unbalance de masa para la masa de microorganismos del reactor de mezcla completa de la Figura 8-8 se puede escribir de la siguiente manera: 1.
Planteamiento general:
Velocidad de acumulaci6n de microorganismos dentro de los llmites del sistema
2.
=
Crecimiento neto
+ de microorganismos (8.19) dentro de los llmites del sistema
Planteamiento simplificado: Acumulaci6n
3.
Cantidad de Canlidad de microorganismos _ microorganismos que entran que salen en el sistema del sistema
=
Entrada - Salida+ Crecimiento neto
(8.20)
Representaci6n simb6lica:
dX dt
Vr = QX 0
-
QX
I
+ V,.r 0
(8.21)
donde dXjdt = tasa de crecimiento de microorganismos medida en terminos de masa (s61idos en suspensi6n volcltiles), masa de SSVjunidad de volumen · tiempo. V,. = volumen del reactor.
428
INGENIERIA DE AGUAS RESIDUALES
Q = caudal, volumen/tiempo. X 0 = concentraci6n de microorgartismos a la entrada del reactor,
masa de SSV/unidad de volumen.
X = concentraci6n de microorganismos en el efluente, masa de
SSV/unidad de volumen.
r~
= tasa neta de crecimiento de microorganismos, masa de SSVI unidad de volumen · tiempo.
En la Ecuaci6n 8.21 y expresiones subsiguientes derivadas de ella, la fracci6n vohitil del total de s6lidos biol6gicos en suspensi6n se usa como una aproximaci6n de la masa biol6gica activa. Este supuesto se basa en que la fracci6n vohitil se considera proporcional a la actividad de la masa microbiana en cuesti6n. A pesar de que se han empleado otras diversas medidas, tales como el contenido de nitr6geno, protefnas, ADN y ATP, se suele utilizar el contenido de s61idos en suspensi6n volatiles debido, fundamentalmente, a lo sencillo que resulta medirlos. Si se sustituye el valor de r~ de la Ecuaci6n 8.10 en la Ecuaci6n 8.21, resulta:. (8.22) donde S = concentraci6n de substrata en el efluente del reactor, mg/1. Si se supone que se puede despreciar la concentraci6n de microorganismos en el efluente, y que prevalecen las condiciones estacionarias (dX/dt = 0), la Ecuaci6n 8.22 se puede simplificar, y se obtiene: (8.23) donde 0 = tiempo de detenci6n hidraulica, V/Q. En la Ecuaci6n 8.23, el termino 1/0 corresponde a la tasa neta de crecimiento especffico (vease Ec. 8-12), y tambien se corresponde con el t6lmino 1/0c donde Oc es el tiempo de medio de retenci6n celular. En el campo del tratamiento de las aguas residuales, oc se puede definir como la masa de organismos presentes en el reactor dividida por la masa diaria de organismos eliminados del sistema. (En la Secci6n 8.7 se da una segunda definici6n comunmente empleada.) Para el reactor de la Figura 8-8, el valor de Oc viene dado por la siguiente expresi6n:
O=v,.x=v, c
QX
Q
(8.24)
Si se lleva a cabo un balance de substrata correspondiente al balance de masa de microorganismos de la Ecuaci6n 8.22, se obtiene la siguiente expresi6n:
PROCESOS BIOLOGICOS UNITARIOS
dS dt V,. = QSo - QS
+ V,.
( kXS ) Ks + S
429 (8.25)
En condiciones estacionarias (dSjdt = 0), la ecuaci6n que resulta es:
(So - S) donde
e(
kXS ) = 0 Ks+ S
(8.26)
e = V,./Q.
Concentraciones de microorganismos y de substrato en el efluente. Las concentraciones de microorganismos y de substrata en el efluente se pueden obtener de la siguiente manera: si se resuelve la Ecuaci6n 8.23 para el termino Sj(K + S), se sustituye la expresi6n resultante en la Ecuaci6n 8.26 y se simplifica empleando la Ecuaci6n 8.7, la concentraci6n de microorganismos en el efluente, en condiciones estacionarias, viene dada por:
Operando de manera amlloga, la concentraci6n de substrata en S= ·
Ks(1 + Oktl) O(Yk- k)1 cl
efluente es: (8.28)
Por lo tanto, se pueden emplear las Ecuaciones 8.27 y 8.28 para la predicci6n de las concentraciones de microoganismos y de substrata en el efluente si se conocen los valores de los coeficientes cineticos (vease Fig. 8-10). Es importante tener en cuenta que las concentraciones en el efluente que se obtienen al 1.000
100
0
:§"§,
800
gJE
~ul 600
~i
:§ ~ e"" +"Cl
2
•o
40o
"'-
k = 5 mg/mg·d K5 = 100 mg/1 y =0,5 kd = 0,05 d-1 S 0 = 1.000 mg/1
·c:; 60 40
200
t:
Ql Ql
'0
QlQ)
ga;
:§"'
20
u
"' "' w"
·c:; t;::
0 5
liempo medio de retenci6n celular, Be, d
FIGURA 8-10 Concentraci6n de residua en el efluente y eficacia de eliminaci6n respecto al tiempo media de retenci6n celular para un reactor de mezcla completa sin recirculaci6n
(0 =OJ
430
INGENIERIA DE AGUAS RESIDUALES
aplicar las ecuaciones aquf expuestas, se basan en un residuo soluble, y no tienen en cuenta la posible presencia de s6lidos en suspensi6n en el interior del reactor. Las concentraciones de substrato y de microorganismos presentes en los efluentes en la pnictica, dependen del funcionamiento y rendimiento de los tanques de sedimentaci6n. La producci6n observada, Yobso viene dada por la siguiente expresi6n: (8.29) La Ecuaci6n 8.29 se obtiene sustituyendo el valor de X que proporciona la Ecuaci6n 8.27 por el valor de r~ de la Ecuaci6n 8.13 y dividiendo por el termino (S 0 - S), lo cual corresponde al valor de ~"su expresado en unidades de concentraci6n.
8.6
PROCESOS BIOLOGICOS DE TRATAMIENTO
El objetivo de esta secci6n es introducir al lector los principales tipos de procesos de tratamiento biol6gicos que se han desarrollado para el tratamiento de las aguas residuales e identificar sus aplicaciones. En lo que resta del capftulo, se analizan los procesos de tratamiento biol6gico mas comunmente empleados para el tratamiento de las aguas residuales.
Definiciones utiles Los terminos que se definen a continuaci6n son de gran utilidad para comprender los conceptos en los que se basa el tratamiento biol6gico:
Procesos aerobios. Son los procesos de tratamiento biol6gico que se dan en presencia de oxfgeno. Procesos anaerobios. Procesos de tratamiento biol6gico que se dan en ausencia de oxfgeno. Desnitrificaci6n an6xica. Es el proceso por el cual el nitr6geno de los nitratos se transforma, biol6gicamente, en nitr6geno gas en ausencia de oxfgeno. Este proceso tambien se conoce con el nombre de desnitrificaci6n anaerobia. Eliminaci6n biol6gica de nutrientes. Tennino que se aplica a la eliminaci6n de nitr6geno y f6sforo mediante procesos de tratamiento biol6gico. Procesos .facultativos. Son los procesos de tratamiento biol6gico en los que los organismos responsables pueden funcionar en presencia o ausencia de oxfgeno molecular. Estos organismos se conocen con elnombre de organismos facultativos. Eliminaci6n de la DBO carbonosa. Es la conversi6n biol6gica de la materia carbonosa del agua residual en tejido celular y en diversos productos gaseosos. En la conversi6n, se supone que el nitr6geno presente en los diferentes compu~stos se convierte en amoniaco.
PROCESOS BIOLOGICOS UNITARIOS
431
Nitrificaci6n. Es el proceso biol6gico mediante el cual el amonfaco se transforma, primero en nitrito y posteriormente en nitrato. Desnitrificaci6n. Proceso biol6gico mediante el cual ,el nitrato se convierte en nitr6geno gas y en otros productos gaseosos. Substrata. Es el termino empleado para representar Ia materia organica o los nutrientes que sufren una conversi6n o que pueden constituir un factor limitante en el tratamiento biol6gico. Por ejemplo, Ia materia organica carbonasa presente en el agua residual es el substrata objeto de conversi6n en el tratamiento biol6gico. Procesos de cultivo en suspension. Son los procesos de tratamiento biol6gico en los que los microorganismos responsables de Ia conversi6n de Ia materia organica u otros constituyentes del agua residual en gases y tejido celular, se mantienen en suspensi6n dentro del lfquido. Procesos de cultivo fijo. Son los procesos de tratamiento biol6gico en los que los microorganismos responsables de Ia conversi6n de Ia materia organica u otros constituyentes del agua residual en gases y tejido celular estan fijados a un medio inerte, tal como piedras, escorias, o materiales ceramicos y plasticos especialmente diseiiados para cumplir con esta funci6n. Los procesos de cultivo fijo tambien se conocen con el nombre de procesos de pelfcula fija.
Procesos de tratamiento biol6gico Los principales procesos biol6gicos aplicados al tratamiento de las aguas residuales se recogen en Ia Tabla 8-6. Existen cinco grupos principales: procesos aerobios, procesos anaerobios, procesos an6xicos, procesos aerobios, anaerobios y an6xicos combinadas, y los procesos de lagunaje. Los procesos individuales se pueden dividir, a su vez, dependiendo de si el tratamiento se lleva a cabo en sistemas de cultivo en suspensi6n, en sistemas de cultivo fijo, o en sistemas resultantes de Ia combinaci6n de ambos. Se debe hacer constar que todos los procesos biol6gicos que se emplean en el tratamiento del agua residual, como se muestra en Ia Tabla 8-6, tienen su origen en fen6menos y procesos que se producen en Ia naturaleza. Los ciclos aerobios y anaerobios, mostrados en las Figuras 8-11 y 8-12 respectivamente, son ejemplos tfpicos. La descomposici6n de los residuos se puede acelerar mediante el control del medio ambiente y el entorno de los microorganismos. El proceso de tratamiento biol6gico consiste en el control del medio ambiente de los microorganismos, de modo que se consigan condiciones de crecimiento 6ptimas.
Aplicaci6n de los procesos de tratamiento biol6gico Las principales aplicaciones de estos procesos, tambien indicadas en Ia Tabla 8-6, son: (1) Ia eliminaci6n de la materia organica carbonosa del agua residual, normalmente medida como DBO, carbono organico total (COT), o demanda qufmica de oxfgeno (DQO); (2) nitrificaci6n; (3) desnitrificaci6n; (4)
+::>
TABLA 8-6
c.l
1\)
Principales procesos biol6gicos utilizados en el tratamiento del agua residual Tipo
Procesos aerobios: Cultivo en suspension
Cultivo fijo
Procesos combinadas
Nombre comun
Aplicaci6n •
Vease Secci6n
z
G)
m m
z Proceso de fangos activados Convencional (flujo en piston) Mezcla completa Aireacion graduada Oxfgeno puro Reactor intermitente secuencial Contacto y estabilizacion Aireaci6n prolongada Canales de oxidacion Tanques profundos (30,0) Deep shaft Nitrificacion de cultivos en suspension Lagunas aireadas Digestion aerobia Aire convencional Oxfgeno puro Filtros percoladores Baja carga Alta carga Filtros de desbaste Sistemas biologicos rotativos de contacto (RBC) Reactores de !echo compacta Biofiltros activados Filtros percoladores con contacto de s6lidos, procesos de fangos activados con biofiltros, proceso de filtros percoladores y fangos activados en serie
Eliminacion de Ia DBO carbonosa (nitrificacion)
8-7, 10-1, 10-2, 10-3
::D )>
0
m )>
G)
c
)> (f)
::D
m
(f)
ac
)>
Nitrificacion Eliminacion de Ia DBO carbonosa (nitrificacion) Estabilizacion, eliminaci6n de Ia DBO carbonosa
8-11, 11-6 8-7 8-7, 12-9
Eliminacion de Ia DBO carbonosa, nitrificacion
8-8, 10-5
Eliminacion de Ia DBO carbonosa Eliminaci6n de Ia DBO carbonosa (nitrificaci6n)
8-8, 10-5 8-8, 10-6
Eliminacion de Ia DBO carbonosa (nitrificaci6n) Eliminacion de Ia DBO carbonosa (nitrificacion)
10-7
8-8
r
m
(f)
Procesos an6xicos: Cultivo en suspension Cultivo fijo Procesos anaerobios: Cultivo de suspension
Cultivo fijo
Desnitrificacion con cultivo en suspension Desnitrificacion de pelfcula fija Digestion anaerobia Baja carga, una etapa Alta carga, una etapa Doble etapa Proceso anaerobio de contacto Manto de fango anaerobio de flujo ascendente Filtro anaerobio Lecho expandido
Procesos anaerobios, an6xicos o aerobios combinadas: Cultivo de suspension Procesos de una o varias etapas, multiples procesos patentados Procesos de una o varias etapas Procesos combinadas: cultivo fijo y en suspension Lagunas aerobias Procesos en estanques Estanques de maduracion (terciarios) Estanques facultativos Estanques anaerobios
a
Desnitrificacion
8-11, 11-7
Desnitrificacion
8-11
Estabilizacion, elirninacion de Ia DBO carbonosa Estabilizacion, elirninacion de Ia DBO carbonosa Estabilizacion, elirninacion de Ia DBO carbonosa Elirninacion de Ia DBO carbonosa Elirninacion de Ia DBO carbonosa
8-9 8-9
Eliminacion de Ia DBO carbonosa, estabilizacion de residuos (desnitrificacion) Elirninacion de Ia DBO carbonosa, estabilizacion de residuos
8-10
""0
8-10
0 0 m (f) 0
Eliminacion de Ia DBO carbonosa, nitrificacion, desnitrificacion y elirninacion de fosforo Elirninacion de Ia DBO carbonosa, nitrificacion, desnitrificacion, elirninacion de fosforo Elirninacion de Ia DBO carbonosa Eliminacion de Ia DBO carbonosa (nitrificaciori) Elirninacion de Ia DBO carbonosa Elirninacion de Ia DBO carbonosa (estabilizacion de residuos)
8-11, 11-9
JJ
(f)
La principal aplicaci6n se presenta en primer Iugar; entre panlntesis se exponen otros usos.
8-11
OJ
6r 0
G)
0 8-12, 8-12, 8-12, 8-12,
10-8 10-8 10-8 10-8
0
(f)
c
z
~
JJ
6
(f)
~
w w
.;:.. .;:..
Ambiente. atmosferico
cu
C02
H2 S
t
z (j)
1.Amoniaco
m iii :D 5> 0 m
2.C0 2
z
3.H 2 S ~
Productos iriiciilles
~ c &'; :D
m (/)
Preduetes } intermedies. .
1. Nitrates 2. C02 3. A2ufre
i5
,..-- C02
c
)>
r
m
(/)
1. Proteinas 2. Grasas 3. Carbohidratos
Preductcis firiafes estabilizades ~
·.
c·r~~~
C02 .
02
1. Nitrates
2.C0 2 3. Sulfates
N2
FIGURA 8·11 El ciclo aerobic en Ia naturaleza.
C02
~:~;s
]
1.Amoniaco 2. C02
1. Proteinas 2. Grasas
3. Awfre
C02 NHa Gases dela
-u JJ
0 () m (/) 0 (/)
OJ
0r 0
(j)
0 0
(/)
1. Grasas 2. Proteinas 3. Carbohidratos
··Vida vegetal "'.
-._•..-.·.t--:·_·· .
"
-.n·. ·. ·. . .. .
.
1. Amoniaco, C0 2 2. Humus, CH 4 3. Sulfuros
..
FIGURA 8-12 El ciclo anaerobic en Ia naturaleza.
l C02 NH2··
c
z
~
JJ
0(/) ~ (,)
c.n
436
INGENIERIA DE AGUAS RESIDUALES
eliminaci6n de f6sforo, y (5) estabilizaci6n de fangos. En lo que resta de este capitulo se pondni especial enfasis en la eliminaci6n de la materia carbonosa, ya sea mediante procesos aerobios o anaerobios. La nitrificaci6n, la desnitrificaci6n y la eliminaci6n del f6sforo son objeto de un estudio mas profundo en el· Capitulo 11, mientras que la estabilizaci6n de fangos se aborda en el Capftulo 12.
8.7 PROCESOS DE TRATAMIENTO AEROBIO DE CUL TIVO EN SUSPENSION Los principales procesos de tratamiento biol6gico de cultivo en suspensi6n empleados para la eliminaci6n de la materia organica carbonosa son: (1) el proceso de fangos activados; (2) las lagunas aireadas; (3) el reactor de flujo discontinuo secuencial, y (4) el proceso de digesti6n aerobia. De todos ellos, el proceso de fangos activados es, con mucho, el mas ampliamente empleado en el tratamiento secundario de las aguas resid.uales domesticas, raz6n por la cual en esta secci6n se prestara especial atenci6n a su estudio. En la Secci6n 8.11, que trata la eliminaci6n biol6gica de nutrientes, se estudiara la nitrificaci6n con cultivo en suspensi6n.
Proceso de fangos activados Este proceso fue desarrollado en Inglaterra en 1914 por Ardern y Lockett [3], y su nombre proviene de la producci6n de una masa activada de microorganismos capaz de estabilizar un residuo por via aerobia. En la actualidad, existen muchas versiones del proceso original, pero son todas fundamentalmente iguales. El sistema que se ilustra en la Figura 8-13 es el sisterria de fangos activados con reactor de mezcla completa. En la Tabla 8-10 se citan otros sistemas de fangos activados cuyo estudio se aborda en el Capftulo 10. Descripci6n del proceso. Desde el punto de vista del funcionamiento, el tratamiento biol6gico de aguas residuales mediante el proceso de fangos activados se suele llevar a cabo utilizando un diagrama de flujo como el de la Figura 8-13. El residuo organico se introduce en un reactor, donde se mantiene un cultivo bacteriano aerobio en suspensi6n. El contenido del reactor se conoce con el nombre de «lfquido mezcla». En el reactor, el cultivo bacteriano lleva a cabo la conversi6n en concordancia general con la estequiometrfa de las · Ecuaciones 8.30 y 8.31.
Oxidaci6n y sfntesis: COHNS (materia org
. bactcrias C C N d li j + 0 2 + nutnentes - - + 0 2 + NH 3 + 5 H 7 0 2 + otros pro uctos ma es (nuevas cclulas bactcrianas)
(8.30)
PROCESOS BIOLOGICOS UNITARIOS
437
Respiraci6n end6gena: C 5 H 7 N0 2
bnctcrins
+ 5 0 2 - > 5 C0 2 + 2 H 2 0 + NH 3 ,+ energfa
(cclulns) 113
160
I
1,42
(8.31)
En estas ecuaciones, COHNS representa la materia organica del agua residual. A pesar de que la reacci6n de la respiraci6n end6gena conduce ala formaci6n de productos finales relativamente sencillos y al desprendimiento de energfa, tambien se forman algunos productos organicos estables. A partir de la Ecuaci6n 8.31 se puede observar que si todas las celulas se oxidan por completo, la DBO ultima de las celulas equivale a 1,42 veces el valor de la concentraci6n de celulas.
Deposito de _ _ _._.. .residuos ·
a,So---• ; Reactor ·
X, V,, S
a., s, x•
·t- __a,,;__,;,_s____. X,,
(a)
·Deposito · de _ _ _._.. ·. residuos•
•a,S0 - - -... · Reactor
X, V,,S
a., S, X
0
a,, x,, s
(b)
FIGURA 8-13
Esquema de un reactor de mezcla completa con recirculaci6n celular y purga: (a) desde el reactor, y {b) desde Ia lfnea de recirculaci6n.
El ambiente aerobio en el reactor se consigue mediante el uso de difusores ode aireadores mecanicos, que tambien sirven para mantener ellfquido mezcla en estado de mezcla completa. AI cabo de un periodo determinado de tiempo, la mezcla de las nuevas celulas con las viejas se conduce hasta un tanque de sedimentaci6n para su separaci6n del agua residual tratada. Una parte de las celulas sedimentadas se recircula para mantener en el reactor la concentraci6n
438
INGENIERIA DE AGUAS RESIDUALES
de celulas deseada, mientras que la otra parte se purga del sistema (vease Fig. 8-13b). La fracci6n purgada corresponde al crecimiento de tejido celular, r~ (vease Ec. 8.11), asociado a un agua residual determinada. El nivel al que se debe mantener la masa biol6gica depende de la eficacia deseada en el tratamiento y de otras consideraciones relacionadas con la cinetica del crecimiento. En la Tabla 10-5 del Capitulo 10 se citan las concentraciones de microorganismos mantenidas en varios sistemas de tratamiento de fangos activados. Para proyectar un sistema de fangos activados correctamente y con las debidas garantfas de buen funcionamiento, es necesario comprender la importancia de los microorganismos dentro del sistema. En la naturaleza, el papel clave de las bacterias es descomponer la materia organica producida por otros organismos vivos. En el proceso de fangos activados, las bacterias son los microorganismos mas importantes, ya que son los causantes de la descomposici6n de la materia organica del afluente. En el reactor, o tanque de aireaci6n, las bacterias aerobias o facultativas utilizan parte de la materia organica del agua residual con elfin de obtener energfa para la sfntesis del resto de la materia organica en forma de celulas nuevas, como se muestra en la Figura 8-1. En realidad, s6lo una parte del residuo original se oxida a compuestos de bajo contenido energetico tales como el N03, el S04 2 o el C0 2 ; el resto se sintetiza en forma de materia celular. Los productos intennedios que se forman antes de producirse los productos finales de oxidaci6n son muy diversos, algunos de los cuales se muestran en el termino de la derecha de la Ecuaci6n 8.30. En general, las bacterias que intervienen en el proceso de fangos activados incluyen los generos Pseudomonas, Zoogloea, Achromobacter, Flavobacterium, N acardia, Bdellovibrio, Mycobacterium, y las dos bacterias nitrificantes mas comunes, los Nitrosomas y las Nitrobacter [13,14]. Adicionalmente, se pueden presentar diversas formas filamentosas tales como la Sphaerotilus, Begiatoa, Thiothrix, Lecicothrix, y Geotrichum [13, 14]. En tanto que las bacterias son los microorganismos que realmente degradan el residuo organico del afluente, las actividades metab6licas de otros microorganismos son, iguahnente, importantes en el sistema de fangos activados. Por ejemplo, los protozoos y rotfferos ejercen una acci6n de refino de los efluentes. Los protozoos consumen las bacterias dispersas que no han floculado y los rotfferos consumen cualquier partfcula biol6gica pequefia que no haya sedimentado. Por otro lado, del mismo modo que es importante que las bacterias descompongan el residuo organico tan pronto como sea posible, tambien lo es el que fonnen un fl6culo adecuado, puesto que este punto constituye un requisito previo para la separaci6n de los s6lidos biol6gicos en la instalaci6n de sedimentaci6n. Se ha observado que cuando se aumenta e1 tiempo medio .de retenci6n celular mejoran las caracterfsticas de sedimentaci6n del fl6culo bio16gico. En el caso de aguas residuales domesticas, los tiempos medios de retenci6n celular necesarios para conseguir una buena sedimentaci6n oscilan entre 3 y 4 dfas. En la Tabla 10-5 se indican unos valores tfpicos de los tiempos medios de retenci6n celular empleados en el proyecto y funcionamiento de diversos procesos de fangos activados. Microbiologfa del proceso.
PROCESOS BIOLOGICOS UNITARIOS
439
Aunque se obtenga una excelente formaci6n de fl6culos, el efluente del sistema podrfa tener un alto contenido de s61idos biol6gicos, como consecuencia de un mal diseiio de la unidad de sedimentaci6n secundaria, mal funcionamiento de los dispositivos de aireaci6n, o por la presencia de organismos filamentosos como el Sphaerotilus, los E. coli u bongos [14, 17, 42]. Estos temas se tratan'in mas adelante en este capitulo, y se analizan con mayor profundidad en el Capitulo 10. Analisis del proceso: Reactor de mezcla completa con recirculaci6n. En el sistema de mezcla completa, que se ilustra de forma esquematica en la Figura 8-13 yen lafotograffa de la Figura 8-14, elliquido del reactor se mezcla completamente, y se supone que el contenido de microorganismos en el agua que entra al reactor es nulo. Como se mtiestra en la Figura 8-13, la unidad de separaci6n de s6lidos (tanque de sedimentaci6n) en la que se separan las celulas del reactor para su posterior recirculaci6n, es una parte integral del proceso de fangos activados. Debido a la presencia de esta unidad de separaci6n de s6lidos, Ia elaboraci6n de un modelo cinetico para describir este sistema precisa de dos hip6tesis adicionales:
La estabilizaci6n de los residuos por parte de los microorganismos se produce unicamente en el reactor. Esta hip6tesis conduce a un modelo conservativo (en algunos sistemas se puede producir cierto grado de estabilizaci6n de los residuos en la unidad de sedimentaci6n). 2. El volumen utilizado al calcular el tiempo medio de retenci6n celular del sistema s6lo incluye el volumen del reactor. 1.
FIGURA 8-14 Reactor tfpico de mezcla completa con aireador de superficie.
440
INGENIERIA DE AGUAS RESIDUALES
En efecto, se supone que el tanque de sedimentaci6n sirve como dep6sito desde el que se recirculan los s6lidos para mantener un nivel determinado de estos en el tanque de aireaci6n. Si el sistema es tal que no se cumplen estas hip6tesis, es necesario introducir modificaciones en el modelo propuesto. Por ejemplo, en sistemas de fangos activados con oxfgeno puro, se ha demostrado que mas del 50 por 100 de los s6lidos totales del sistema pueden estar presentes en el tanque de sedimentaci6n secundaria. Este tema se considera con mayor profundidad y detalle, tanto en la discusi6n que sigue como en el Capitulo 10. El tiempo medio de retenci6n hidraulica del sistema, 05 , se define como: 0 s
=
Vr
Q
= V,. + Vs Q
(8.32)
donde Vr = volumen del reactor+ volumen del tanque de sedimentaci6n. Q =caudal afluente. V,. = volumen del reactor. Vs = volumen del tanque de sedimeritaci6n. El tiempo medi.o de retenci6n hidraulica del reactor, 0, se define como:
e = v;. Q
(8.33)
donde V, = es el volumen del reactor. Para el sistema de la Figura 8-13a, el tiempo medio· de retenci6n celular Oc, definido como la masa de microorganismos del reactor dividida por la masa diaria de microorganismos purgada del sistema, viene dado por la siguiente expresi6n: (8.34)
donde Qw = caudal dellfquido que contiene las celulas biol6gicas que hay que purgar del sistema (en este caso, del reactor). Qe = caudal de lfquido efluente de la unidad de separaci6n. Xe = concentraci6n de microorganismos en el efluente de la unidad de separaci6n de s6lidos. Para el sistema de la Figura 8-13b, el tiempo medio de retenci6n celular viene dado por la siguiente expresi6n: (8.35)
PROCESOS BIOLOGICOS UNITARIOS
donde X, Q~v
441
concentraci6n de microorganismos en la linea de recirculaci6n de fangos. = tasa de purga de celulas desde el caudal de recirculaci6n. =
Es conveniente hacer menci6n del hecho de que, a menudo, en la literatura ~·eferente a este tema, el valor de ec se suele calcular considenindo la masa total de microorganismos contenidos, tanto en el reactor como en el tanque de sedimentaci6n. Ambos metodos son aceptables, mientras se especifique con claridad las bases de calculo empleadas. Comparando la Ecuaci6n 8.34 o la 8.35 con las Ecuaciones 8.32 y 8.33, se puede apreciar que para un volumen dado del reactor, el valor de Oc es independiente tanto de 0 como de 08 • Sin embargo, en la practica, ec no puede ser totalmente independiente de los valores de 0 y 08 • Los factores que relacionan ec· con 0 y Os se trataran mas adelante. En relaci6n con la Figura 8-13a, se puede escribir un balance de masas para los microorganismos del sistema global de la siguiente manera: 1.
Planteamiento general:
Velocidad de acumulaci6n de microorganismos dcntro de los lfmites del sistema
2.
Cantidad de
Cantidad de
= microorganismos _ microorganismos que entran en el sistema
que salen del sistema
Crecimiento neto
+ de microorganismos (8.36) dentro de los lfmites del sistema
Sustituyendo la Ecuaci6n 8.11 por la tasa de crecimiento y suponiendo que la concentraci6n de celulas en el afluente es nula y que prevalecen condiciones estacionarias (dXjdt = 0), se obtiene: (8.39) El termino de la izquierda de la Ecuaci6n 8.39 representa el inverso del tiempo medio de retenci6n celular definido anterionnente (vease Ec. 8.34). Empleando la Ecuaci6n 8.35, la Ecuaci6n 8.39 se puede simplificar y rem·denar para obtener: ~'su
- Y - -k X
(8.40)
442
INGENIERIA DE AGUAS RESIDUALES ~'su
El termino
se determina por medio de la siguiente expresi6n:
~'su donde (S 0
-
Q
= - V,. (S 0
-
S)
=-
s0 - s O
(8.41)
S) = cantidad de substrata utilizada, mg/1. = concentraci6n de substrata en el afluente, mg/1. S = concentraci6n de substrata en el efluente, mg/l. = tiempo de detenci6n hidntulica, d.
S0
e
La concentraci6n de microorganismos en el reactor, X, se puede obtener sustituyendo la Ecuaci6n 8.41 en la 8.40 y despejando el valor de X: (8.42) Haciendo un balance del substrata, se obtiene que la concentraci6n de substrata en el efluente es: (8.43) Es conveniente resaltar la igualdad existente entre la Ecuaci6n 8.43 y la Ecuaci6n 8.28, que se desarrol16 para un reactor de mezcla completa sin recirculaci6n. La ecuaci6n correspondiente para la producci6n observada en un sistema con recirculaci6n es la misma que la Ecuaci6n 8.29, sustituyendo 0 por ec 0 oct como se muestra a continuaci6n: (8.44)
Relaciones para el disefio y control del proceso. A pesar de que las Ecuaciones 8.42 y 8.43 pueden ser utiles para predecir los efectos de los diferentes cambios que puedan producirse en el sistema, presentan cierta dificultad para su aplicaci6n para el disefio debido a la cantidad de constantes incluidas en las mismas. Por esta raz6n se han desarrollado relaciones mas practicas para el disefio del proceso. Las relaciones que hay que considerar en esta discusi6n incluyen la tasa de utilizaci6n especffica, el tiempo medio de retenci6n celular, y la relaci6n alimento-microorganismos. La relaci6n entrda tasa de utilizaci6n especffica y el tiempo medio de retenci6n celular es, asimismo, analizada. En la Ecuaci6n 8.40, el termino (- ~'su/X) se conoce como la tasa de utilizaci6n especffica del substrata, U. Empleando la definici6n de ~'su dada en la Ecuaci6n 8.41, la tasa de utilizaci6n especffica se puede calcular de la sigt.~iente manera:
PROCESOS BIOLOGICOS UNITARIOS
U=
l'su
--= X
So - S
ex
Q S0 - S =--=---
v,. x
443
(8.45)
Si se sustituye el termino U por (rsu/X) en la Ecuaci6n 8.35, la ecuaci6n que resulta es: 1
e=
YU- kc~
(8.46)
c
De la Ecuaci6n 8.46 se puede observar que lfOc, la tasa neta de crecimiento especffico, y U, la tasa de utilizaci6n especffica, est:in directamente relacionadas. Para determinar la tasa de utilizaci6n especffica, U, es necesario conocer el substrata utilizado y la masa de microorganismos que interviene en esta utilizaci6n. El substrata utilizado se puede obtener como la diferencia entre la DQO o la DB0 5 a la entrada y a la salida del sistema. La dificultad de la evaluaci6n de la masa activa de microorganismos es el principal problema, yes la raz6n que suele hacer poco pnictico el uso del parametro U como parametro de control. Si se emplea el valor de ec como parametro de control del tratamiento, no es necesario determinar la cantidad s6lidos biol6gicos activos contenidos en el sistema, ni evaluar la cantidad de alimento utilizado. El uso de ec se basa, simplemente, en el hecho de que, para controlar la tasa de crecimiento y por lo tanto el grado de estabilizaci6n del residua, es necesario purgar cada dfa un porcentaje determinado de la masa celular del sistema. Por lo tanto, si para alcanzar un determinado nivel de tratamiento se necesita un valor de 10 dfas, ello implica que cada dfa es necesario purgar el 10 por 100 de la masa celular de todo el sistema. En el sistema de mezcla completa con recirculaci6n, la purga de las celulas se puede realizar en el conducto de recirculaci6n al reactor o, directamente, del lfquido mezcla. Si se hace directamente en el reactor y se considera que la concentraci6n de s6lidos en "e1 efluente es despreciable, s6lo es necesario conocer los valores de Q"' y Vr para detenninar el valor de ec mediante la Ecuaci6n 8.34. Por lo tanto, la purga de celulas, mediante este procedimiento, proporciona un metoda directo para la medida y el control de ec. En la practica, para obtener un fango mas concentrado, lo que se hace es purgar fango desde el conducto de recirculaci6n. Suponiendo que el valor de Xc sea muy pequeno, la Ecuaci6n 8.35 se puede reescribir en la forma: (8.47) Por lo tanto, la purga desde el conducto de recirculaci6n precisa el conocimiento de la concentraci6n de microorganismos, tanto en el lfquido mezcla como en el fango de recirculaci6n.
444
INGENIERIA DE AGUAS RESIDUALES
Un termino que esta fntimamente ligado a la tasa de utilizaci6n ·especffica, U, y que se usa habitualmente en la pnictica como panimetro de disefio y de
control es la relaci6n alimento-microorganismos (F/M), que se define como:
F/M=~ OX
(8.48)
Los terminos U y (F/M) estan relacionados por el rendimiento del proceso en la forma: U = (F/M)E
(8.49)
100
donde E es el rendimiento del proceso, cuya definici6n es la siguiente: E=
s0 - s So
X
100
(8.50)
donde E = rendimiento del proceso, porcentaje. S0 = concentraci6n de substrata en el afluente. S = concentraci6n de substrata en el efluente. La aplicaci6n de estas relaciones al disefio de los procesos se ilustra en el Ejemplo 8-1. Ejemplo 8-1. Analisis del proceso de fangos· activados. Se desea tratar un residuo organico con una DB0 5 soluble de 250 mg/1 mediante un proceso de fangos activados de mezcla completa. La DB0 5 del efluente debe ser inferior a 20 mg/1. Sup6ngase que Ia temperatura es de 20 oc, el caudal es de 0,25 m 3/s, y que son de aplicaci6n las siguientes condiciones: 1. 2. 3.
4. 5. 6.
7.
8.
Los s61idos suspendidos volatiles del afluente al reactor son despreciables. Concentraci6n del fango de retorno = 10.000 mg/1 de s6lidos en suspensi6n = 8.000 mg/1 de s6lidos suspendidos volatiles. S6lidos suspendidos volatiles en el lfquido mezcla (SSVLM) = 3.500 mg/1 = 0,8 x SSLM totales. Tiempo medio de retenci6n celular: Oc = 10 dfas. Regimen hidraulico del reactor= me~cla completa. r/ 'J . . . kilos de celula fv
d -: :
PROCESOS BIOLOGICOS UNITARIOS
445
Soluci6n
1. Estimar Ia DB0 5 soluble del efiuente: DB0 5 del efiuente = DB0 5 soluble del afiuente que escapa al tratamiento + DB0 5 de los s6lidos en suspensi6n del afiuente 20 = s + 20(0,65) (1,42) (0,68) S = 7,4 mg/1 de DB0 5 soluble La eficacia del tratamiento biol6gico, analizada en terminos de DB0 5 , es:
Es
=
250- 7,4 (100) = 97% 250
La eficacia conjunta de Ia planta es
=
Econjunta
2.
250- 20 (100) 250
= 92%
Calcular el volumen del· reactor. El volumen del reactor se puede deterrHinar empleando la Ecuaci6n 8.42 sustituyendo V/Q por () y reordenando Ia ecuaci6n de Ia siguiente manera:
XV=
3.500 mg/1 (V m
3
) _
-
YQ() (S - S) c
1+
o
ktl()c
0,65(21.600 m 3 /d) (10 d) (250 mg/1 - 7,4 mg/1) 1 + (0,06/d)(10 d) V = 6.082,3 m 3
3.
Calcular !a masa de fango producido a) La producci6n observada es: 0,65
y Yobs
b)
= (1 + ktl()c) = 1 + 0,06(10) = 0,406
La producci6n de biomasa es: Producci6n de biomasa, kg SSV/dfa
= Y mgjmg[(S 0 =
4.
S) mg/1] [Q m 3 /s] [86400 s/d][[1/1090 kg/g] (0,406)(250 - 7,4)(0,25)(86.400)(1/1.000) = 2.127 kg SS/d -
Calculo de !a biomasa purgada, tanto si se purga del reactor (Fig. 8-13a) como si se purga de Ia conducci6n de recirculaci6n (Fig. 8-13b). Es necesario tener en cuenta los s6lidos que se pierden en el efiuente de la planta (vease el comentario que figura al final del problema). Sup6ngase tambien que Qc = Q y que los SSV en el efiuente son 16 mg/1 (0,80 x 20 mg/1). a) Determinar el caudal purgado desde el reactor empleando la Ecuaci6n 8.34:
446
INGENIERIA DE AGUAS RESIDUALES
3
= 509 mYeL-
Qw b)
(6.082,3 m 3 )(3.500 mg/1) (Qw m /d)(3.500 mg/1) + (21.600 m 3/d)(16 mg/1)
=
10
Caudal purgado desde Ia conducci6n de retorno:
10
=
(6.082,3) (3.500 mg/1) . (Qw m 3/d)(8.000 mg/1) + (21.60 m 3/d)(16 mg/1) .
Q;,. = 222,9 m 3/d N6tese que en ambos casos, el peso del fango purgado es el mismo (2.127 kg de ssv/d), y que ambos metodos de purga proporcionan un valor de 10 dfas. 5.
Calcular la relaci6n de recirculaci6n haciendo un balance de masa respecto a! reactor despreciando los s6Iidos suspendidos del afluente: Concentraci6n de SSV en el aireador = 3.500 mg/1 Concentraci6n de SSV en el retorno = 8.000 mg/1 3.500(Q
+ Q.) = 8.000(Q.)
Q,. = R = 078 Q ' 6.
Calcular el tiempo de detenci6n hidniulica del reactor: 6.082,3 m 3 TRH = Q = 1. m /d = 0,28 d = 6,7 hr 2 600 3 V
7. · Comprobar Ia tasa de utilizaci6n especffica de substrato y el factor de carga volumetrica: a)
La carga volumetrica, expresada como kg DB0 5 /m 3 es: CV = (S 0 mg/I)(Q m 3/d)(1/10 6 kg/mg)(l.OOO Ijm 3 ) (Vm 3 )
PROCESOS BIOLOGICOS UNITARIOS
=
250(21.600) (1/1.000) 6.082, 3
447
. .. d I = 0,8 87 kg DB0 5 ap1tea am 3 ,. ct
Comentario. Si no se tiene en cuenta los s6lidos del efluente en el momento de calcular el caudal purgado, el valor real del tiempo medio de retenci6n sera inferior a! valor de proyecto. En este ejemplo, si se despreciaran los s6lidos volatiles del efluente, el tiempo medio de retenci6n celular rondarfa los 8,5 dfas.
Eficacia y estabilidad del proceso. En este apartado se estudiahin en mayor profundidad los efectos de la cinetica, comentados anterionnente, sobre la eficacia y estabilidad del sistema ilustrado en la Figura 8-13. Como se vio en la Ecuaci6n 8.46, la tasa de crecimiento neta de microorganismos, 1/0c, estaba directamente relacionada con U, la tasa de utilizaci6n especffica. Combinando las Ecuaciones 8.45 y 8.26, se puede ver que: kS U=--Ks + S
(8 . 51)
relaci6n a partir de la cual se puede obtener la siguiente ecuaci6n: S= UKS k- u
(8.52)
Para un efluente y comunidad biol6gica dados, y para un conjunto determinado de condiciones ambientales, quedan fijados los valores de los coeficientes Y, k, Ks y ktl. (Es importante hacer menci6n del hecho de que la gran variabilidad que presenta la composici6n de las aguas residuales domesticas puede invalidar su tratamiento como un unico tipo de residuo a la bora de evaluar los coeficientes cineticos). Para valores determinados de estos coeficientes, la concentraci6n de residuo en el efluente del reactor es funci6n directa de Oc o de U, como muestra la Ecuaci6n 8.51. Fijando el valor de uno de estos tres panl.metros, no s6lo se fija el valor de los otros dos, sino que tambien se determina la eficacia y el rendimiento del proceso biol6gico de estabilizaci6n de los residuos. La Figura 8-15 ilustra las representaciones graficas de las Ecuaciones 8.42 y 8.43 para un sistema de mezcla completa con recirculaci6n con un crecimiento especffico determinado. Como se puede ver, la concentraci6n del efluente y el rendimiento del proceso estan directamente relacionados con el valor de Oc. A partir de la Figura 8-15, tambien se puede apreciar que existe un cierto valor de Oc por debajo del cual no se produce estabilizaci6n alguna del residuo. Este valor crftico de Oc se conoce con el nombre de tiempo medio de retenci6n celular mfnimo 0~. Flsicamente, 0~ es el tiempo de retenci6n para el cual las celulas se extraen o son eliminadas del sistema por arrastre antes de que se puedan reproducir. El tiempo medio de retenci6n mfnimo se puede calcular mediante la Ecuaci6n 8.53, obtenida a partir de las Ecuaciones 8.39, 8.6 y 8.7.
448
INGENIERIA DE AGUAS RESIDUALES
100 Ql
'iii'
vi
ic:
80 - - Flujo en piston - - Tanque agitado de flujo continuo
0,8 1;0 1,2 1,4 Tiempo medio de retenci6n celular, Oc, d
"'c:
I~
Qi Ql
"0
20
"'
'(3
"'u
~
c:
c::
·o
'(3
0 ::J "0
u
~
0
a. uj'
Ql
1: Ql
1: Ql
0 1,6
~
FIGURA 8-15 Concentraci6n de residuo en el efluente y eficacia de eliminaci6n respecto al tiempo medio de retenci6n celular para reactores de mezcla completa y de flujo en piston con recirculaci6n.
Es conveniente 1i1encionar el hecho de que cuando se produce una eliminaci6n por arrastre de las celulas, coinciden las concentraciones del afluente, S0 , y del efluente, S. (8.53) En el tratamiento de aguas residuales, los casos en los que S0 es mucho mayor que Ks son muy abundantes, de modo que se puede reescribir la Ecuaci6n 8.46 para obtener: (8.54) Las Ecuaciones 8.53 y 8.54 se pueden emplear para determinar el tiempo medio de retenci6n celular mfnhno, 0~1 . Los valores tfpicos de los coeficientes cineticos que se pueden emplear para determinar el valor de 0~1 se muestran en la Tabla 8-7. Evidentemente, los sistemas de tratamiento biol6gico no se deben proyectar con valores de iguales a 0~1 • Para asegurar un tratamiento adecuado, los sistemas de tratamiento biol6gico se suelen proyectar y hacer funcionar cm1 valores de 2 a 20 veces e:1 . En efecto, la relaci6n entre ec y e~ se puede considerar como un factor de seguridad del proceso FS [19].
e
FS = O;I c
(8.55)
PROCESOS BIOLOGICOS UNITARIOS
449
Flujo en piston con recirculaci6n. El sistema de flujo en pist6n con recirculaci6n celular, mostrado de forma esquematica en la Figura 8-16 yen la fotograffa de la Figura 8-17, se puede emplear para modelar ciettas formas del proceso de fangos activados. La caracterfstica que distingue este sistema con recirculaci6n es que el regimen hidraulico del reactor es del tipo de flujo en pist6n. En un modelo de flujo en pist6n verdadero, todas las partfculas que entran en el reactor permanecen en el interior del mismo durante identico periodo de tiempo. Debido a la recirculaci6n, algunas partfculas pueden pasar por el reactor en mas de una ocasi6n, pero mientras estan en el interior del tanque, todas permanecen el mismo tiempo. Qw,X
0
a,S
T_·_v,_x_L___./ -
a,, x,~ s
I
FIGURA 8-16 Reactor de flujo en piston con recirculaci6n celular.
(a)
(b)
FIGURA 8-17 Reactores de flujo continuo tfpicos: (a) con difusores de burbuja tina, y (b) con difusores de burbuja gruesa.
450
INGENIERIA DE AGUAS RESIDUALES
Un modelo cinetico del sistema de flujo en pist6n es matematicamente diffcil de obtener, pero Lawrence y McCarty [18] hicieron dos hip6tesis simplificativas que conducen a un modelo <.;inetico util para describir el funcionamiento de un reactor de flujo en pist6n: 1.
2.
La concentraci6n de microorganismos en el afluente al reactor es aproximadamente la misma que la del efluente del mismo. Esta hip6tesis se aplica s6lo en los casos en los que Oc/0 > 5. La concentraci6n media de microorganismos en el reactor que resulta se simboliza con X. La tasa de utilizaci6n del substrata, al pasar el residuo a traves del reactor, viene dada por la siguiente expresi6n: kSX Ks + S
= ----
1' Sll
(8.56)
Integrando la Ecuaci6n 8.56 sobre el tiempo de retenci6n del residuo en el tanque, y simplificando, la expresi6n que resulta es la siguiente: Yk(S 0
_!._ _
Oc
(S 0
-
S)
---:
_ k
S)
+ (1 + a)Ks In
(S;/S)
(8.57) t1
donde S 0 = concentraci6n del afluente. S = concentraci6n del efluente. Si = concentraci6n del afluente al reactor tras la mezcla con el caudal de recirculaci6n S 0 +aS 1 +IX a = relaci6n de recirculaci6n. Los demas terminos ya se han definido anteriormente. La Ecuaci6n 8.57 es muy parecida a la Ecuaci6n 8.40, que se aplica a sistemas de mezcla completa, con o sin recirculaci6n. La principal diferencia entre ambas ecuaciones es que en la Ecuaci6n 8.57, Oc tambien es funci6n de la concentraci6n de residuo ei} el efluente. El sistema de flujo en pist6n con recirculaci6n. puro, es te6ricamente mas eficaz en la estabilizaci6n de la mayorfa de los residuos solubles que el sistema de mezcla completa con recirculaci6n, tal como se puede apreciar en la Figura 8-15. En la practica, es diffcil conseguir un regimen de flujo en pist6n puro debido a la dispersi6n longitudinal. Esta dificultad, junto con el hecho de que el sistema de flujo en pist6n no puede soportar elevadas cargas instantaneas de la misma manera que el sistema de mezcla completa, tiende a reducir las diferencias entre los rendimientos de ambos modelos. Se ha podido comprobar que, al dividir el tanque de aireaci6n en una serie de reactores en serie, se puede mejorar la eficacia del tratamiento sin que ello suponga una disminuci6n de la capacidad del sistema para soportar elevadas cm·gas instantaneas. La elecci6n de los diferentes tipos de reactores se analiza con mayor detalle en el Capftulo 10.
PROCESOS BIOLOGICOS UNITARIOS
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lnstalaciones de sedimentaci6n para el proceso de fangos activados. Es importante volver a destacar y recordar que el tanque de sedimentaci6n es un elemento integral del proceso de tratamiento de fangos activados. No se puede considerar el disefio de un reactor independientemente del de las instalaciones de sedimentaci6n asociadas. Para cumplir con las normativas de vertido en cuanto a s6lidos en suspensi6n y DBO asociadas. a los s6lidos en suspensi6n vohitiles del efluente, y para mantener (Jc independiente de (], es necesario tener la posibilidad de separar los s6lidos del lfquido mezcla y recircular parte de ellos al reactor. Dado que la microbiologfa del proceso es variable, se ha comprobado que las caracterfsticas de sedimentaci6n de los s6lidos biol6gicos dellfquido mezcla son diferentes para cada planta, en funci6n de las caracterfsticas del agua residual y de las numerosas variables asociadas al disefio y operaci6n del proceso. Por ello, cuando se proyectan instalaciones de sedimentaci6n para una planta de tratamiento, tanto nueva como ya existente, se deben realizar ensayos de sedimentaci6n en columna, y el proyecto debeni basarse en los resultados de los mismos. Si no es posible realizar ensayos de sedimentaci6n, el proyecto debeni realizarse en '¥unci6n de las cm·gas hidniulica y de s6lidos. Ambos procedimientos se consideran con mayor profundidad en el Capftulo 10. El abultamiento del fango en el proceso de fangos activados (Bulking). El tennino «bulking» se aplica a la condici6n en la que se da una superabundancia de organismos filamentosos en elliquido mezcla de un proceso de fangos activados (vease Fig. 8-18). La presencia de organismos filamentosos provoca que los fl6culos ·biol6gicos del reactor sean voluminosos y poco c'onsistentes. Los fl6culos asf formados no sedimentan bien, y ~uelen ser arrastrados, en grandes cantidades, en el efluente de los tanques de sedimentaci6n. Los organismos filamentosos que se presentan en el proceso de fangos activados incluyen una variedad de bacterias filamentosas, actinomicetos y bongos [17,42]. Las condiciones que favorecen el crecimiento de los organismos filamentosos son muy diversas, y valian para cada planta. El control de los organismos filamentosos se ha conseguido de diferentes maneras, ya sea por adici6n de cloro o de per6xido de hidr6geno al fango activado de retorno, por alteraci6n de la concentraci6n de oxfgeno disuelto en el tanque de aireaci6n, por alteraci6n de los puntos de alimentaci6n del agua a tratar para incrementar el valor de la relaci6n F/M, mediante la adici6n de nutrientes basicos (p.e. nitr6geno y f6sforo), adici6n de nutrientes y factores de crecimiento de traza o, mas recientemente, mediante el uso de selectores [2, 17, 42, 44]. El control del crecimiento de los organismos filamentosos en procesos de mezcla completa se ha conseguido mezclando el fango de retorno con el agua residual entrante en un pequefio tanque de contacto an6xico conocido con el nombre de «selector» [2,17]. A partir de la experiencia practica, se ha podido comprobar que ellfquido mezcla de los procesos de fangos activados con flujo en pist6n sedimenta mejor · que el procedente de los procesos de mezcla completa, y que tiende a tener menos organismos filamentosos. Asimismo, se ha podido apreciar que tambien sedimenta mejor el lfquido procedente de reactores discontinuos secuenciales
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INGENIERIA DE AGUAS RESIDUALES
(a)
(b)
(c)
(f)
(e)
FIGURA 8-18 Organismos filamentosos tfpicos presentes en el fango abultado: (a y b) 100 aumentos; (c) 400 aumentos; (d y e) filamentos de Sphaerotilus, 400 aumentos y fonda oscuro, y (f) filamentos de Thiothrix, 400 aumento y fonda oscuro.
PROCESOS BIOLOGICOS UNITARIOS
453
(vease el siguiente apartado). Experimentalmente, como muestra la Figura 8-19, se ha podido comprobar que la abundancia relativa de organismos filamentosos y no filamentosos esta relacionada con sus tasas de crecimiento cuando se exponen a diferentes concentraciones de substl:atos (e.d. concentraciones elevadas en el proceso con flujo en pist6n, y bajas en el proceso de mezcla completa). En relaci6n con la Figura 8-19, se puede concluir que los organismos no filamentosos que forman fl6culos presentan un valor de Pnulx elevado pero una baja afinidad al substrato (Ks alta), mientras que los filamentosos tienen un valor fL 11, 1x de bajo y una alta afinidad por el substrato (Ks baja). Por lo tanto, las bajas concentraciones de substrato que se presentan en los reactores de mezcla completa favorecen el crecimiento de los organismos filamentosos. Para mayores detalles sobre el uso de selectores en el proceso de fangos activados, consultese la referenda bibliografica [17]. Por otra parte, el diseflo de selectores se aborda en el Capitulo 10. 0,4.-----.------.-----,-----.------,
I
0,3
..c::
00 E0 Q)
c.
m o,2 ~
Formas filamentosas
Q)
.E
·o Q)
u
20
40 60 Substrata, mg/1
80
100
FIGURA 8-19
Curvas de crecimiento tipico para organismos filamentosos y no filamentosos.
Lagunas aireadas Las Iagunas aireadas (a veces denominadas «estanques aireados»), se desarrollaron a partir de estanques de estabilizaci6n facultativos en los que se instalaron aireadores de superficie para eliminar los olores que se producfan al estar sometidas a sobrecargas organicas (vease Fig. 8-20). Aunque en la literatura se pueden encontrar diversas definiciones de los procesos de Iagunas aireadas, en este texto se utilizara la siguiente descripci6n de estos procesos.
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INGENIERIA DE AGUAS RESIDUALES
FIGURA 8·20 Laguna aireada tfpica.
Descripcion del proceso. El proceso dellagunaje aireado es esencialmente el mismo que el de fangos activados de aireaci6n prolongada convencional (Oc = 20 dfas), excepto que se usa como reactor un dep6sito excavado en el tetTeno. El oxfgeno necesario en el proceso se suministra mediante difusores o aireadores superficiales. En una laguna aerobia, la totalidad de los s6lidos se mantienen en suspensi6n. En el pasado, las lagunas aireadas se operaban como los sistemas de fangos activados sin recirculaci6n, y solfan ir seguidas de grandes estanques de sedimentaci6n. Para conseguir los niveles de tratamiento secundario que especifica la U.S. Environmental Protection Agency (vease Tabla 4-1), en la actualidad, se utilizan muchas lagunas aireadas complementadas con instalaciones de sedimentaci6n e incorporando recirculaci6n de s6lidos biol6gicos. Microbiologia del proceso. Dado que el proceso de lagunaje aireado es, esencialmente, el mismo que el de fangos activados, la microbiologfa es tambien similar. Existen algunas diferencias, puesto que la gran superficie asociada a las lagunas aireadas puede dar lugar a efectos termicos mas sefialados de lo que es normal en el proceso convencional de fangos activados. En los sistemas de lagunas aireadas es posible llevar a cabo el proceso de nitrificaci6n, tanto de forma estacional como en continuo. El grado de nitrificaci6n depende del disefio y de las condiciones de funcionamiento del sistema, asf como de la temperatura del agua residual. Generalmente, cuanto mas alta sea la temperatura de esta y cuanto menores las cargas (aumento del tiempo de retenci6n del fango), mayor sera el grado de nitrificaci6n alcanzable.
PROCESOS BIOLOGICOS UNITARIOS
455
El amHisis de una laguna aireada se puede llevar a cabo utilizando la tecnica descrita en la Secci6n 8.5 para un sistema aerobio de mezcla completa sin recirculaci6n, o bien el procedimiento descrito anteriormente en esta secci6n para un proceso de fangos activados con recirculaci6n, dependiendo del metoda de funcionamiento utilizado. Otro enfoque diferente consiste en suponer que Ia eliminaci6n de la DB0 5 , tanto la total asociada ala fracci6n soluble y a los s6lidos en suspensi6n como solamente la soluble, se pueden describir en terminos de una funci6n de primer arden (rsu = - k · S) o de cuasi segundo arden (rsu = - k · S ·X). El amHisis de un reactor de mezcla completa sin recirculaci6n ya se ha realizado anteriormente en este capftulo (vease Secci6n 8.5) y se detalla, adicionalmente, en el apendice G. Las ecuaciones correspondientes para una laguna aireada unica son las siguientes: Para una cinetica de primer arden: Amilisis del proceso.
s
1 S 0 1 + k 1 (V/Q) Para cinetica de cuasi segundo arden:
s S0
donde
1+
1 k 2 X(V/Q)
(8.58)
(8.59)
S = concentraci6n de DB0 5 del efluente, mg/1. S 0 = concentraci6n de DB0 5 del afluente, mg/1. k1 , k 2 = constante de eliminaci6n global de la DB0 5 , L/mg ·d. V= volumen, m 3 . Q =caudal, m 3 /dfa . . X = s6lidos en suspensi6n del lfquido mezcla, mg/1.
La ecuaci6n correspondiente, deducida de la consideraci6n de la cinetica de eliminaci6n del substrata soluble dada par la Ecuaci6n 8.8 es:
s S0
1 1 + [kXj(Ks + S)] (V/Q)
(8.60)
Los tenninos de la Ecuaci6n 8.60 ya se han definido anteriormente. La aplicaci6n de las Ecuaci6n 8.58, 8.59 y 8.60 se trata en el Problema 8.17 y en el Ejemplo 10-5 del Capftulo 10.
Reactor discontinuo secuencial Un reactor discontinue secuencial (SBR) es un sistema de tratamiento de fangos activados cuyo funcionamiento se basa en Ia secuencia de ciclos de Ilenado y vaciado. Los procesos unitarios que intervienen son identicos a los
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INGENIERIA DE AGUAS RESIDUALES
de un proceso convencional de fangos activados. En ambos sistemas intervienen la aireaci6n y la sedimentaci6n-clarificaci6n. No obstante, existe entre ambos una importante diferencia. En las plantas convencionales, los procesos se Bevan a cabo simultaneamente en tanques separados, mientras que en los SBR, los procesos tienen lugar secuencialmente en el mismo tanque. Descripci6n del proceso. Tal como se emplean hoy en dfa, todos los sistemas de SBR tienen en comun cinco etapas, que tienen lugar de forma secuencial: (1) llenado; (2) reacci6n (aireaci6n); (3) sedimentaci6n (clarificaci6n); (4) extracci6n (vaciado por decantaci6n), y (5) fase inactiva. Cada uno de estos pasos se ilustra en la Figura 8-21 y se describe en la Tabla 8-8. Para alcanzar objetivos de tratamiento especfficos, se han introducido numerosas modificaciones del proceso variando los tiempos asociadas a cada uno de los diferentes pasos [37]. Porcentaje de: Volumen Duracion Agua a tratar maximo del ciclo ~
Objetivo/operacion
f
25 a 100
25
A ire On/Off
I •LLENADO ., """"'"--""'---'~""'--"--'
Adicion de substrata A ire On/Ciclo
100
35 1iempo """"'"-""'--"'-.....__""--"--' de reacci on
100
20
A ire Off
100 a 35
15
,...
-
FASE INACTIVA
35 a 25
.,
Aire On/Off
5 Purga '---..;.._--"-'--_..... de fango
FIGURA 8-21 Secuencia de funcionamiento tfpica para un reactor discontinue secuencial [37].
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TABLA 8-8 Descripci6n de las diferentes fases de funcionamiento de un reactor discontinuo secuencial a
Fase de funcionamiento
Descripci6n
Llenado
El objetivo de esta fase es Ia adici6n de substrate (agua residual bruta o efluente primario) al reactor. Esta fase permite que el nivel dellfquido en el dep6sito ascienda desde cerca del 25 por 100 de Ia capacidad (al final de Ia fase inactiva) hasta el 100 por 100 de su capacidad. Este proceso suele llevar aproximadamente el 25 por 100 de Ia duraci6n total del ciclo. El prop6sito de esta fase es que se completen las reacciones iniciadas durante Ia fase de llenado. Suele ocupar el 35 por 100 de Ia duraci6n total del ciclo. El objetivo de esta fase es permitir Ia separaci6n de s6lidos, para conseguir un sobrenadante clarificado como efluente. En un reactor de este tipo, este proceso suele ser mucho mas eficiente que en un reactor de flujo continuo debido a que el contenido del reactor esta completamente en reposo. El prop6sito de Ia fase de vaciado es Ia extracci6n del agua clm·ificada del reactor. Actualmente se emplean muchos metodos de decantaci6n, siendo los mas empleados los vertederos flotantes o ajustables. El tiempo que se dedica al vaciado del reactor puede variar entre el 20 y el 50 por 100 de Ia duraci6n total del ciclo (entre 15 minutes y 2 h01·as), siendo 45 minutes una duraci6n tfpica. El objetivo de Ia fase inactiva en un sistema de multiples tanques es permitir que un reactor termine su fase de llenado antes de conectar otra unidad. Puesto que no es una fase necesaria, en algunos casos se omite.
Reacci6n
Sedimentaci6n
Vaciado b
Fase inactiva b
" Adaptado de Ia bibliograffa [37]. La purga de los fangos suele tener Iugar durante Ia fase de sedimentaci6n o Ia fase inactiva, aunque puede llevarse a cabo durante cualquier fase, dependiendo del modo de operaci6n.
h
La purga del fango es otro paso importante en el funcionamiento de los SBR que afecta, de manera importante, a su rendimiento. No se incluye como una de las cinco etapas basicas del proceso, puesto que no existe un momento determinado dedicado ala eliminaci6n del fango dentro del ciclo de funcionamiento. La cantidad de fango que hay que purgar y la frecuencia con que se debe efectuar la purga se determinan segun las necesidades dictadas por los rendimientos, como ocurre con el sistema de flujo continuo convencional. En el funcionamiento de los SBR, la purga del fango suele realizarse en la fase de sedimentaci6n o en la de inactividad. Una caracterfstica unica de los SBR es que no es necesario disponer de un retorno de fangos activados (RF A). Debido a que tanto la aireaci6n como la decantaci6n tienen lugar en el mismo tanque, no se pierde cantidad de fango alguna en la fase de reacci6n, y
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no es necesario recircular parte del fango de Ia sedimentaci6n para mantener constante el nivel de fangos en la cuba de aireaci6n [37]. Algunas modificaciones incorporadas al proceso de SBR contemplan la posibilidad de modos de operaci6n a caudal continuo. Aplicaci6n del proceso. A primeros de los afi.os sesenta, con el desarrollo de nuevos equipos y nuevas tecnologfas, renaci6 el interes por los sistemas de llenado-vaciado. Las mejoras en los dispositivos de aireaci6n y de control han permitido el desarrollo de este tipo sistemas hasta alcanzar el nivel de eficacia actual, que permite que la tecnologfa de los SBR compita con exito con los sistemas convencionales. Todos los residuos que habitualmente se tratan con procesos de fangos activados se pueden tratar con reactores discontinues secuenciales.
Digestion aerobia La digesti6n aerobia es un metodo alternative de tratar los fangos organicos producidos en el curso de las diversas opera<;:iones de tratamiento. Los digestores aerobios se pueden emplear para el tratamiento de: (1) unicamente fangos activados o de filtros percoladores; (2) mezclas de fangos activados o de filtros percoladores con fangos primarios, o (3) fango biol6gico en exceso de plantas de tratamiento de fangos activados sin sedimentaci6n primaria. Actualmente suelen emplearse dos variantes del proceso de digesti6n aerobia: el sistema convencional y el sistema con oxfgeno puro, aunque tambien se ha empleado la digesti6n aerobia tenn6fila. En el Capftulo 12 se proporcionan detalles adicionales de todos estos procesos. Descripcion del proceso. En la digesti6n aerobia convencional, el fango se airea durante un largo periodo de tiempo en un tanque abierto, sin calefacci6n, empleando difusores convencionales o aireadores superficiales. El proceso se puede llevar a cabo de manera continua o discontinua. En plantas de pequefJ.o tamafi.o se emplea el sistema discontinue, en el que el fango se airea y se mezcla completamente durante uri largo periodo de tiempo, dejandose sedimentar a continuaci6n en el interior de la misma cuba [37]. En los sistemas continuos, la decantaci6n y concentraci6n del fango se realiza en un tanque independiente. La digesti6n con oxfgeno de gran pureza es una modificaci6n del proceso de digesti6n aerobia en el que se sustituye el aire por oxfgeno de gran pureza. El fango que resulta es parecido al fango que se obtiene en los procesos de digesti6n aerobia convencionales. La digesti6n aerobia term6fila representa un refinamiento adicional del proceso de digesti6n aerobia. Este proceso puede permitir conseguir altos rendimientos de eliminaci6n de Ia fracci6n biodegradable (superiores al 80 por 100) en tiempos de detenci6n cortos (3 a 4 dfas) mediante la acci6n de bacterias tenn6filas a temperaturas entre 25 y 50 oc superiores a la temperatura ambiente.
PROCESOS BIOLOGICOS UNITARIOS
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Microbiologla del proceso. La digesti6n aerobia, como se ha comentado, es similar al proceso de fangos activados. AI agotarse el suministro de substrata disponible, los microorganismos empiezan a consumir su propio protoplasma para obtener energia para las reacciones de mantenilniento celular. Cuando ocurre esto, se dice que los organismos se hallan en fase end6gena. Como se puede apreciar en la Ecuaci6n 8.31, el tejido ·celular se oxida a di6xido de carbono, amoniaco y agua por via aerobia. En la pn1ctica, s6lo se puede oxidar entre el 75 y el 80 por 100 del tejido celular, puesto que el resto esta formado por componentes inertes y compuestos organicos no biodegradables. El amoniaco producido en esta oxidaci6n se oxida a nitrato a medida que progresa la digesti6n. Si se mezcla fango activado, o fango procedente de filtros percoladores, con fango primario para su digesti6n aerobia conjunta, se producira tanto la oxidaci6n directa de la materia organica del fango primario como la oxidaci6n end6gena del tejido celular. Desde el punto de vista de su funcionamiento, se puede concluir que la mayorfa de los digestores aerobios son reactores de flujo arbitrario sin recirculaci6n. Amilisis del proceso. Los factores a tener en cuenta en el analisis de los digestores aerobios incluyen el tiempo de detenci6n hidraulica, los criterios de carga del proceso, las necesidades de oxigeno, las necesidades energeticas para el mezclado, las condiciones ambientales y el funcionamiento y explotaci6n del proceso. El proyecto de digestores aerobios se trata en el Capitulo 12.
8.8 PROCESOS AEROBIOS DE TRATAMIENTO DE CUL TIVO FIJO Los procesos de tratamiento aerobios de cultivo fijo se emplean, normalmente, para eliminar la materia organica que se encuentra en el agua residual. Tambien se pueden emplear para Ilevar a cabo el proceso de nitrificaci6n (conversi6n del nitr6geno amoniacal en nitrato). Los procesos de cultivo fijo incluyen los filtros percoladores, los filtros de pretratamiento o desbaste, los reactores biol6gicos rotativos de contacto (biodiscos) y los reactores de nitrificaci6n de lecho fijo. Dado que el proceso de filtros percoladores es el mas comunmente empleado, sera tratado con mayo1' detalle que el resto de los procesos. La nitrificaci6n con procesos de pellcula fija se analiza en la Secci6n 8.11, en la que se estudia la eliminaci6n biol6gica de nutrientes.
Filtros percoladores El primer filtro percolador se puso en funcionamiento en Inglaterra en 1893. El concepto de filtro percolador naci6 del uso de los filtros de contacto, que eran estanques impermeables rellenados con piedra machacada. En su funcionamiento, el lecho de contacto se llenaba con el agua residual por la parte
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INGENIERIA DE AGUAS RESIDUALES
superior y se permitfa el contacto del agua con el medio durante un corto espacio de tiempo. A continuaci6n, se dejaba drenar el lecho y se permitfa un cierto tiempo de reposo antes de repetir el ciclo. Un ciclo tfpico exigfa un total de 12 horas, de las cuales 6 se destinaban al reposo del filtro. Las limitaciones del filtro de contacto inclufan una posibilidad relativamente alta de obturaciones, la duraci6n del periodo de reposo, y la carga que podfa emplearse, que era relativamente baja. Descripci6n del proceso. El filtro percolador moderno (vease Fig. 8-22) consiste en un lecho formado por un medio sumamente permeable al que se adhieren los microorganismos y a traves del cual percola el agua residual, fen6meno del que recibe el nombre el proceso. El medio filtrante suele estar formado por piedras (en ocasiones tambien se emplean escorias), o diferentes materiales phisticos de relleno. En el caso de filtros percoladores con medio filtrante de piedra, el diametro de las piedras oscila entre 2,5 y 10 em. La profundidad dellecho varfa en cada disefio particular, pero suele situarse entre 0,9 y 2,5 metros, con una profundidad media de 1,8 metros. Los filtros de piedra suelen ser circulares, y el agua residual se distribuye por la parte superior del filtro mediante un distribuidor rotatorio. Los filtros percoladores que emplean lechos de material plastico pueden tener diversas fonnas, habiendose construido filtros circulares, cuadrados y de otras formas diversas, con profundidades entre 4 y 12 metros. Se suelen emplear tres tipos de medios filtrantes plasticos: (1) relleno de flujo vertical (vease Fig 8-23); (2) relleno de flujo transversal (vease Fig. 10-33), y (3) otras distribuciones de rellenos a granel (vease Fig. 10-33). Los filtros incluyen un sistema de drenaje inferior para recoger el lfquido tratado y los s61idos biol6gicos que se hayan separado del medio. Este sistema de drenaje inferior es importante, tanto como instalaci6n de recogida como por su estructura discontinua a traves de la cual puede circular el aire (vease Fig. 8-22). Ellfquido recogido pasa a un tanque de sedimentaci6n en el que se separan los s6lidos del agua residual. En la practica, se recicla una parte del lfquido recogido en el sistema de drenaje inferior o del efluente del tanque de sedimentaci6n, para diluir la concentraci6n del agua residual que entra en el sistema y para mantener la humedad de la pelfcula biol6gica. La materia organica presente en el agua residual se degrada por la acci6n de la poblaci6n de microorganismos adherida al medio (vease Fig. 8-24). La materia organica del lfquido es adsorbida en la pelfcula biol6gica, en cuyas capas externas (0,1 a 0,2 mm) se degrada bajo la acci6n de los microorganismos aerobios. Cuando los microorganismos crecen, aumenta el espesor de la pelfcula, y el oxfgeno se consume antes de que pueda penetrar en todo el espesor de la pelfcula. Por lo tanto, en la proximidad de la superficie del medio, se crea un ambiente anaerobio. Conforme la pelfcula aumenta de espesor, la materia organica adsorbida se metaboliza antes de que pueda alcanzar los microorganismos situados cerca de la superficie del medio filtrante. La consecuencia de no disponer de una fuente organica externa de cm·bono celular es que los microorganismos situados cerca de la superficie del medio filtrante se hallan en la fase de
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(a)
(b)
(c)
FIGURA 8-22 Filtros percoladores tfpicos: (a) corte de un filtro percolador (de Dorr-Oiiver); (b) filtro de medio petreo convencional, y (c) filtros percoladores de alta carga.
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FIGURA 8-23
Modulo de plastico de flujo vertical tfpico empleado en filtros percoladores de alta carga.
Residua lfquido
!
Aire
.M~s~ ._..;-- Materia . organica biolog1ca ·
- c o2 FIGURA 8-24 Productos ......,...-. finales
Representacion esquematica de Ia seccion transversal de una pelfcula biologica en un filtro percolador.
crecimiento end6gena, en la que pierden la capacidad de adherirse a la superficie delmedio. En estas condiciones, ellfquido an·astra la pelfcula a su paso por el medio, y se inicia el crecimiento de una nueva capa biol6gica. Este fen6meno de perdida de la pelfcula biol6gica, conocido como arrastre, es basicamente funci6n de la carga hidn'iulica y organica del filtro. La carga hidraulica origina las velcicidades de arrastre, y la carga organica influye en la velocidad de metabolismo en la capa biol6gica. En los filtros percoladores modernos, la carga hidraulica del sistema se regula para asegurar un espesor uniforme de la pelfcula biol6gica. Microbiologfa del proceso. La comunidad biol6gica presente en un filtro esta compuesta principalmente por protistas, incluyendo bacterias facultativas, aerobias y anaerobias, bongos, algas y protozoos. Tambien se suelen encontrar algunos animales superiores como gusanos, larvas de insectos y caracoles. En el filtro percolador, los organismos predominantes son las bacterias. Su misi6n, junto con las bacterias aerobias y anaerobias, es lade descomponer la materia organica del agua residual. Entre las especies bacterianas habitualmente presentes estan las Achromobacter, Flavobacterium, Pseudomonas y Alcaligenes.
PROCESOS BIOLOGICOS UNITARIOS
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Dentro de la capa viscosa, en la que prevalecen condiciones adversas para el crecimiento, se presentan las formas filamentosas Sphaerotilus natans y Beggiatoa. En las zonas mas bajas del filtro se encuentran las bacterias nitrificantes, Nitrosomonas y Nitrobacter [13, 14]. Los hongos presentes, tambien contribuyen a la estabilizaci6n del agua residual, pero su contribuci6n s6lo es importante a pH bajos o en el caso de algunas aguas residuales de origen industrial. En ocasiones, su crecimiento puede ser tan rapido que produce Ia obstrucci6n del filtro y limitan Ia ventilaci6n del mismo. Entre las especies que suelen presentarse en los filtros percoladores se han identificado las siguientes: Fusazium, Mucor, Pencillium, Geotrichum, Sporatichum y diversas levaduras [13, 14]. Las algas s6lo pueden crecer en las capas superiores del filtro, en las zonas hasta las que puede llegar la luz solar. Entre las especies de algas que se suelen encontrar en los filtros percoladores se pueden citar la Phormidium, Chiarella y Ulothrix [13, 14]. Por lo general, las algas no toman parte directa en Ia degradaci6n de los residuos, pero afladen oxfgeno al agua residual que se esta filtrando durante las horas del dfa. Desde un punto de vista operacional, las algas son un estorbo, ya que pueden originar Ia obstrucci6n de la superficie del filtro, lo que conduce a la producci6n de olores. Los protozoos que se pueden encontrar en los filtros percoladores son predominantemente del grupo ciliata, e incluyen Ia Vorticella, Ia Opercularia y Ia Epistylis [13, 14]. AI igual que en el proceso de fangos activados, su funci6n no es estabilizar el agua residual sino controlar Ia poblaci6n bacteriana. Los animates superiores tales como caracoles, gusanos e insectos, se alimentan de las capas biol6gicas del filtro, con lo que ayudan a mantener Ia poblaci6n bacteriana en estado de gran crecimiento o de rapida utilizaci6n del alimento. Las formas de vida superiores no son tan comunes en los filtros percoladores de alta carga. Los presencia de caracoles es especialmente problematica en los filtros nitrificantes, en los que se sabe que consumen Ia mayor parte del crecimiento de las bacterias nitrificantes. Las poblaciones individuates de Ia comunidad biol6gica descritas anteriormente sufren variaciones a lo largo de la profundidad del filtro, en funci6n de los cambios que se produzcan en Ia carga organica, Ia carga hidraulica, la composici6n del agua residual afluente, el pH, Ia temperatura, Ia disponibilidad de aire y otros factores que se analizaran en lo que sigue. Los principales factores que hay que tener en cuenta a la hora de predecir el funcionamiento de los filtros percoladores son las cat·gas organica e hidraulica, y el grado de tratamiento necesario. A lo largo de los aflos, diversos investigadores han propuesto ecuaciones para describir las eliminaciones observadas, como por ejemplo Atkinson [4], Bruce y Merckens [6], Eckenfelder [7], Fairall [9], Galler y Gotass [10], Germain [11], Logen et. al. [20,21], el National Research Council [27], Schultz [32] y Velz [40]. En Ia discusi6n que sigue se presentan y analizan, tanto el enfoque te6rico basado en el balance de masa empleado en Ia elaboraci6n de un modelo del proceso de los filtros percoladores, como el enfoque practico del desarrollo de modelos a partir del am'ilisis de datos experimentales. Amllisis del proceso.
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Balance de masas. Atkinson y sus colaboradores [ 4] han propuesto el siguiente modelo para describir la tasa de flujo de materia organica hacia la pelfcula biol6gica, suponiendo que la difusi6n en la misma es el factor que controla la velocidad de reacci6n, y suponiendo, tambien, que no existe gradiente de concentraci6n alguno a lo largo de la pelfcula lfquida (vease Fig. 8-25): Q,S
Pelfcula bio16gica
Capa lfquida
Z+dZ-. I
1-h-ry--o
FIGURA 8-25
Esquema de definicion para el analisis del proceso del filtro percolador [31].
Ehk 0 S r = - ---"---= s
donde
Kill+ S
(8.61)
rs = tasa de flujo de materia organica hacia e1 interior de la capa biol6gica, m/dfa. E = factor de efectividad (0 ::::; E ::::; 1). h = espesor de la capa biol6gica, m. ko = tasa maxima reacci6n, d- 1 . S = concentraci6n media de substrate (p.e. DBO) en un volumen elemental dentro de la masa lfquida, mg/1. K 111 = constante de velocidad mitad, mg/1.
Debido a que el factor de efectividad E es aproximadamente proporcional a la concentraci6n de DBO del agua, la Ecuaci6n 8.61 se puede reescribir como:
(8.62) don de f = factor de proporcionalidad.
PROCESOS BIOLOGICOS UNITARIOS
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Este modelo se puede aplicar al amllisis de un filtro percolador efectuando un amilisis del balance de masas correspondiente a la materia organica contenida en el volumen del lfquido (vease Fig. 8-25): 1.
Planteamiento general: Velocidad de acumulaci6n de substrata dentro de los lfmites del sistema
2.
Cantidad de substrata que entra en el elemento de volumen
-
Cantidad de su bstra to que sale del elemento de volumen
+
Flujo de substrata desde el volumen elemental al interior de Ia pelfcula biol6gica
donde Q =caudal volumetrico, m 3 /dfa. w = anchura de la secci6n considerada, m. Z = profundidad del filtro, m. Si se suponen condiciones estacionarias puede simplificar basta llegar a:
(as;at S2
dS
Q
dD
= 0), la Ecuaci6n 8.65 se
+S
= -Jkohw K
(8.66)
Ill
Si se supone que el valor del coeficiente de saturaci6n es pequeiio en relaci6n con el de la DBO, la Ecuaci6n 8.66 se puede escribir como: dS dZ
-=-
jhk 0 wS Q
(8.67)
La Ecuaci6n 8.67 se puede integrar entre los lfmites Se y Si y entre 0 y D, con lo que se obtiene:
s;
S = exp [ - (fhk 0 )
wDJ Q
(8.68)
donde Se = concentraci6n en el efluente, mg/1. Si = concentraci6n en el afluente despues de la mezcla del agua residual a tratar con el efluente recirculado, mg/1.
466
INGENIERIA DE AGUAS RESIDUALES
El uso de la Ecuaci6n 8.68 conlleva la determinaci6n de los coeficientes J, h y k0 para un conjunto determinado de condiciones de funcionamiento. El analisis que se acaba de llevar a cabo sirve para ilustrar el procedimiento que se sigue para realizar el balance de masa de un proceso biol6gico de cultivo fijo. No obstante, hay que hacer menci6n del hecho de que muchos de los modelos obtenidos a partir de bases te6ricas no han funcionado demasiado bien a la bora de modelar el rendimiento real de los filtros percoladores. A continuaci6n, se presentan algunos de los modelos basados en la experiencia practica, que se han empleado para la descripci6n del funcionamiento y rendimiento de los filtros percoladores. Ecuaciones del NCR. Debido a la irregular naturaleza de las piedras, cantos rodados y escorias empleadas en los filtros construidos con materiales petreos, es diffcil obtener expresiones te6ricas que se ajusten a la realidad del funcionamiento de esta clase de filtros. Las ecuaciones del NCR para la descripci6n de los rendimientos de los filtros percoladores son expresiones empfricas desarrolladas a partir de los registros de datos de explotaci6n de las plantas dotadas de filtros percoladores que trataban los residuos de las instalaciones militares durante la II Guerra Mundial [27]. La aplicaci6n de estas f6rmulas esta especialmente indicada para filtros de materiales petreos de una o varias fases con relaciones de recirculaci6n diversas (vease Fig. 826). Para un filtro de material petreo de un proceso de filtraci6n que conste de un s6lo filtro, o para el primer filtro de un proceso de doble etapa, la ecuaci6n es la siguiente:
100 El =
fW
(8.69)
1 + o,4425 \} V.F
donde E 1 = rendimiento de eliminaci6n de la DBO a la temperatura de 20 oc, incluyendo los efectos de la recirculaci6n y la sedimentaci6n, porcentaje W = carga de DBO aplicada al filtro, kg/dfa. V = volumen del medio filtrante. F = factor de recirculaci6n. El factor de recirculaci6n se calcula empleando la Ecuaci6n 8.70: 1+R (1 + R/10)
F=-----=-2
donde R = tasa de recirculaci6n, Qr/Q. Qr = caudal de recirculaci6n. Q =caudal de agua residual.
Diagramas de flujo tipicos de los procesos de filtros percoladores con diferentes esquemas de recirculaci6n: (a) filtros de una etapa, {b) filtros de dos etapas (vease tambien Fig. 10-31 ).
El factor de recirculaci6n representa el numero medio de veces que circula a traves del filtro Ia materia organica del afluente. El termino R/10 pretende tener en cuenta el hecho, observado experimentalemente, de que la eliminaci6n de la materia organica disminuye conforme aumenta el numero de pasos de aquella a traves del filtro [27]. En Ia Tabla 10-13 se proporcionan las relaciones de recirculaci6n tfpicas para diferentes tipos de filtros. Para el filtro secundario (vease Fig. 8-26), la ecuaci6n que resulta es: 100 E2 = - - - - - =
1 + 0,4425
(8.71)
{WVWF'
1-El.Yw
donde E 2 = rendimiento de eliminaci6n de la DBO a 20 oc para el filtro secundario, incluyendo el efecto de la sedimentaci6n y de la recirculaci6n, porcentaje. E 1 = fraccion de DBO eliminada en el filtro de la primera etapa. W' = carga de DBO aplicada al filtro de la segunda etapa.
468
INGENIERIA DE AGUAS RESIDUALES
El efecto de la temperatura del agua residual sobre Ia eficacia del proceso se puede aproximar empleando la Ecuaci6n 8.14 sustituyendo Er por rr y E 20 por r20 . Para el valor de 0, el coeficiente de temperatura-actividad, se suele adoptar 1,035. En el Ejemplo 8-2 se ilustra la aplicaci6n de las ecuaciones del NRC. Ejemplo 8-2. Dimensionamiento de un filtro percolador empleando las ecuaciones del NCR. Se desea tratar un agua residual con una DB0 5 de 200 mg/1 mediante un filtro percolador de dos etapas. Se desea que Ia calidad del efluente sea de 25 mg/1 de DB0 5 . Si Ia profundidad de ambos filtros debe ser de 1,8 m, y !a relaci6n de recirculaci6n es 2:1, calcular los di<1metros de filtro necesarios. Suponer Q = 8.000 m 3, temperatura del agua residual= 20°C, y que E 1 = E 2 • Solucion
1.
Calculo de E 1 y E 2 : . . COllJUnta . EfICaCia = 200 - 25 (100) = 87 ' 5 0/IO 200 E 1 + E 2 (1- E 1 ) = 0,875 E 1 = E 2 = 0,646
2.
Calculo del factor de recirculaci6n: _
1+R
F - (1 + R/10) 2
3.
_1+2_ 2 (1,2) 2 - •08
-
Calculo de !a carga de DBO del primer filtro: W = (C mg/I)(Q m 3/d)· (1/1.000 kg/g) W = 200(8.000) · (1/1.000) = 1.600 kg DB0 5/d
4.
Calculo del volumen para Ia primera etapa: 100 El = - - - - - - ; : = = = 1.600 kg 1 + 0,4425
W' = (1 - E 1 )W = 0,354(1.600) = 535,25 kg DB0 5 /d 7.
Calculo del volumen del filtro de Ia segunda etapa: 100
E 2 = -------== 0,4425 1- E 1
1+-64,6
~I VF
100
= ------=== 1
0,4425
+ 1- 0,646
523,25 V2,08
V= 1.309 m 3 8.
Calculo del diametro del segundo filtro:
A=~= 1.309 m3 = 1.309 m3 d
1,5 m
d = 16,67 m 9.
Calculo de Ia carga de DB0 5 de cada filtro: a) Filtro de Ia primera etapa Carga de DB0 5 = b)
1.600 kg/d = 3,19 kg/m 3 501 m 3
Filtro de Ia segunda etapa 1.512 kg/d Carga de DB0 5 = 1.30 m 3 = 0,40 kg/m 3 9
10.
Calculo de Ia carga hidraulica de cada filtro: a) Filtro de Ia primera etapa . . C arga h 1drau11ca b)
3 = (1 + 2)(8000 mm 2/d)/24 h/d = 2,9 9 m 3/ m 2 · h 334
Filtro de Ia segunda etapa (1 . . Carga Iudniu 11ca =
+ 2) (8.000 m 3/d)/24 h/d , 872 67
=
/ 1.1 46 m 3 m 2 · h
Comentario. Con el fin de facilitar la instalaci6n de los mecanismos y equipos giratorios habituales, los diametros calculados se deben redondear de 1,5 m en 1,5 m. Para reducir los costes de construcci6n, ambos filtros se suelen tomar de las mismas
470
INGENIERIA DE AGUAS RESIDUALES
dimensiones. En los casos en los que se empleen dos filtros percoladores de iguales dimensiones, los rendimientos de ambos senin diferentes. En muchos casos, Ia carga hidniulica viene limitada por normativa.
Formulaciones para medio filtrantes de material plastico. Debido a que las propiedades de los medios de ph1stico son mas predictibles y conocidas a priori, se han desarrollado numerosas relaciones empfricas para predecir el funcionamiento y rendimiento de los filtros percoladores con rellenos de materiales plasticos. Dos de las expresiones mas frecuentemente empleadas para describir el funcionamiento observado en este tipo de filtros son las propuestas por Eckenfelder [7] y por Germain [11] y Schultz [32]. La expresi6n propuesta por Eckenfelder es la siguiente:
~~ = exp [- KS;;• D(Qv)-"]
(8.72)
l
donde K = constante de la velocidad de la reacci6n observada (valor normalmente obtenido a partir de estudios en planta piloto), m/dfa. D = profundidad del filtro, m. Sa
_ -
Qv =
Q= A = 111,
n=
2
·r· . 'f' d f'l . _ Superficie del filtro A 8 , (m ) super ICie espec1 Ica e1 1 tro - U 'd d d ( 3) · m a e vo 1umen V, m caudal volumetrico aplicado al filtro por unidad de area del filtro = Q/ A, mjd. caudal aplicado al filtro sin recirculaci6n, m 3 /d. area transversal del filtro, m 2 • constantes empfricas.
La forma general de la ecuaci6n propuesta por Germain [11] y Schultz [32] es la siguiente: (8.73)
don de
Se = DBO 5 total del efluente del filtro sedimentado, mg/1. Si = DB0 5 total del agua residual aplicada al filtro, mg/1. k 20 = constante de tratabilidad correspondiente ala profundidad media del filtro (D) a la temperatura de 20 oc, las unidades varian en funci6n del valor del exponente n. D = profundidad del filtro, 111. Qv =caudal volumetrico aplicado por unidad de area del filtro = Q/A, m 3 /min · m 2 •
PROCESOS BIOLOGICOS UNITARIOS
471
Q = caudal aplicado al filtro sin recirculaci6n, m 3 /min. A = area transversal del filtro, m 2 • n = constante experimental, normalmente, n = 0,5.
La constante de tratabilidad de la Ecuaci6n 8.73, k20 , engloba tanto la constante Kr como la superficie especffica A, delmedio filtrante como se indica en la Ecuaci6n 8.72. El efecto de la temperatura del agua residual sobre la eficacia de la filtraci6n se puede tener en cuenta ajustando el valor de k20 empleando para ello un valor de 0 = 1,035. El intervale de valores de 0 que se ha podido establecer segun estudios de campo se indica en la Tabla 8-5. En base al analisis de los datos correspondientes a diversos filtros existentes, Albertson [1] demostr6 que hay que introdueir correcciones en el valor de Ia constante de tratabilidad para un agua residual determinada cuando se pretende aplicar el valor de k20 observado para una profundidad determinada para el disefio de un filtro de diferente profundidad. La relaci6n propuesta por Albertson es la siguiente: (8.74) donde k 1 = constante de tratabilidad para Ia profundidad de filtro D 1 . k 2 = constante de tratabilidad para Ia profundidad de filtro D2 • D 1 = profundidad del primer filtro, m. D 2 = profundidad del segundo filtro, m. x = 0,5 para filtros verticales y de material petreo 0,3 para filtros de materiales plasticos. En Ia aplicaci6n de las Ecuaciones 8.68, 8.72 o 8.73 para el disefio de filtros percoladores, es necesario recordar que el valor del termino f- h · k 0 , K, o k 20 varfa con multitud de condiciones y circunstancias locales, por lo que el empleo de los valores propuestos en Ia literatura debe llevarse a cabo con extreme cuidado. Es mas, dado que Ia mayorfa de los valores de k que se dan en los diferentes textos no estan normalizados en relaci6n con la profundidad, es diffcil, sino imposible, intentar comparar directamente los diferentes valores de k. En el Ejemplo 8-3 se ilustra Ia aplicaci6n de Ia Ecuaci6n 8.73 para el disefio de filtros percoladores.
Ejemplo 8-3. Dimensionamiento de un filtro percolador empleando una ecuaci6n de primer orden. Determinar Ia superficie necesaria para el tratamiento de un agua residual con una DB0 5 de 300 mg/1 mediante filtros sinteticos de 6 m y 9 m de profundidad, despues de Ia sedimentaci6n primaria. La DB0 5 final del efiuente debe ser de 25 mg/1 o inferior. Suponer que Ia constante de tratabilidad determinada realizando ensayos con un filtro de 6 m de profundidad es de 0,058 (m 3/min) 0•5 • m a 20 °C.
472
INGENIERIA DE AGUAS RESIDUALES
So/ucion
1.
Determinar Ia superficie necesaria para un filtro de 6 m empleando Ia Ecuaci6n 8.73:
a)
Sustituyendo Q/A por Q,, y despejando, resulta: A= Q
b)
(
-Inse ;s.) 1'" 1
kzoD
Sustituyendo los valores conocidos se determina A:
se = 25 mg/1 S; = 300 mg/1 11 = 0,5 k 20 = 0,058 (m 3/min) 0 •5 m para
11
= 0,5
D=6m Q = (8.000 m 3 /d)/(1.440 min/d) = 5,55 m 3 /min 2
-In 25/300) , 0,058(6) = 283 In-
A = (5,55) (
2.
Determinaci6n de Ia superficie necesaria para un filtro de 9 m empleando Ia Ecuaci6n 8.73: a) Determinaci6n del valor de k 20 para una profundidad de filtro de 9 m empleando Ia Ecuaci6n 8.74:
se = 25 mg/1 S; = 300 mg/1 11 = 0,5 k 30 = 0,0473 (m 3 /min) 0 •5 m para
11
= 0,5
D=9m Q = (8.000 m 3/d)/(l.440 min/d)= 5,55 m 3/min A = (5 55) (-In 25/300)2 = 189 1 m2
'
0,0473(30)
'
PROCESOS BIOLOGICOS UNITARIOS
473
Recirculaci6n. Otro factor, sobre cuya influencia sobre el comportamiento del filtro existe una considerable falta de entendimiento, es el efecto de la recirculaci6n. En el pasado, se pudo constatar que la recirculaci6n mejoraba la eficacia y rendimiento de los filtros de materiales petreos. No obstante, en base a estudios mas recientes, parece que las ventajas de la recirculaci6n se deben, principalmente, al mejor lavado por arrastre y al riego del filtro. Mediante el adecuado control de la carga hidraulica, se ha conseguido mantener, de forma uniforme, una capa de biomasa mas fina, lo cual ha comportado una mejora en el rendimiento, y tambien ha sido posible evitar el fen6meno de arrastre que, a menudo, ocurrfa en la mayorfa de los filtros percoladores de medio petreo. La aplicaci6n de Ia recirculaci6n en filtros de medios sinteticos tiene una concepci6n diferente a Ia de los filtros de piedra. ·Los medios sinteticos tfpicos necesitan un caudal especffico de riego (caudal por unidad de area) mas alto para favorecer el desarrollo de la capa biol6gica a lo largo de Ia profundidad del filtro. Por lo tanto, es necesario recircular para mantener el grado de mojado necesario para cada medio determinado. Los caudales adecuados, tanto para filtros de material petreo como sinteticos, se tratan en el Capftulo 10. El efecto de Ia recirculaci6n sobre el funcionamiento de un filtro de relleno sintetico se analiza en el Ejemplo 8-4.
Ejemplo 8-4. Estudio del efecto de Ia recirculaci6n sobre el proceso de filtros percoladores. Estudiar el efecto de las relaciones de recirculaci6n (entre 0 y 4) para un proceso de filtros percoladores. Utilizar los datos e infor111aci6n del Eje111plo 8-3 para el filtro percolador de 9 111. So/uci6n 1.
Determinar Ia fracci6n de Ia carga organica aplicada que se eli111ina, e111pleando Ia Ecuaci6n 8.73, cuando Ia relaci6n de recirculaci6n vale 0.
a)
Los datos pertinentes, obtenidos del Eje111plo 8-3, son:
Sc S; 11
=
25 mg/1
= 300 mg/1 = 0,5
0,058 (111 3 /111in) 0 •5 m para 11 = 0,5 D=9m Q = (8.000 m 3 /d)/(1.440 min/d) = 5,55 m 3 /min A= 189,1 m 2
k 20
=
474
INGENIERIA DE AGUAS RESIDUALES
b)
La fracci6n de la carga org<1nica aplicada eliminada es:
sc 25 - = - =0083 S; 300 ' Fracci6n eliminada
=1-
8
"
S;
= 1- 0,083 = 0,917 (N6tese que cuando !a relaci6n de recirculaci6n es cero, !a fracci6n eliminada, tal como se acaba de calcular, tambien corresponde a la fracci6n de !a DBO entrante eliminada.) 2.
Determinar la fracci6n de !a carga eliminada para varios valores de !a relaci6n de recirculaci6n: a)
Utilizar !a Ecuaci6n 8.73 en Ia siguiente forma, donde S; es el afluente a! filtro, incluida Ia recirculaci6n. S" = exp [-0,0473(9)( 189,1 S; (1 + a) 5,55
b)
3.
)o.s]
Elaborar una tabla de c
0
1
2
3
4
SjS;
0,083
0,173
0,238
0,289
0,329
1- SjS;
0,917
0,827
0,762
0,711
0,671
Determinar !a fracci6n de !a carga organica en_trante eliminada a partir de los datos del paso 2. Eilo se puede lograr haciendo un balance de materia a !a entrada del filtro, teniendo en cuenta tanto el flujo afluente como el de recirculaci6n: QS 0
+ a:QS" =
(1
+ a)QS;
donde S0 = DBO en el agua residual afluente antes de !a recirculaci6n. S" = DBO en el caudal de recirculaci6n. a = relaci6n de recirculaci6n. S; = DBO aplicada al filtro. Suponer que Q = 1 y escribir !a anterior relaci6n de forma que permita calcular el valor de (S 0 /Sc) a partir de los datos del paso 2:
475
PROCESOS BIOLOGICOS UNITARIOS
Calcular Ia fracci6n del afluente eliminada a partir de los datos del paso 2.
ex 0 1 2 3 4
2 3 4 5
sc
(1 + ex) --'-
(1 + ex) --'- - ex
s;,
sc
1--
12,048 11,561 12,605 13,841 15,198
12,048 10,561 10,605 10,841 11,198
0,083 0,095 0,094 0,092 0,089
0,917 0,905 0,906 0,908 0,911
s.
1+ex
sc
s.
sc
s;,
Comentario. A partir de los c
Limitaciones de Ia transferencia de masa. Uno de los problemas que se encuentran en el proyecto de los filtros percoladores es la determinaci6n de la maxima cantidad de materia organica que se puede aplicar al filtro antes de que el oxfgeno pase a ser una variable limitante. Reconociendo las limitaciones de todo planteamiento analftico, debidas a las numerosas variables que intervienen, el problema se puede plan tear, sin embargo, igualando la transferencia de materia org<:'inica procedente de la capa lfquida, definida en la Ecuaci6n 8.62, a la tasa de transferencia de oxfgeno dictada por la Ecuaci6n 6.54. Asimismo, se debe incluir un factor que tenga en cuenta el rendimiento. Ello se· puede hacer multiplicando el tennino de la transferencia de substrata por un factor del tipo (1 - y), donde y es el rendimiento esperado expresado en tanto por uno. A partir de los datos que se presentan en la literatura, parece que cuando las concentraciones en la masa dellfquido se hallan en el intervalo entre 400 y 500 mg/1, la transferencia de oxfgeno se puede convertir en un factor limitante [31]. El flujo de aire a traves de los filtros se considera en el Capftulo 10. lnstalaciones de separaci6n de s61idos para los filtros percoladores. AI igual que en el proceso de fangos activados, las instalaciones de separaci6n de s6lidos desempeflan un papel muy importante en el proceso del liltro percolador, ya que es imprescindible para la eliminaci6n de los s6lidos en suspensi6n arrastrados peri6dicamente en los filtros de baja carga, asf como de las menores cantidades de s6lidos desprendidos, de forma continua, en los filtros de alta carga. Si se adopta un sistema con recirculaci6n, se podrfa reciclar una fracci6n de los s6lidos sedimentados y purgar el resto, pero la recirculaci6n de los s61idos biol6gicos sedimentados no es tan importante como en el proceso de fangos activados. En el proceso del filtro percolador, la mayorfa de los microorganismos activos se adhiere almedio filtrante y no sale del reactor, como ocurre
476
INGENIERIA DE AGUAS RESIDUALES
en el proceso de fangos activados. A pesar de que la recirculaci6n podrfa colaborar a la inoculaci6n del filtro, los objetivos fundamentales de la recirculaci6n son diluir la concentraci6n del agua afluente y hacer que el efluente del filtro se ponga de nuevo en contacto con la poblaci6n biol6gica para su tratamiento adicional. La recirculaci6n, casi siempre, forma parte del proceso de filtros percoladores de alta carga.
Filtros de desbaste Los filtros de desbaste son filtros percoladores especialmente diseflados para trabajar con cm·gas hidniulicas elevadas. Los filtros de desbaste se usan, principalmente, para reducir la carga organica aplicada a los procesos posteriores y para obtener una nitrificaci6n estacional, caso en el que se emplean para reducir la carga organica aplicada al proceso biol6gico situado a continuaci6n en el proceso, con ei objetivo de que se pueda conseguir la nitrificaci6n en los meses de verano. Descripci6n del proceso. Aunque los primeros filtros de desbaste consistfan en instalaciones poco profundas, con medias filtrantes fonnados por piedras, la tendencia actual apunta hacia el uso de medias sinteticos con profundidades entre 3,7 y 12m. AI igual que los demas procesos biol6gicos, el funcionamiento de este tipo de filtros depende de la temperatura. Cuando los filtros de desbaste se usan para la eliminaci6n de una parte de la materia organica presente, o como media de mejora del proceso de nitrificaci6n posterior, la disminuci6n de su rendimiento no es un factor crftico. Los filtros de desbaste se suelen emplear con cm·gas hidraulicas elevadas, por lo que necesitan altas tasas de recirculaci6n. El hecho de que las cm·gas hidraulicas sean tan elevadas, hace que el fen6meno de arrastre de la capa bio16gica se produzca, casi, de forma de continua. Si se emplea un efluente no sedimentado para la recirculaci6n, los s61idos bio16gicos presentes en el caudal de recirculaci6n pueden contribuir a la eliminaci6n de materia organica como si se tratara de un sistema de cultivo en suspensi6n. Cuando se produce este mecanismo, se pueden alcanzar rendimientos superiores a los previstos mediante un modelo de cultivo fijo. Microbiologfa del proceso. La actividad biol6gica en un filtro de desbaste es, esencialmente, la misma que la descrita para un filtro percolador. No obstante, existiran ciettas diferencias en los organismos presentes, debido a un efecto de arrastre mas pronunciado causado por la aplicaci6n de mayores cm·gas hidraulicas. El crecimiento biol6gico es sensible a los mismos metales pesados y sustancias organicas que los descritos en los sistemas de cultivo en suspensi6n convencionales, pero el proceso ha demostrado tener mayor resistencia frente a las cargas de choque. Dado que el tiempo de retenci6n hidraulica en los filtros de desbaste es relativamente cotta, la materia organica que no se puede biodegradar rapidamente no se ve pnicticamente afectada en el proceso.
PROCESOS BIOLOGICOS UNITARIOS
477
Analisis y diseiio del proceso.
Los filtros de desbaste se suelen proyectar basandose en factores de carga desarrollados en estudios en planta piloto, y a partir de datos deducidos de instalaciones a escala industrial, aunque se puede aplicar el analisis anteriormente presentado para el caso de filtros percoladores. En el Capitulo 10 se pueden encontrar algunos valores apropiados para el proyecto de este tipo de instalaciones.
Sistemas biol6gicos rotativos de contacto (biodiscos) Un reactor biol6gico rotativo de contacto consiste en una serie de discos circulares de poliestireno, o cloruro de polivinilo, situados sobre un eje, a corta distancia unos de otros. Los discos estan parcialmente sumergidos en el agua residual y giran lentamente en el seno de la misma (vease Fig. 8-27).
FIGURA 8-27
Reactor biol6gico rotativo de contacto (RBC) equipado con cubfculos de captaci6n de aire (de Envirex, Inc.) Descripcion del proceso. En el funcionamiento de un sistema de este tipo, los crecimientos biol6gicos se adhieren a las superficies de los discos, basta formar una pelfcula biol6gica sobre la superficie mojada de los mismos. La rotaci6n de los discos pone la biomasa en contacto, de forma alternativa, con la materia organica presente en el agua residual y con la atm6sfera, para la adsorci6n de oxfgeno. La rotaci6n del disco induce la transferencia de oxfgeno y mantiene Ia biomasa en condiciones aerobias. La rotaci6n tambien es el
478
INGENIERIA DE AGUAS RESIDUALES
mecanismo de eliminaci6n del exceso de s6lidos en los discos por medio de los esfuerzos cortantes que origina y sirye para mantener en suspensi6n los s61idos arrastrados, de modo que puedan ser transportados desde el reactor basta el clarificador. Los biodiscos se pueden utilizar como tratamiento secundario, y, tambien, se pueden emplear para Ia nitrificaci6n y desnitrificaci6n estacionales o permanentes. Analisis del proceso. Los biodiscos de suelen proyectar basandose en factores de carga desarrollados en estudios en planta piloto, y a partir de datos deducidos de instalaciones a escala industrial, aunque se puede aplicar el amllisis anteriormente presentado para el caso de filtros percoladores. Tanto los criterios de carga hidraulica como organica son aplicables al dimensionamiento de las unidades para el tratamiento secundario. Las cm·gas para tiempo caluroso y para nitrificaci6n continua son considerablemente inferiores a las correspondientes a! tratamiento secundario. En el Capitulo 10 se presentan algunos valores tfpicos para el proyecto de esta clase de elementos. Los biodiscos correctamente dimensionados constituyen sistemas muy fiables debido a Ia gran cantidad de biomasa presente (relaci6n de funcionamiento F/M baja). Este hecho tambien les permite resistir mejor las sobrecargas hidraulicas y organicas. La disposici6n por etapas en serie de este sistema de flujo en pist6n elimina los cortocircuitos y amortigua las sobrecargas.
Reactores de lecho compacto Existe otro proceso de cultivo fijo, que es el reactor de !echo compacto, utilizado tanto para Ia eliminaci6n de Ia DBO carbonosa como para Ia nitrificaci6n. Tfpicamente, un reactor de !echo compacto consiste en un tanque (reactor) en el que existe un medio al que se adhieren los microorganismos. El agua residual se introduce en el tanque por su parte inferior mediante un sistema de distribuci6n adecuado o mediante una camara de alimentaci6n. EI aire u oxfgeno puro necesario para el proceso se introduce conjuntamente con el agua residual a tratar.
8.9
PROCESOS DE TRATAMIENTO ANAEROBIOS DE CUL TIVOS EN SUSPENSION
En los ultimos diez aflos se han desarrollado numerosos procesos para el tratamiento de fangos y residuos de alto contenido en materia organica. En Ia Figura 8-28 se ilustran los procesos mas utilizados en Ia actualidad. De todos ellos, el mas comun de los procesos anaerobios de cultivo en suspensi6n es el proceso de digesti6n anerobia de mezcla completa. Debido a que Ia importancia del proceso de digesti6n anaerobia de mezcla completa es fundamental en Ia estabilizaci6n de Ia ·materia organica y de los s6lidos. biol6gicos, sera el principal centro de atenci6n de este apartado, aunque tambien se describiran el proceso de contacto anaerobio y el proceso anaerobio de manto de fango de flujo ascendente.
PROCESOS BIOLOGICOS UNITARIOS
479
Gas Gas
Digestion anaerobia de mezcla completa
Gas
Proceso anaerobic de contacto
Lecho compacta de llujo ascendente Gas
Gas Gas
...
.··::•.:. Recirculaci6n
Alimentaci6n Lecho compacta de llujo descendents Gas
Lecho lluidilicado Gas
Recirculaci6n
Alimentaci6n Lecho expandido
Gas
I I I
--------1 Manto de fango anaerobic de flujo ascendente (UASB)
Alimentaci6n discontinua
Filtro poroso en lecho mojado de doble nivel
Gas
UASB con separador incorporado
Gas
Separaci6n de s61idos par membrana
Reactor compartimentado
Gas
Contacto anaerobic combinado con retina aerobic
FIGURA 8-28 Configuraciones de reactores tfpicos empleadas en el tratamiento anaerobio del agua residual [33].
480
INGENIERIA DE AGUAS RESIDUALES
Digestion anaerobia La digesti6n anaerobia es uno de los procesos mas antiguos empleados en la estabilizaci6n de fangos. En este proceso se produce la descomposici6n de la materia organica e inorganica en ausencia de oxfgeno molecular. Sus principales aplicaciones han sido, y siguen siendo hoy en dfa, la estabilizaci6n de fangos concentrados producidos en el tratamiento del agua residual y de determinados residuos industriales. Sin embargo, recientemente se ha demostrado que los residuos organicos diluidos tambien se pueden tratar anaer6bicamente. Descripci6n del proceso. En el proceso de digesti6n anaerobia, la materia organica contenida en la mezcla de fangos primarios y biol6gicos se convierte biol6gicamente, bajo condiciones anaerobias, en metano (CH 4 ) y di6xido de carbono (C0 2 ). El proceso se lleva a cabo en un reactor completamente cerrado. Los fangos se introducen en el reactor de forma continua o intermitente, y permanecen en su interior durante periodos de tiempo variables. El fango estabilizado, que se extrae del proceso continua o intennitentemente, tiene un bajo contenido en materia organica y pat6genos, y no es putrescible. Los dos tipos de digestores anaerobios mas empleados son los de alta y baja carga. En el proceso de digesti6n de baja carga (vease Fig. 8-29a), no se suele calentar ni mezclar el contenido del digestor, y los tiempos de detenci6n oscilan entre 30 y 60 dfas. En los procesos de digesti6n de alta carga (vease Fig. 8-29b), el contenido del digestor se calienta y mezcla completamente. El tiempo de detenci6n necesario suele ser de 15 dfas o menos. La combinaci6n de estos dos procesos se suele conocer con el nombre de proceso de doble etapa (vease Fig. 8-29c). La funci6n basica de la segunda etapa consiste en separar los s6lidos digeridos del lfquido sobrenadante, aunque puede tener Iugar una digesti6n adicional y una cierta producci6n de gases. Microbiologfa del proceso. La conversi6n biol6gica de la materia organica de los fangos parece que se produce en tres etapas (vease Fig. 8-30). En relaci6n con esta figura, el primer paso del proceso comporta la transformaci6n por vfa enzimatica (hidr6lisis) de los compuestos de alto peso molecular en compuestos que puedan servir como fuentes de energfa y de carbono celular. El segundo paso (acidogenesis), implica la conversi6n bacteriana de los compuestos producidos en la primera etapa en compuestos intennedios identificables de menor peso molecular. El tercer paso (metanogenesis), supone la conversi6n bacteriana de los compuestos intermedios en productos finales mas simples, principalmente metano y di6xido de carbono [15, 22, 23]. En un digestor, la conversi6n de los fangos organicos y de los residuos se lleva a cabo mediante la acci6n conjunta de diferentes organismos anaerobios. Un grupo de microorganismos se ocupa de la hidrolizaci6n de los polfmeros organicos y de los lfpidos para formar elementos estructurales basicos como los monosacaridos, los aminoacidos y los compuestos relacionados con estos (vease Fig. 8-30). Un segundo grupo de bacterias anaerobias
481
PROCESOS BIOLOGICOS UNITARIOS
Salidas } del sobrenadante
Entradas de fango
(a)
Entradas de fango
lf
Salidas de fango
Calentador del fango (b)
..------ Salidas de gas digerido - - - . . . ,
Cubierta flotante
~ til
ffi
"'
"0
~~~ }
"' (f)
til
Q) ~
.0 0 0 til
"' Ol -oC :=.j!l }
Primera fase (mezcla completa)
~~
Segunda fase (estratificado) (c)
FIGURA 8-29
Digestores anaerobios tfpicos: (a) proceso convencional de fase umca y de baja carga; (b) proceso de fase unica, tanque de mezcla completa y alta carga, y (c) proceso de doble fase.
482
INGENIERIA DE AGUAS RESIDUALES
Eta pas te6ricas
""''"'''
{ 'T"'
Acidos grasos
Acidogenes'is
Polisacaridos
Proteinas
I
Acidos nucll3iqos
j
Monosacaridos
l
Aminoacidos
Otros productos de Ia fermentaci6n (p. ej., propionate, butirato, succinate, lactate, etanol, etc.)
Substrates metanogenicos, H,, CO,, formiato, metanol, metilaminas, acetate Meta nogenesis
j Meta no + di6xido de carbone
FIGURA 8-30
Representaci6n esquematica del flujo del carbona en el proceso de digestion anaerobia [15].
fermenta los productos de Ia descomposici6n para producir acidos organicos simples, de los que el que se presenta con mayor frecuencia en los digestores organicos es el acido acetico. Este grupo de microorganismos, que reciben el nombre de no metanogenicos, esta formado por bacterias facultativas y anaerobias estrictas, aunque de forma colectiva se conocen como bacterias «formadoras de acidos» ..Entre las bacterias no metanogenicas que se ha podido aislar en los digestores se encuentran: Clostridium spp, Peptococcus anaerobus, B(fidobacterium spp, Desulphovibrio spp, Corynebacterium spp, Lactobacillus, Actinomyces, Staphilococcus, y Escherichia coli. Otros grupos
fisiol6gicos presentes incluyen los que producen erizimas proteolfticas, lipolfticas, ureolfticas o celuliticas [14, 15]. Un tercer grupo de microorganismos convierte el hidr6geno y el acido acetico, originado por las bacterias formadoras de acidos, en gas metana y en di6xido de carbona. Las bacterias responsables de este proceso son anaerobias estrictas y se las conoce como «metanogenicas» o «formadoras de metana». Muchos de los organismos metanogenicos identificados en los digestores anaerobios son similares a los encontrados en los est6magos de los animales rumiantes y en sedimentos organicos tomados de lagos y rfos. Los principales generos de microorganismos que se han identificado incluyen los bastoncillos
PROCESOS BIOLOGICOS UNITARIOS
483
(M ethanobacterium, M ethanobacillus) y las esferas (Methanococcus, M ethanosarcina) [14, 15]. Las bacterias mas importantes de este grupo, que son las que degradan el acido acetico y el acido propi6nico, tienen tasas de crecimiento muy lentas, raz6n por la cual se considera que su metabolismo es un factor limitante del tratamiento anaerobio de los residuos organicos. En la digesti6n anaerobia, Ia estabilizaci6n se alcanza cuando se produce metano y di6xido de carbono. El gas metano asf producido es altamente insoluble, y su desprendimiento de Ia soluci6n representa la estabilizaci6n real del residuo. Es importante notar que las bacterias generadoras de metano s6lo pueden emplear determinados substratos para llevar a cabo su funci6n. Hoy en dfa, se sabe que las sustancias que sirven como substrato a los organismos metanogenicos son: C0 2 + H 2 , formiato, acetato, metanol, metilaminas y mon6xido de carbono. Las reacciones tfpicas de producci6n. de energfa ligadas a estos compuestos son las siguientes:
En un digestor anaerobio, las dos vfas principales de producci6n de metano (vease Fig. 8-31) son: (1) la conversi6n de hidr6geno y di6xido de carbono en metano y agua (Ecuaci6n 8.75), y (2) la conversi6n de acetato en metano y di6xido de carbo no (Ecuaci6n 8. 77). Los organismos metanogenicos y los acidogenicos comparten una relaci6n «sintr6pica» (mutuamente beneficiosa) en Ia que los metan6genos convierten en metano y di6xido de carbono los productos finales de la fennentaci6n, tales como el hidr6geno, el formiato o el acetato. Los metan6genos son capaces de utilizar el hidr6geno producido por los organismos acidogenicos debido a su eficacia en Ia hidrogenesis. Comoquiera que los organismos metanogenicos son capaces de mantener Ia presi6n parcial del H 2 a valores extremadamente bajos, el equilibrio de las reacciones de fermentaci6n se desplaza en el sentido de Ia formaci6n de productos finales mas oxidados (p.e. formiato y acetato). La utilizaci6n del hidr6geno producido por los acidogenicos y otras bacterias anaerobias, por parte de los organismos metanogenicos, se conoce con el nombre de transferencia de hidr6geno entre especies. De hecho, las bacterias metanogenicas eliminan compuestos que pueden inhibir el crecimiento de los microorganismos acidogenicos. Con objeto de mantener un sistema de tratamiento anaerobio que estabilice correctamente el residuo organico, los microorganismos formadores de acidos y de metano se deben encontrar en un estado de equilibrio dimimico. Para mantener dicho estado, el contenido del reactor debera carecer de oxfgeno disuelto y estar libre de concentraciones inhibitorias de constituyentes tales como los metales pesados y los sulfuros. Ademas, elmedio acuoso debeni pre-
484
INGENIERIA DE AGUAS RESIDUALES
4%
(
.......~··
76% . .Complejos . . . ·........-.
Acidos . organicos I
"""'"' .i . '"'"'"'"~
~-~i----~2~0%~0-----ri--~-~ I I I I I
Fase 1: Hidr61isis y fermentaci6n
I I I I I
I I -~28%
:I
~. .
.
I
w I
I
·I I 'I I I Fase 2: I Acetogenesis y deshidrogenaci6n I Acido acetico
'
·· ..
Fase 3: Fermentaci6n del metano
i
.I I I I I I I I I I I
FIGURA 8-31
Etapas de Ia digestion anaerobia con flujo de energfa [33].
sentar valores del pH situados entre 6,6 y 7,6. Tambien debeni existir una alcalinidad suficiente para que el pH del sistema no descienda por debajo de 6,2, puesto que este punto marca ellfmite de actividad de las bacterias formadoras de metano. Mientras la digesti6n prosiga con normalidad, la alcalinidad oscilani entre 1.000 y 5.000 mg/l, y la concentraci6n de acidos volatiles sera inferior a 250 mg/l. Es necesario disponer de suficiente cantidad de nutrientes tales como nitr6geno o f6sforo, para asegurar el crecimiento adecuado de la comunidad biol6gica. La temperatura tambien es un parametro ambiental importante. Los intervalos de temperatura 6ptimos son el mesofflico (30 a 38 oq y el termofflico (49 a 57 °C). Las ventajas e inconvenientes del tratamiento anaerobic de un residua organico, en comparaci6n con el tratamiento aerobio, vienen condicionadas por el lento crecimiento de las bacterias formadoras de metano. Ellento crecimierito de estas bacterias obliga a tiempos de detenci6n mas dilatados para conseguir una adecuada estabilizaci6n de los residuos. No obstante, este bajo crecimiento implica que s6lo una pequefia parte del residua organico biodegradable esta siendo sintetizado en forma de nuevas celulas. En la Tabla 8-9 se indican algunos coeficientes cineticos tfpicos de la digesti6n anaerobia. Mediante la acci6n de las bacterias metanogenicas, la mayor parte del residua organico se transforma en metano, que es un gas combustible y, por ello, un producto final util. Si se producen cantidades suficientes de metano, como ocurre en el tratamiento de los fangos de aguas residuales municipales, el gas se puede emplear para la generaci6n de energfa o para proporcionar calefacci6n a los edificios. La cantidad de gas que se produce en un proceso anaerobic de conversi6n de la materia organica se puede estimar tal como se muestra en el Ejemplo 8-5. Analisis del proceso.
PROCESOS BIOLOGICOS UNITARIOS
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TABLA 8-9 Coeficientes cineticos tlpicos para Ia digestion anaerobia de algunos substratos a
" Adaptado parcialmente de Ia bibliograffa [12, 18 y 43]. " Los valores que se proporcionan son los correspondientcs a 20 ·c.
Ejemplo 8-5. Conversion de Ia DBOL en gas metano. Determinar Ia cantidad de gas metano producido por kg de DBOL estabilizada. Sup6ngase que el compuesto inicial es glucosa (C 6 H 12 0 6 ). So/uci6n 1.
Escribir una ecuaci6n igualada para Ia conversi6n de Ia glucosa en C0 2 y CH 4 bajo condiciones anaerobias: · C 6 H 12 0 180
6 ~
3 C0 2 132
+ 3 CH 4 48
N6tese que a pesar de Ia conversi6n de Ia glucosa, el gas metano presenta una demanda de oxfgeno para su conversi6n total en C0 2 y H 2 0. 2.
Escribir una ecuaci6n igualada para Ia oxidaci6n del metano a C0 2 y H 2 0, y determinar los lcilogramos de metano generados por cada lcilogramo de DBOL. 3 CH 4 48
+60 2
~
3 C0 2
+ 6 H 20
192
Empleando esta ecuaci6n y Ia anterior, Ia DBOL por kg de glucosa es (192/180) kg, y 1 kg de glucosa produce (48/180) leg de metano, de manera que Ia cantidad de metano producida por cada kg de DBOL convertido sera: :-lc-=g=C-=H-=4.:_ = 48/180 = O 25 leg DBOL 192/180 ' Por lo tanto, por cada kg de DBOL convertida se produciran 0,25 kg de metano.
486 3.
INGENIERIA DE AGUAS RESIDUALES
Determinar el volumen equivalente de los 0,25 kg de metana producidos en Ia estabilizaci6n de 1 kg de DBO. VcH. = (0, 25 kg) (1.000 g) (1 mol) (22,4 I) ' kg 16 g mol =
350 I de CH 4 en condiciones normales (20 ·c, 1 atm)
Por Io tanto, por cada kilogramo de DBOL convertida se producen 350 I de metana.
A causa de Ia baja tasa de crecimiento celular y de Ia conversi6n de Ia materia organica en gas metano y di6xido de carbono, la materia s6lida resultante suele estar bastante bien estabilizada. Esto la convierte, tras el proceso de deshidrataci6n o de secado, en un material apto para su evacuaci6n en vertederos, para el compostaje, o para su aplicaci6n al terreno. Debido a la gran proporci6n de materia celular organica, los s6lidos del fango resultante de los procesos aerobios se suelen digerir de forma anaerobia. A las altas temperaturas necesarias para lograr un tratamiento adecuado se les suele achacar los principales inconvenientes con los que tropieza el proceso de digest6n anaerobia. Sin embargo, dichas temperaturas s6lo son necesarias cuando no se pueden conseguir tiempos medios de retenci6n celular suficientemente largos a las temperaturas nominales. En los sistemas de digesti6n anaerobia de Ia Fig. 8-29, el tiempo medio de retenci6n celular coincide con el tiempo de detenci6n hidn'iulica del lfquido dentro del digestor. Conforme aumenta Ia temperatura, se producen reducciones importantes en el tiempo mfnimo de retenci6n celular. Por lo tanto, un aumento de Ia temperatura, no s6lo reduce el tiempo de retenci6n celular necesario para alcanzar un nivel de tratamiento adecuado, sino que tambien reduce el tiempo de detenci6n hidraulica asociado, lo cual permite disponer de reactores de menor volumen.
Proceso anaerobio de contacto Algunos residuos industriales con alto contenido en DBO se pueden estabilizar por medio del tratamiento anaerobio de forma muy efectiva. En el proceso anaerobio de contacto (vease Fig. 8-28), los residuos que se quiere tratar se mezclan con los s6lidos del fango recirculado y se digieren a continuaci6n en un reactor cerrado para evitar Ia entrada de aire [33]. El contenido del reactor se mezcla completamente y, tras Ia digesti6n, Ia mezcla se separa en un clarificador o una unidad de flotaci6n al vacfo. El sobrenadante del proceso, normalmente, es sometido a un tratamiento posterior. El fango anaerobio sedimentado se recircula para servir de siembra al agua residual entrante. Debido a Ia baja tasa de sfntesis de los microorganismos anaerobios, el exceso de fango a evacuar es mfnimo. Este proceso se ha empleado de forma satisfactoria para Ia estabilizaci6n de efluentes de industrias carnicas y otras de alto contenido organico en estado soluble. En Ia Tabla 8-10 se proporcionan datos tfpicos de las cm·gas del proceso y de los rendimientos del proceso anaerobio de contacto.
PROCESOS BIOLOGICOS UNITARIOS
487
TABLA 8-10
Datos tfpicos de rendimiento de procesos anaerobios empleados en el tratamiento de vertidos industriales
DQO de entrada, mg/1
Tiempo de detenci6n hidraulica, h
Carga org:inica, gDQO/I·dia
Eliminaci6n de DQO, porcentaje
Proceso anaerobio de contacto
1.500-5.000
2-10
0,48-2,40
75-90
Manto de fango anaerobio de fiujo ascendente
5.000-15.000
4-12
4,00-12,00
75-85
10.000-20.000
24-48
0,96-4,80
75-85
5.000-10.000
5-10
4,80-9,60
80-85
Proceso
Lecho fijo Lecho expandido
Proceso anaerobio de manto de fango de flujo ascendente (UASB) En este proceso (vease Fig. 8-28), el residua que se quiere tratar se introduce par Ia parte inferior del reactor. El agua residual fluye en sentido ascendente a traves de un manto de fango constituido por gninulos o partfculas formadas biol6gicamente. El tratamiento se produce al entrar en contacto el agua residual y las partfculas. Los gases producidos en condiciones anaerobias (principahnente metano y di6xido de carbona) provocan una circulaci6n interior, que colabora en la formaci6n y mantenimiento de los gninulos. Parte del gas generado dentro del manto de fango se adbiere a las partfculas biol6gicas. Tanto el gas libre como las partfculas a las que se ba adberido gas, ascienden bacia la parte superior del reactor. Allf, se produce la 1iberaci6n del gas adberido a las partfculas, a! entrar estas en contacto con unos deflectores desgasificadores. Las partfculas desgasificadas suelen volver a caer basta la superficie del manto de fango. El gas libre y el gas liberado de las partfculas se captura en una b6veda de recogida de gases instalada en Ia parte superior del reactor. El lfquido, que contiene algunos s6lidos residuales y algunos de los gn1nulos biol6gicos, se conduce a una camara de sedimentaci6n, donde se separan los s6lidos residuales. Los s6lidos separados se reconducen a Ia superfide del manto de fango a traves del sistema de deflectores. Para mantener el manto de fango en suspensi6n, es necesario que Ia velocidad de flujo ascendente tenga un valor entre 0,6 y 0,9 m/b. En Ia Tabla 8-10 se proporcionan los datos de cm·gas y de rendimientos del proceso anaerobio de manto de fango de flujo ascendente (UASB).
488
INGENIERIA DE AGUAS RESIDUALES
8. 10 PROCESOS ANAEROBIOS DE TRA TAMlENTO DE CUL TIVO FIJO Los dos procesos anaerobios de tratamiento mas comunmente empleados para el tratamiento de residuos organicos carbonosos son el filtro anaerobio y el proceso de lecho expandido. En la Secci6n 8-11 y en el Capitulo 11 se aborda el estudio de los procesos de tratamiento de cultivo fijo empleados para la desnitrificaci6n. En la Tabla 8-10 se proporcionan datos tfpicos de las cargas y rendimientos del proceso del filtro anaerobio y del proceso de lecho expandido.
Proceso del filtro anaerobio El filtro anaerobio es una columna rellena de diversos tipos de medias s6lidos que se utiliza para el tratamiento de la materia organica carbonosa contenida en el agua residual. El agua a tratar fluye en sentido ascendente, entrando en contacto con el media sabre el que se desarrollan y fijan las bacterias anaerobias. Dado que las bacterias estan adheridas al media y no son arrastradas por el efluente, se pueden obtener tiempos medias de retenci6n celular del arden de los cien dfas. En consecuencia, es posible conseguir grandes valores de Oc con bajos tiempos de detenci6n hidraulica. De este modo, el filtro anaerobio se puede emplear para el tratamiento de residuos de baja concentraci6n a temperatura ambiente.
Proceso de lecho expandido En el proceso de lecho expandido (vease Fig. 8-28), el agua residual a tratar se bombea a traves de un lecho de material adecuado (p.e. arena, carb6n, conglomerado expandido) en el que se ha desarrollado un cultivo biol6gico. El efluente se recircula para diluir el agua entrante y para mantener un caudal adecuado que asegure que el media se halle expandido. Se han llegado a emplear concentraciones de biomasa superiores a 15.000-40.000 mg/1. Debido a las altas concentraciones de biomasa que se pueden conseguir, el proceso de lecho expandido tambien se puede emplear para el tratamiento de aguas residuales municipales, con tiempos de detenci6n hidraulica muy pequeflos. En el tratamiento de este tipo de residuos, la presencia de sulfatos puede producir Ia generaci6n de sulfuro de hidr6geno, para cuya captura en Ia fase de soluci6n se han desarrollado diferentes metodos. Se silpone que el uso de este y otros procesos anaerobios de cultivo fijo aumentara con el tiempo, especialmente debido a que Ia cantidad de fango producido es considerablemente inferior a la que se produce en los procesos aerobios. La recuperaci6n del metana, un gas util, es otra de las ventajas importantes de los procesos anaerobios.
PROCESOS BIOLOGICOS UNITARIOS
8.11
489
ELIMINACION BIOLOGICA DE NUTRIENTES
La eliminaci6n de los nutrientes del agua residual se hace necesaria cada vez con mayor frecuencia, ya que puede ser necesario controlar el vertido de nitr6geno o de f6sforo debido a su potencial impacto sobre la calidad de las aguas receptoras [41]. Las opciones de eliminaci6n de nutrientes que cabe considerar son las siguientes: 1.
de nitr6geno sin eliminar el f6sforo. conjunta del nitr6geno y del f6sforo. del f6sforo con o sin eliminaci6n de nitr6geno. del f6sforo todo el afio con eliminaci6n estacional del
La informaci6n que contiene esta secci6n pretende ser una breve introducci6n al tema de la eliminaci6n de nutrientes. En el Capftulo 11· se puede encontrar un examen mas extenso de los procesos biol6gicos de eliminaci6n de nutrientes.
Procesos de eliminaci6n de nutrientes La eliminaci6n biol6gica de los nutrientes es un metodo de coste relativamente bajo de eliminar el nitr6geno y el f6sforo presentes en el agua residual. La experiencia reciente ha podido demostrar que los procesos biol6gicos constituyen un medio fiable y efectivo de eliminar el nitr6geno y el f6sforo. Eliminaci6n del nitr6geno. En el agua residual, el nitr6geno puede estar presente en multiples formas, y son numerosas las transformaciones que puede sufrir en los diferentes procesos de tratamiento (vease Fig. 8-32). Estas transformaciones permiten convertir elnitr6geno amoniacal en otros productos facilmente separables del agua residual. Los dos mecanismos principales que intervienen en este proceso son la asimilaci6n y la nitrificaci6n-desnitrificaci6n. Debido a que el nitr6geno es un nutriente, los microbios presentes en los procesos de tratamiento tenderan a asimilar el nitr6geno amoniacal y a incorporarlo a su masa celular. Una parte de este nitr6geno amoniacal retornara al agua residual con la lisis y muerte de las celulas. En el proceso de nitrificaci6n-desnitrificaci6n, la eliminaci6n del nitr6geno se consigue en dos etapas de conversi6n. En la primera, la nitrificaci6n, se reduce la demanda de oxfgeno del amoniaco mediante su conversi6n a nitrato. No obstante, en este paso, el nitr6geno apenas ha cambiado de forma y no se ha eliminado. En el segundo paso, la desnitrificaci6n, elnitrato se convierte en un producto gaseoso que es eliminado. Estos dos procesos se estudiaran por separado en esta secci6n.
490
INGENIERIA DE AGUAS RESIDUALES
Nitr6geno organico (protefnas, urea)
l
Descomposici6n bacteriana e hidr61isis
Nitr6geno amoniacal
Asimilaci6n
Nitr6geno organico __,_ (celulas bacterianas)
Nitr6geno organico (crecimiento neto)
. . . . . .. ._I t"----"--------' 021 Lis is y autooxidaci6n
c:
·o
.'0
"' (..)
~
Desnitrificaci6n
Nitr6geno gas (N 2 )
Carbona organico
FIGURA 8-32
Transformaciones del nitr6geno en los procesos de tratamiento biol6gico [28].
Eliminaci6n del f6sforo. El consumo de f6sforo par parte de los microorganismos tiene lugar en reactores dispuestos en etapas en serie. Mediante el adecuado control de las condiciones ambientales, es posible hacer que los microorganismos consuman un exceso sabre sus necesidades normales. La eliminaci6n del f6sforo se consigue por purga o arrastre de los microbios [8, 28]. Ambos metodos se analizan mas adelante en esta secci6n, y con mayor detalle en el Capitulo 11. Nitrificaci6n biol6gica La nitrificaci6n es el primer paso en la eliminaci6n del nitr6geno por el proceso de nitrificaci6n-desnitrificaci6n. A continuaci6n se describe el proceso de nitrificaci6n y su aplicaci6n. Descripci6n del proceso. Son dos los generos de bacterias responsables de la nitrificaci6n, Nitrosomas y Nitrobacter. Los Nitrosomas oxidan el amonfaco
PROCESOS BIOLOGICOS UNITARIOS
491
en nitrito, producto intermedio, mientras que los Nitrobacter transforman el nitrito en nitrato. La no acumulaci6n de nitrito en el sistema evidencia que la conversi6n de amonfaco a nitrito tiene lugar por medio de una serie de complejas reacciones que gobiernan el proceso de conversi6n global. De forma aproximada, las reacciones que tienen lugar se pueden expresar de la siguiente man era: Para los Nitrosomas, la ecuaci6n es la siguiente: (8.80)
Para los Nitrobacter, la ecuaci6n es: (8.81)
Estas ecuaciones permiten calcular las cantidades necesarias para los procesos de las diferentes especies qufmicas. Aproximadamente, se necesitan 4,3 mg de 0 2 por cada mg de nitr6geno amoniacal oxidado a nitr6geno en forma de nitrato. En el proceso de conversi6n, se consume gran cantidad de alcalinidad: 8,64 mg de HC03 por cada mg de nitr6geno amoniacal oxidado. Es necesario tener presente que la transfonnaci6n de nitr6geno amoniacal en nitr6geno en forma de nitrato no supone la eliminaci6n del nitr6geno, aunque sf pennite eliminar su demanda de oxfgeno. Las bacterias nitrificantes son organismos extremadamente sensibles a gran cantidad de sustancias inhibidoras, agentes tanto organicos como inorganicos, que pueden impedir el crecimiento y la actividad de estos organismos. Las altas concentraciones de amonfaco y de acido nitroso pueden resultar inhibidoras, siendo tambien importante el efecto del pH. El intervalo 6ptimo de valores del pH es estrecho, entre 7,5 y 8,6, pero algunos sistemas aclimatados a condiciones de pH mas bajos tambien han conseguido la nitrificaci6n de forma satisfactoria. La temperatura tambien ejerce una gran influencia sobre el crecimiento de las bacterias nitdficantes. Aun asf, la cuantificaci6n de esta influencia es diffcil de establecer. Para que se produzca la nitrificaci6n, es fundamental que existan concentraciones de oxfgeno disuelto poi: encima de 1 mg/1. Si el nivel de OD es inferior a este valor, el oxfgeno se convierte en el nutriente limitante del proceso, y puede producirse e1 cese o la ralentizaci6n de la nitrificaci6n. Aplicaci6n del proceso. Los principales procesos de nitrificaci6n se pueden clasificar en procesos de cultivo en suspensi6n y procesos de cultivo fijo. En el proceso de cultivo en suspensi6n, la nitrificaci6n se puede conseguir en el mismo reactor empleado para el tratamiento de la materia organica carbonasa, o en un reactor de cultivo en suspensi6n independiente, situado a continuaci6n del proceso de fangos activados convencional. En aquellos casos en los que la nitrificaci6n y el tratamiento de la materia organica carbonosa se realizan en un unico reactor, el proceso recibe el nombre de nitrificaci6n de una fase. Cuando se emplea una instalaci6n independiente, suele constar de un reactor y de un tanque de sedimentaci6n del mismo tipo que se emplea en el
492
INGENIERIA DE AGUAS RESIDUALES
proceso de fangos activados. La oxidaci6n del amonfaco a nitrato se puede llevar a cabo con aire o con oxfgeno puro. Los detalles del proceso de nitrificaci6n se analizan en el Capitulo 11. AI igual que en el caso de los reactores de cultivos en suspensi6n, la nitrificaci6n se puede conseguir en el reactor de cultivo fijo empleado para Ia eliminaci6n de la materia organica carbonosa, o en un reactor independiente. Los filtros percoladores, los biodiscos y los filtros de alta carga se pueden emplear para los sistemas de nitrificaci6n. Estos sistemas resisten bien las cm·gas de choque, pero son susceptibles de dejar pasar el amonfaco sin oxidar en condiciones de caudal punta. En sistemas combinados de oxidaci6n carbonosa-nitrificaci6n, las capas biol6gicas son de mayor espesor que en los reactores de nitrificaci6n. Esta diferencia de espesor en Ia capa biol6gica se compensa con las bajas cm·gas de DBO carbonosa soluble necesarias para el adecuado crecimiento de los cultivos nitrificantes. En los sistemas combinados, el aumento de las cargas puede producir un espesor excesivo de la capa biol6gica y generar problemas de arrastre de s6lidos.
Desnitrificaci6n biol6gica La desnitrificaci6n es la segunda etapa de la eliminaci6n delnitr6geno mediante el proceso de nitrificaci6n-desnitrificaci6n. En la siguiente discusi6n se aborda el estudio del proceso de desnitrificaci6n y sus aplicaciones. Descripci6n del proceso. La eliminaci6n del nitr6geno en forma de nitrato por conversi6n en nitr6geno gas se puede conseguir biol6gicamente bajo condiciones «an6xicas» (sin oxfgeno). El proceso se conoce con el nombre de desnitrificaci6n. En el pasado, el proceso de conversi6n se solfa identificar como la desnitrificaci6n anaerobia. Sin embargo, las principales vfas bioqufmicas no son anaerobias, sino modificaciones de las vfas aerobias; es por esta raz6n porIa que se ha crefdo conveniente emplear el termino an6xico en lugar de anaerobic [36]. La conversi6n del nitr6geno, en forma de nitratos, a formas mas rapidamente eliminables se puede llevar a cabo gracias a la acci6n de diversos generos de bacterias. De entre todas elias, se pueden destacar: Achromobacter, Aerobacter, Alcaligenes, Bacillus, Brevibavterium, Flavobacterium, Lactobacillus, Micrococcus, Proteus, Pseudomonas y Spirillum. Estas bacterias son heter6trofas capaces de la reducci6n disimilatoria del nitrato, que es un proceso de dos etapas. El primer paso consiste en Ia conversi6n de nitrato en nitrito, y a continuaci6n se producen 6xido nftrico, 6xido nitroso y nitr6geno gas. Las reacciones de reducci6n del nitr6geno son las siguientes:
(8.82) Los tres ultimos compuestos son gaseosos, y se pueden liberar ala atm6sfera. En los sitemas de desnitrificaci6n, el parametro crftico es la concentraci6n de oxfgeno disuelto. La presencia de OD suprime el sistema enzimatico necesario para el desarrollo del proceso de desnitrificaci6n. La alcalinidad se produce
PROCESOS BIOLOGICQS UNITARIOS
493
durante la conversi6n de nitrato en nitr6geno gas, lo cual provoca un aumento del pH. El pH 6ptimo se situa entre 7 y 8, con diferentes valores 6ptimos que dependen de las diferentes poblaciones bacterianas posibles. La temperatura afecta a la tasa de eliminaci6n del nitrato y a la de crecimiento microbiano. Los organismos son sensibles a los cambios de temperatura. Aplicaci6n del proceso. AI igual que sucedfa con la nitrificaci6n, los procesos de desnitrificaci6n se pueden clasificar teniendo en cuenta si los cultivos son fijos o en suspensi6n. La desnitrificaci6n con cultivos en suspensi6n se suele llevar a cabo en sistemas de fangos activados de flujo en pist6n (p.e. a continuaci6n de cualquier proceso que convierta el amonfaco y el nitr6geno organico en nitratos [nitrificaci6n]). Las bacterias anaerobias obtienen la energfa para el crecimiento a partir de la conversi6n de nitrato en nitr6geno gas, pero necesitan una fuente de carbona para la sfntesis celular. Debido a que los efluentes nitrificados suelen presentar concentraciones bajas de materia carbonasa, es necesario disponer de una fuente externa de carbona. Para conseguirla, en algunos sistemas de desnitrifiaci6n biol6gica se emplea el agua residual cruda o tejido celular. En el tratamiento de aguas de retorno de usos agrfcolas, deficitarias en carbona organico, se ha empleado el metanol como fuente de carbona, aunque tambien se han empleado residuos industriales pobres en nutrientes pero ricos en materia carbonosa. Debido a que el nitr6geno gas producido en Ia desnitrificaci6n dificulta la sedimentaci6n del lfquido mezcla, antes del clarificador de la desnitrificaci6n se debe instalar un reactor para la eliminaci6n del nitr6geno gas. La desnitrificaci6n con cultivo fijo (pelfcula fija) se lleva a cabo en un reactor en columna que contiene piedras o alguno de los diversos materiales sinteticos sobre los que crecen las bacterias. La necesidad o no de disponer de un clarificador dependera del tamaft.o del medio. El arrastre de s6lidos con el efluente produce un efecto de purga de aquellos. Para evitar la obstrucci6n del medio debida a la presencia de s6lidos y las perdidas de carga que ello provoca, es necesario prever un lavado a contracorriente yjo un lavado con aire peri6dicos. AI igual que sucedfa con Ia desnitrificaci6n con cultivos en suspensi6n, tambien suele ser necesaria alguna fuente externa de carbona. La mayorfa de las aplicaciones de este proceso adoptan el sistema de flujo descendente (por gravedad o a presi6n), aunque tambien se emplean tecnicas de !echo expandido. En el Capftulo 11 se tratan mas modificaciones del proceso, desde el punto de visto de Ia configuraci6n ffsica de los elementos.
Eliminacion de fosforo El f6sforo esta presente en el agua residual en forma de ortofosfato (P04 3 ), polifosfato (P 2 0 7) y formas organicas del f6sforo. Los dos ultimos tenninos engloban basta el 70 por 100 del f6sforo contenido en el agua residual. Los microbios utilizan el f6sforo para Ia sfntesis celular y en el transporte de energfa. Como consecuencia de ello, entre el 10 y el 30 por 100 del f6sforo presente se elimina durante el tratamiento biol6gico secundario. Para conse-
494
INGENIERIA DE AGUAS RESIDUALES
guir niveles de f6sforo bajos en el efluente, es necesario eliminar mas cantidad de Ia estrictamente necesaria para ei mantenimiento y sfntesis celular. Bajo ciet'tas condiciones aerobias, los microorganismos pueden consumir mas f6sforo del necesario. Las celulas pueden liberar f6sforo en condiciones an6xicas. La eliminaci6n biol6gica del f6sforo se consigue generando en los reactores las condiciones ambientales adecuadas de manera secuencial. Descripci6n del proceso. Uno de los principales organismos responsables de la eliminaci6n del f6sforo son los Acinetobacter. Estos organismos liberan el f6sforo almacenado como respuesta, en condiciones anaerobias, a Ia presencia en el agua residual de acidos grasos volatiles (AGV). En su competencia por Ia supervivencia con los organismos heter6trofos, los AGV son un substrata importante para los Acinetobacter. Cuando una zona aer6bica (6xica) sigue a una zona anaerobia, los organismos consumen mayores cantidades de f6sforo de lo habitual. Los microorganismos no s6lo utilizan el f6sforo para el mantenimiento celular, sfntesis celular y transporte de energfa, sino que tambien lo ahnacenan para su uso posterior. EI fango que contiene el exceso de f6sforo se purga o se evacua a una lfnea de fango auxiliar para eliminar el exceso de f6sforo. La liberaci6n del f6sforo de produce bajo candiciones an6xicas. Por lo tanto, el proceso biol6gico de eliminaci6n del f6sforo hace necesario poder disponer de reactores o zonas anaerobias y aerobias dentro del mismo reactor. Como se acaba de comentar, existen dos mecanismos de eliminaci6n del f6sforo: la purga de fango, y el tratamiento en lfnea auxiliar. Actualmente existen una serie de procesos que se basan en alguno de estos mecanismos. Dos de estos procesos son el PhoStrip y el Bardenpho (vease Fig. 8-33). Ambos procesos, como se puede apreciar en la Figura 8-33, realizan la secuencia entre los contactos anaerobios y aerobios con pequefias modificaciones. En el proceso PhoStrip, se usa la liberaci6n biol6gica del f6sforo en condiciones an6xicas para concentrar el nutriente en una linea auxiliar para su tratamiento qufmico. Normalmente se suele afiadir cal para la precipitaci6n del f6sforo. En el proceso Bardenpho, para conseguir la eliminaci6n, tanto del nitr6geno como del f6sforo, se sigue una secuencia de condiciones anaerobias, an6xicas y aerobias. El f6sforo se elimina mediante la purga del fango.
Eiiminaci6n conjunta del nitr6geno y del f6sforo En los casos en los que se debe eliminar tanto el nitr6geno como el f6sforo se emplean metodos combinadas como ei Bardenpho (vease Fig. 8-33b). Los procesos de eliminaci6n combinadas se analizan en el Capitulo 11.
8.12 PROCESOS DE TRATAMIENTO POR LAGUNAJE (ESTANQUES) Los sistemas de lagunaje se pueden clasificar, en relaci6n con la presencia de oxfgeno, en (1) aerobios, (2) de maduraci6n, (3) facultativos, y (4) anaerobios.
495
PROCESOS BIOLOGICOS UNITARIOS
0
o 0o 00
0
'6~ ~0
0 00
0
0
o0
0
0
g
oO
&o0 0
0
0
0
Q
I--
-....;;;;7
Aerobic 0,3-0,4 Q
I 0,1 - 0,2 Q
t
Eliminaci6n anaerobia del f6sforo
I
Call
Rebose,
Adici6n de agua para elutriaci6n
T
'-- Fango tratado
r
Purga de fango
Recirculaci6n de fango, 0,5 Q
Sobrenadante
1--
1'--
T
'- Tanque de precipitaci6n
Fango residual
(a)
Q
Recirculaci6n de fango, 0,5 Q
~----------~~~~~~~~~~-------------L----~
Purga de fango
(b)
FIGURA 8·33 Procesos de tratamiento tfpicos empleados para Ia eliminaci6n biol6gica del f6sforo: (a) proceso PhoStrip, y {b) proceso Bardenpho de cinco fases (adaptado de Ia bibliograffa [28]).
Estanque de estabilizaci6n aerobia
En su forma mas simple, los estanques de estabilizaci6n aerobia son grandes dep6sitos excavados en el terreno, de poca profundidad, que se emplean para el tratamiento del agua residual por medio de procesos naturales que incluyen la utilizaci6n de algas y de bacterias. Aunque es normal agrupar todos los sitemas de estanques en un solo tipo, en este capitulo se van a analizar de acuerdo con la clasificaci6n de la Tabla 8-6. En el Capitulo 10, el disefio se aborda de forma colectiva.
496
INGENIERIA DE AGUAS RESIDUALES
Descripci6n del proceso. Un estanque de estabilizaci6n aerobia contiene bacterias y algas en suspensi6n, existiendo condiciones aerobias en toda su profundidad. Existen dos tipos basicos de estanques aerobics. En el primer tipo, el objetivo es maximizar Ia producci6n de algas. La profundidad de este tipo de estanques se suele limitar a entre 15 y 50 em. En el segundo tipo de estanques, el objetivo es maximizar Ia cantidad de oxfgeno producido, y se emplean profundidades de hasta 1,5 m. En ambos tipos, el oxfgeno, ademas del producido por las algas, penetra en ellfquido por la difusi6n atmosferica. Para optimizar los resultados, es conveniente mezclar peri6dicamente el contenido de los estanques por medio de bombas o de aireadores de superficie. Microbiologia del proceso. En los estanques aerobics fotosinteticos, el oxfgeno se suministra por aireaci6n natural a traves de la superficie y por fotosfntesis de las algas. Con excepci6n de Ia poblaci6n de algas, Ia comunidad biol6gica presente en los estanques de estabilizaci6n es similar a Ia existente en los sistemas de fangos activados. EI oxfgeno liberado por las algas en el proceso de fotosfntesis es utilizado por las bacterias en Ia degradaci6n aerobia de Ia materia organica. Los nutrientes y el di6xido de carbono liberados en este proceso de degradaci6n los emplean, a su vez, las algas. Esta relaci6n ciclo-simbi6tica se ilustra en Ia Figura 8-34. Tambien se presentan animales superiores tales como los rotfferos y protozoos, cuya principal funci6n consiste en la mejora del efluente. El grupo especffico de algas, animales o especies bacterianas presentes en cualquier zona de un estanque aerobio depende de factores tales como la carga organica, el grado de mezclado del estanque, el pH, los nutrientes, Ia luz solar, y Ia temperatura. Este ultimo factor ejerce un efecto muy importante sobre los estanques aerobios, particulannente en regiones que tienen inviernos frfos.
FIGURA 8-34
Representaci6n esquematica de Ia relaci6n simbi6tica entre algas y bacterias en un estanque de estabilizaci6n de alta carga.
Amilisis del proceso. En los estanques aerobios, la eficacia de Ia eliminaci6n de la DB0 5 es alta, situandose por encima del 95 poi: 100. Sin embargo,es necesario recordar que, aun cuando se haya conseguido eliminar Ia DBO soluble del agua residual a tratar, el alto contenido en algas y bacterias del efluente del estanque puede ejercer valores de Ia DB0 5 superiores a los del agua afluente. En el Capitulo 10 se presentan diversos procedimientos que permiten eliminar las algas del agua residual tratada.
PROCESOS BIOLOGICOS UNITARIOS
497
Se han propuesto diversos sistemas te6ricos para ei am'ilisis de los estanques de estabilizaci6n aerobios. Sin embargo, a causa de las numerosas variables incontrolables que influyen en el proceso, los estanques todavfa se suelen diseflar utilizando factores de carga deducidos de ensayos en planta piloto y observaciones de sistemas en funcionamiento. La carga del estanque se ajusta para adecuarse a Ia cantidad de oxfgeno disponible por fotosfntesis y reaireaci6n atmosferica.
Estanques facultativos Los estanques en los que Ia estabilizaci6n de las aguas residuales se lleva a cabo mediante una combinaci6n de bacterias facultativas, anaerobias y aerobias, se conocen con el nombre de estanques de estabilizaci6n facultativos (aero bios-an aero bios). Descripci6n del proceso. Como se puede apreciar en Ia Figura 8-35, en un estanque facultativo existen tres zonas: (1) una zona superficial en Ia que existen bacterias aerobias y algas en una relaci6n simbi6tica, como se ha descrito anterionnente; (2) una zona inferior anaerobia en Ia que se descomponen activamente los s61idos acumulados por acci6n de las bacterias anaerobias, y (3) una zona intermedia, que es parcialmente aerobia y anaerobia, en Ia que Ia descomposici6n de los residuos organicos Ia Bevan a cabo las bacterias facultativas. Los estanques de estabilizaci6n facultativos son tanques excavados en el terreno que se alimentan con agua residual procedente de un proceso previo de desbaste o con el efluente de un tratamiento primario. Los s6lidos de gran tamaflo sedimentan para formar una capa de fango anaerobio. Los materiales organicos s6lidos y coloidales se oxidan por Ia acci6n de las bacterias aerobias y facultativas empleando el oxfgeno generado por las abundantes algas presentes cerca de Ia superficie. El di6xido de carbona, que se produce en el proceso de oxidaci6n organica, sirve como fuente de carbona para las algas. La descomposici6n anaerobia de los s61idos de Ia capa de fango comporta Ia producci6n de compuestos organicos disueltos y de gases tales como e1 C0 2 , el H 2 S y el CH 4 , que o bien se oxidan por las bacterias aerobias, o se liberan a Ia atm6sfera. En Ia practica, Ia presencia de oxfgeno en Ia capa superior del estanque se consigue por las algas o mediante aireadores de superficie (vease Cap. 10). Si se emplean aireadores de superficie, Ia presencia de algas no es necesaria. La ventaja de utilizar aireadores de superficie reside en que ello posibilita aplicar cargas organicas mas elevadas. Sin embargo, Ia carga organica aplicada no debe exceder de Ia cantidad de oxfgeno que pueda ser suministrada por los aireadores sin que se produzca un mezclado completo del contenido del estanque, ya que en este caso se pierden las ventajas derivadas de Ia descomposici6n anaerobia. Microbiologfa del proceso. La comunidad biol6gica de Ia capa superior o aerobia es similar a Ia de un estanque aerobio. Los microorganismos de Ia
498
INGENIERIA DE AGUAS RESIDUALES Luz solar
Viento (Ia acci6n del viento favorece Ia mezcla y Ia reaireaci6n)
Si no exists oxigeno en los niveles superiores del estanque de estabilizaci6n, se pueden liberar gases malolientes
\~ \ """"'"~~' """
I
desol)
02
!
Reaireacion Nuevas ( celulas Agua residual
~
P04 • etc.
Bacterias
4 '
I
2
):
etc.
.">.
Zona aerobia
2S + 2 0 2 - H2S04
NH3, po-3
Fango
co
Celulas muertas
02
S61idos sedimentables
NH~;
Algas \
~
t Ceiulas muertas
Nuevas celulas
Zona facultativa
~rl...,...---.3--. ..~·
Residues organicos
~
- -·.. - •7 - - : .
+
NH3 +
H2S
+
· ·; CH.\
~~~~~~~~~~~~~~~
Zona anaerobia
FIGURA 8-35 Representaci6n esquematica de un tanque de estabilizaci6n [35].
zona inferior del estanque son bacterias facultativas y anaerobias. La respiraci6n tambien se produce en presencia de luz solar; sin embargo, la reacci6n neta es la producci6n de oxfgeno. Las Ecuaciones 8.83 y 8.84 representan reacciones bioqufmicas simplificadas de la fotosfntesis y de la respiraci6n: Fotosfntesis: C0 2
+ 2H 2 0
luz
~
(CH 2 0)
+ 0 2 + H20
(8.83)
C~lulas
nuevas
Respiraci6n: (8.84) Debido a que las algas usan di6xido de carbona en su actividad fotosintetica, ella puede dar Iugar a condiciones de pH altos, especialmente en aguas
PROCESOS BIOLOGICOS UNITARIOS
499
residuales con alcalinidades bajas. En muchos casos, las algas presentes en los estanques facultativos obtienen el carbono necesario para Ia sfntesis celular del ion bicarbonato. Cuando se emplea como fuente de carbono el ion bicarbonato, se pueden producir altas variaciones diurnas del pH. Ademas, con el aumento del pH cambian los componentes de Ia alcalinidad, y tiende a predominar Ia alcalinidad debida a la presencia de carbonato y de hidr6xido. Si el agua residual presenta altas concentraciones de calcio, se producira el precipitado de carbonato de calcio cuando las concentraciones de carbonato y de ion calcio sean la suficientemente elevadas para alcanzar el valor del producto de solubilidad. Esta eliminaci6n del ion carbonato evitara que el pH siga subiendo. Analisis del proceso. La magnitud del esfuerzo aplicado al estudio de los estanques facultativos es enorme, y se ha dedicado, aproximadamente, la misma atenci6n al desarrollo de ecuaciones de disefio adecuadas. A pesar de que se han publicado numerosas ecuaciones de disefio, no existe una ecuaci6n universalmente aceptada. La explicaci6n de este hecho reside, en parte, en que el proceso esta poco determinado debido a las variaciones que presenta la naturaleza. Por ejemplo, todas las ecuaciones desarrolladas para Ia predicci6n de la calidad del efluente pierden su validez en cuanto aparece el viento. Bajo estas condiciones, la calidad del efluente dependera del grado de mezcla provocado por el viento, y de la cantidad de s6lidos sedimentados que pasan a estar en suspensi6n. Esta es Ia principal raz6n por la cuallos estanques facultativos se suelen proyectar a partir de datos obtenidos de instalaciones en funcionamiento.
Estanques de maduraci6n terciarios Los estanques de estabilizaci6n de baja carga terciarios o de maduraci6n se disefian para mejorar Ia calidad de los efluentes secundarios y para la nitrificaci6n estacional. Los mecanismos biol6gicos involucrados son similares a los de otros procesos aerobios de cultivo en suspensi6n. Su funcionamiento implica la respiraci6n end6gena de los s61idos biol6gicos residuales y Ia conversi6n del amoniaco en nitrato mediante el oxfgeno suministrado por reaireaci6n superficial y por la presencia de algas. Se han propuesto tiempos de detenci6n de 18 a 20 dfas como el mfnimo periodo necesario para conseguir la respiraci6n end6gena completa de los s6lidos residuales. Para mantener las condiciones aerobias, las cargas aplicadas deben ser bastante bajas.
Estanques anaerobios Los estanques anaerobios se usan para el tratamiento de agua residual de alto contenido organico que tambien contenga una alta concentraci6n de s6lidos. Generahnente, un estanque anaerobio es un estanque profundo excavado en el terreno, dotado de un sistema de conducciones de entrada y de salida adecuados. Para conservar la energfa cal01·ffica y mantener las condiciones anaerobias, se han construido estanques de profundidades de basta 9,1 metros. Los
500
INGENIERIA DE AGUAS RESIDUALES
residuos a tratar en el estanque sedimentan en el fondo delmismo, y el efluente parcialmente clarificado se vierte, normalmente, a otro proceso posterior. Generalmente, estos estanques son anaerobios en toda su profundidad, excepto en una estrecha franja cercana a la superficie. La estabilizaci6n se consigue por medio de una combinaci6n de precipitaci6n y de conversi6n anaerobia de los residuos organicos en C0 2 , CH 4 , otros productos gaseosos finales, acidos organicos y tejido celular. Normalmente, es facil conseguir, de forma continua, rendimientos de eliminaci6n de la DB0 5 superiores al 70 por 100. En condiciones 6ptimas de funcionamiento, es posible conseguir eficacias de eliminaci6n de hasta el 85 por 100.
8.13 8.1.
8.2.
8.3.
8.4. 8.5.
8.6.
8.7.
TEMAS DE DEBATE Y PROBLEMAS Una muestra de 11 contiene 250 gr de casefna (C 8 H 12 0 3 N 2 ). Si se sintetizan 0,5 g de tejido celular bacteriano por cada mg de casefna consumido, determinar Ia cantidad de oxfgeno necesario para completar Ia oxidaci6n de Ia casefna en productos finales y tejido celular. Los productos finales de Ia oxidaci6n son el di6xido de carbono (C0 2 ), el amonfaco (NH 3 ), y agua. Suponer que el nitr6geno no incorporado en la producci6n de tejido celular se convierte en amonfaco. Suponiendo que el coeficiente end6geno kc~ pueda despreciarse, desarrollar unas expresiones que se puedan emplear para determinar la concentraci6n de substrata y de celulas en funci6n del tiempo, para un reactor de alimentaci6n discontinua. Si la concentraci6n inicial de substrata y de celulas es de 100 y 200 mg/1 respectivamente, determinar la cantidad de substrata que queda al cabo de 1 hora. Si el coeficiente end6geno vale 0,04d- 1 , estimar el error cometido al despreciar este factor. Suponer que se aplican las siguientes constantes: k = 2,0h 1 ; Ks = 80 mgjl; Y = 0,4 mg/mg. Si el grado de diluci6n D se define como Q/V y se desprecia el coeficiente end6geno, desarrollar unas expresiones que permitan estimar la concentraci6n de substrata y de celulas en el efluente de un reactor de mezcla completa sin recirculaci6n en funci6n del grado de diluci6n. Si Y = 0,5 mg/mg, {t 111 = 1,0 h - 1 , K, = 200 mg/l, y S0 = 10.000 mg/1, elaborar una grafica de las concentraciones de substrata y de celulas respecto a! grado de diluci6n. Utilizar un papel milimetrado y representar el grado de diluci6n desde 0 hasta 1,0 h- 1 . Utilizar divisiones de 2 em por cada 1.000 mg/1 de celulas y de 1 em por cada 1.000 mg/l de substrata. Deducir Ia Ecuaci6n 8.29, que es Ia que se emplea para Ia estimaci6n de Ia producci6n celular observada. Se ha de tratar un agua residual mediante un proceso aerobio en un reactor de mezcla completa sin recirculaci6n. Determinar el valor de 0~1 empleando los siguientes valores de las constantes: K, =50 mg/l; k = 5,0 d- 1 ; kc~ = 0,06 d- 1 ; Y = 0,60 mgjmg. La concentraci6n inicial de substrata en el agua residual es de 200 mg/1. Utilizando un valor de Oc = 2 d de proyecto de 2 dfas, junto con las constantes del problema anterior, determinar la concentraci6n de substrata en el efluente, la tasa de utilizaci6n especffica (- ~"su/X), la relaci6n alimento- microorganismos (S 0 /XO), y la concentraci6n de microorganismos en el reactor. Los siguientcs datos se han obtenido estudiando cuatro reactores de fango activado de flujo continuo a escala de laboratorio para el tratamiento de los
501
PROCESOS BIOLOGICOS UNITARIOS
residuos de una industria alimentaria. Determinar los valores de Y y de ktl a partir de estos datos. Panimetro
u,
Unidad
X, g ssv Iiquido mezcla
g ssv liquido mezcla
g BD05/g SSV liquido mezcla
1 2 3 4
18,81 7,35 7,65 2,89
0,88 1,19 1,42 1,56
0,17 0,41 0,40 1,09
rc
8.8. Deducir Ia Ecuaci6n 8.57 para un reactor de flujo en pist6n. 8.9. Se propone utilizar un reactor de mezcla completa con recirculaci6n para el tratamiento de un agua residual de concentraci6n media (vease Tabla 3-16). Determinar Ia cantidad de oxfgeno necesaria para Ia oxidaci6n carbonosa del agua residual (suponer que no se produce nitrificaci6n) para un tiempo medio de retenci6n celular de 6 dfas. Utilizar los coeficientes cineticos de Ia Tabla 8-7, y suponer que los compuestos organicos presentes en el agua residual se pueden representar como C 6 H 12 0 6 , el nitr6geno como NHj, y el f6sforo como H 2 P04. Representar el tejido celular obtenido en el proceso como C 60 H 87 0 23 N 12 P. ~Que porcentaje del nitr6geno y del f6sforo presente en el afluente aparecera en el efluente? 8.10. Suponiendo que el residuo especificado en el Problema 8.9 se puede nitrificar completamente con un tiempo de retenci6n celular de 15 dfas, estimar Ia cantidad total de oxfgeno necesaria. ~Que comparaci6n puede hacerse con Ia cantidad de oxfgeno necesaria para Ia oxidaci6n carbonosa? 8.11. Si el 75 por 100 del tejido celular producido durante el tratamiento biol6gico es biodegradable, estimar Ia producci6n carbonosa ultima del tejido celular empleando !a Ecuaci6n 8.31. Si el valor de K (base 10) es igual a 0,1, determinar Ia DB0 5 de los tejidos celulares. Expresar Ia respuesta en terminos de mg de DBO 5/mg de tejido celular. 8.12. Determinar los coeficientes cineticos k, IC," f£ 111, Y y kr1 a partir de los siguientes datos deducidos empleando un reactor de mezcla completa con recirculaci6n de s6lidos a escala de laboratorio (vease Fig. 8-13b). Consultar el Apendice H en relaci6n con Ia determinaci6n de los coeficientes cineticos a partir de datos experimen tales. Unidad numero
s;,,
s,
e,
mg/1
mg/1
X, mg SSV/1
ec,
d
1 2 3 4 5
400 400 400 400 400
10 14,3 21,0 49,5 101,6
0,167 0,167 0,167 0,167 0,167
3.950 2.865 2.100 1.050 660
3,1 2,1 1,6 0,8 0,6
d
502
INGENIERIA DE AGUAS RESIDUALES
8.13. Raga un resumen de una pagina del contenido de Ia referencia bibliografica [19]. 8.14. Se va a utilizar un proceso de fangos activados de corto tiempo de aireaci6n a continuaci6n de un filtro percolador para el tratamiento de un agua residual domestica. Utilizando Ia informaci6n y los datos que se adjuntan, determinar Ia concentraci6n ceiular SSVLM que se debe mantener en el tanque de aireaci6n si, tanto Ia DBO del efluente como los s61idos en suspensi6n, deben presentar concentraciones inferiores a los 25 mg/1. L,Que grado de recirculaci6n sera necesario bajo las caracterfsticas de funcionamiento tfpicas y 6ptimas para el tanque de sedimentaci6n secundario? Suponer que Ia DB0 5 de los s6lidos del efluente corresponde al 65 por 100 del valor de Ia concentraci6n de los s6lidos. 1) Caudal medio, 4.000 m 3/d; 2) Caudal punta 8.000 m 3 /d; 3) Tiempo de detenci6n en el tanque de aireaci6n para el caudal punta = 0,05 h; 4) Efluente del filtro percolador: DB0 5 = 60 mg/1, SS = 60 mg SSVLM/d (vease Tabla adjunta); 5) Datos de sedimentaci6n para los SSVLM obtenidos en una localidad pr6xima con una planta de similares caracterfsticas; 6) Los s6lidos biol6gicos sedimentados van a recircularse introduciendolos en cabeza del reactor; 7) Coeficientes cineticos para el proceso de aireaci6n: k = 5,0 d- 1 , K_, = 60 mg/1, Y = 0,5 mgjmg; kc~ = 0,06 d - 1 ; 8) Tipo de tanque de aireaci6n = reactor de mezcla completa. X" mg SSV liquido mezcla
X" mg SSV liquido mezcla/1
Valor tipico
Valor 6ptimo
1.000 2.000 3.000 4.000
3.200 5.200 6.600 8.000
6.000 8.000 9.400 10.200
8.15.
Preparar un resumen de una pagina del siguiente artfculo: Garret, M. T., Jr.: «Hydraulic Control of Activated Sludge Growth Rate», Sewage and Industrial Wastes, vol. 39, num. 3, 1958. 8.16. Un proceso de tratamiento de fangos activados de mezcla completa convencional va a ser utilizado para tratar 400 m 3 /d de un agua residual cuya DB0 5 es de 250 mg/1 despues de Ia sedimentaci6n primaria. La carga del proceso debe ser de 0,30 kg DB0 5 /kg SSVLM ·d. Si el tiempo de detenci6n es de 6 h y Ia tasa de recirculaci6n es 0.33, determinar el valor de los SSVLM. 8.17. Se va a proyectar una laguna aireada de mezcla completa con un tiempo de detenci6n de 5 dfas. Utilizando Ia Ecuaci6n 8.60 y los datos que se dan a continuaci6n, determinar Ia DB0 5 soluble del efluente. Estimar Ia DB0 5 total considerando Ia aportaci6n de Ia DB0 5 de los s6lidos. L,Cuales deberfan ser los valores de k1 en Ia Ecuaci6n 8.58 y de k 2 en Ia Ecuaci6n 8.59 para que se obtuvieran los mismos resultados que con Ia Ecuaci6n 8.60? Cite un mfnimo de tres referencias recientes (posteriores a 1980). 1.
Caracterfsticas del afluente: Caudal = 400 m 3 /d DB0 5 total = 200 mg/1 DB0 5 filtrada = 150 mg/1 S61idos en suspensi6n = 200 mg/1
DB0 5 de los s6lidos del efluente = 0,65 (s6lidos en suspensi6n). Suponer que Ia DB0 5 asociada a los s6lidos en suspensi6n es convertida, en su totalidad, durante el proceso.
Preparar un resumen de una pagina del siguiente artfculo: Thirumurthi, D.: «Design Principles of Waste Stabilization Ponds», Joumal of the Sanitary Division, ASCE, vol. 95, num. SA2, 1969. 8.19. Hallar los diametros te6ricos de los dos filtros percoladores de un proceso de filtros percoladores de dos etapas (como el de Ia Fig. 8-26b) para una instalaci6n con las siguientes caracterfsticas y necesidades de tratamiento: 8.18.
Caudal de 2.400 m 3/d con una DB0 5 de 300 mgjl. 2. Para garantizar el mantenimiento de Ia calidad del curso receptor, Ia DBO del efluente debe ser igual a menor que 21 mg/1. 3. Los filtros deben tener el mismo diametro y una profundidad de 1,5 m. 4. La tasa de recirculaci6n escogida debe procurar una carga hidraulica de 28 m 3/m 2 ·d. 5. El tanque de sedimentaci6n primario consigue eliminar ei 30 por 100 de Ia DB0 5 • 6. Emplear los ctiterios de carga del NCR para filtros percoladores de dos eta pas. 1.
8.20.
Los datos siguientes han sido obtenidos en un estudio de planta piloto que inclufa el tratamiento de agua residual combinada domestica e industrial mediante un filtro percolador relleno con un material sintetico. La DB0 5 aplicada al filtro tras Ia sedimentaci6n primaria, era de 350 mg/1. La superficie del filtro piloto era de 1,0 m 2 • La temperatura del agua residual era de 16 oc en el momento de hacerse los ensayos. Utilizando estos datos, determinar el valor de los termino k 20 y n de Ia Ecuaci6n 8.73. Eficacia de eliminaci6n Velocidad de flujo, m/d
8.21.
Profundidad, m
6
12
18
24
1,80 3,60 5,40 7,20 9,00
52 77 89 95
34 55 70 79 81
22 40 52 62 67
18 32 43 50 51
96
Empleando el valor del coeficiente cinetico obtenido en el Problema 8.20, determinar el maximo caudal que se puede aplicar a un filtro de 6,0 m de altura
504
8.22.
8.23.
8.24.
INGENIERIA DE AGUAS RESIDUALES
disefiado para eliminar el 50 por 100 de Ia DB0 5 aplicada en condiciones invernales. La DB0 5 aplicada es de 350 mg/1, y Ia temperatura crftica sostenida durante e1 invierno es de 8 oc. Si Ia temperatura media del agua residual en los meses de verano es de 22 oc, 1., Que grado de eliminaci6n se puede esperar en los meses de verano? Estimar Ia cantidad de metana que se puede producir en Ia fermentaci6n del acido tricarboxflico, con f6rmula empfrica C 3 H 8 0 6 . Despreciar el efecto del crecimiento celular. 1.,Cual es el peso molecular y el peso especffico aproximado, en condiciones normales, de un gas procedente de un digestor que esta compuesto por metana, en un 70 por 100, y di6xido de carbona en un 28 por 100? Se disefia un digestor anaerobio para eliminar el 85 por 100 de Ia DB0 5 de un residua industrial organico que tiene una DBO ultima de 2.000 mg/1. Si el tiempo media de retenci6n celular es de 12 dfas, estimar Ia cantidad de fango a evacuar cada dfa y Ia cantidad diaria de gas producido. Suponer que el caudal es de 40 m 3/d, Y= 0,1, k11 = 0,01 d- 1 . ~.,cual serfa el incremento en las producciones de gas y de fango si se incrementara el tiempo de retenci6n hasta los 20 dfas? 1.,Es rentable aumentar el tamafio del digestor?
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PROCESOS BIOLOGICOS UNITARIOS 17.
