INSTITUTO DE EDUCACION SUPERIOR TECNOLÓGICO PÚBLICO

“ANDRÉS AVELINO CÁCERES DORREGARAY”

ÁREA ACADEMICA

TECNOLOGÍA DE ANÁLISIS QUÍMICO

PROYECTO

PRESENTADO POR:

PARA OPTAR EL TÍTULO DE PROFESIONAL TÉCNICO

EN:

TECNOLOGÍA DE ANÁLISIS QUÍMICO

San Agustín de Cajas – Huancayo

2014

USO DEL SISTEMA DE PELICULAS FIJAS SUMERGIBLES EN EL TRATATMIENTO DE

AGUAS RESIDUALES DOMESTICAS

DEDICATORIA:

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RESENTACIÓN

A lo largo de la historia, la disponibilidad de agua ha sido uno de los factores determinantes para

el desarrollo de las civilizaciones.

En la actualidad, el acceso al agua inmediato y casi ilimitado al que estamos habituados en los

países en desarrollo y los desarrollados , garantiza una digna calidad de vida, pero como

contrapartida amenaza el futuro de un recurso natural limitado, un bien cada vez más escaso.

Tradicionalmente se han vertido a los ríos las aguas residuales de la actividad doméstica,

agropecuaria e industrial. Mares, lagos, acuíferos y la misma lluvia se han contaminado.

Eliminar el vertido a los ríos, realizar un consumo responsable que evite el despilfarro y depurar

las aguas residuales son la condición ya ineludible para restablecer la calidad de los ecosistemas

acuáticos, del agua, y por tanto, del planeta.

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RESUMEN.

El reactor biológico de PELICULAS FIJAS SUMERGIBLES PFS, consiste en un tanque aereado

por difusión de aire, en el cual se encuentra sumergido un medio plástico que proporciona la

superficie para el crecimiento de la película biológica.

Es un proceso aereado para oxidación biológica de la DBO y con renovación constante de

biopelícula. Se presentan criterios y ecuaciones de diseño obtenidos experimentalmente. Se

prevé alcanzar 90% de remoción de DBO y los lodos orgánicos producidos sedimentaran

fácilmente.

Se analizara la semejanza que existe entre los Biofiltros Aereados Sumergidos (BAF) y el

proceso por PFS.

Se presenta un ejemplo numérico del diseño funcional de un reactor PFS; con cálculos de

volumen y geometría del reactor, requerimientos de aire, potencia de sopladores y

requerimientos de medio plástico.

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ÍNDICE

1.- PRESENTACION

2.- RESUMEN

3.- INRODUCCION

.4.- OBJETIVOS……………………………………………………………………... 4.1.- OBJETIVOS TECNOLOGICOS …………………………………………..

4.2.- OBJETIVOS TEÓRICOS ………………………………………………….

5.- HIPETESIS …………………………………………………………………….

5.1.- HIPOTESIS GENERAL ……………………………………………………

5.2.- HIPOTESIS ESPECÍFICA. …………………………………………………

CAPITULO I MARCO TEÓRICO

1.1.- DEFINICIÓN DE AGUAS RESIDUALES ……………………………………….

1.2.- TIPOS ………………………………………………………………….

1.2.1.- AGUA RESIDUAL URBANA ………………………………………………….

1.2.2.- AGUA RESIDUAL INDUSTRIAL ……………………………………

1.3.- TIPOS DE CONTAMINANTES …………………………………………………

1.4.- CLASIFICACION DE LOS CONTAMINANTES ………………………………

1.4.1.- CONTAMINANTES ORGÁNICOS

1.4.2.- CONTAMINANTES INORGÁNICOS. ……………………………………………………..

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1.5.- CONTAMINANTES HABITUALES …………………………… ………………………………

1.5.1.- ARENAS …………………………………………………………………………………….

1.5.2.- GRASAS Y ACEITES ……………………………………………………………………..

1.5.3.- RESIDUOS CON REQUERIMIENTOS DE OXIGENO ……...........................................

1.5.4.- NITRÓGENO Y FOSFORO ……………………………………………………………

1.5.5.- AGENTES PATÓGENOS …………………………………………………………………

1.5.6.- OTROS CONTAMINANTES ESPECÍFICOS …………………………………………….

1.6.- CONSECUENCIAS QUE PRODUCEN LOS VERTIDOS ………………………………..

1.6.1.- APARICION DE FANGOS Y FLOTANTES ……………………………………………..

1.6.2.- AGOTAMIENTO DEL CONTENIDO DE OXIGENO …………………………………..

1.6.3.- DAÑOS A LA SALUD PÚBLICA …………………………………………………………

1.6.4.- EUTROFIZACIÓN …………………………………………………………………………

1.6.5.- OTROS EFECTOS ………………………………………………………………………..

1.7.- CARACTERÍSTICAS DE LAS AGUA RESIDUALES ……………………….

1.7.1.- COMPOSICIÓN (QUÍMICA) ………………………………………………………………

1.7.2.- CARACTERÍSTICAS BACTEREOLOGICAS ……………………………………………………

1.7.3.- MATERIAL SUSPENDICO Y DISUELTO ………………………………………………………..

1.8.- PRINCIPALES PARAMETROS EN LA CARACTYERIZACIÓN DE LAS AGUAS RESIDUALES ..

1.9.- METODOS DE TRATAMIENTO DE AGUAS RESIDUALES ……………………………

1.9.1.- ETAPA PRELIMINAR ……………………………………………………………………

1.9.2.- ETAPA PRIMARIA ………………………………………………………………………..

1.9.3.- ETPA SECUNDARIA ……………………………………………………………………

1.9.4.- ETAPA TERCIARIA ………………………………………………………………………

1.9.5.- METODOS EMERGEENTES …………………………………………………………..

. CAPITULO II EL PROCESO DE LAS PELICULAS FIJAS SUMERGIBLES

2.1.- DESCRIPCIÓN DEL PROCESO …………………………………………………………..

2.2.- MODELO TEÓRICO PARA REPRESENTAR EL PROCESO ………………………….

2.2.1.- MARCO CONCEPTUAL ………………………………………………………………..

2.3.- DEDUCCIÓN DE LAS ECUACIONES DE DISEÑO ……………………………………

2.3.1.- LA ECUACION DE BALANCE DE MATERIA ………………………………………..

2.3.2.- LA VARIACIÓN DEL GASTO MASA DE REACTANTE EN TERMINOS DE

FRACCION ………………………………………………………………………………

2.3.3.- VARIABLES DE LA ECUACIÓN ……………………………………………………….

2.3.3.1.- LA CONCENTRACIÓN INICIAL (Co) DE CARGA ORGÁNICA ………………..

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2.3.3.2.- EL CAUDAL O GASTO VOLUMÉTRICO(Q) ……………………………………

2.3.3.3.- TIEMPO DE RESIDENCIA (Tr) ………………………………………………….

2.3.3.4.- LA CONSTANTE CINETICA (k) …………………………………………………

2.3.3.5.- EL PESO DE LOS MICROORGANISMOS( Wp) …………………………………….

2.3.3.6.- EL VOLUMEN DE LA BIOPELÍCULA ……………………………………………...........

2.3.3.7.- EL ÁREA TOTAL DE CONTACTO …………………………………………………….

CAPITULO III

MATERIALES Y METODOS

3.1.- TRABAJO EXPERIMENTAL ………………………………………………...

3.1.1.- CONSTRUCCION DEL REACTANTE PFS …………………………………………

3.1.2.- PRUEBAS EXPERIMENTALES ……………………………………………………….

3.2.- DETERMINACIONES ANALITICAS REALIZADAS ……………………………………

3.2.1.- SOLIDOS TOTALES EN SUSPENCIÓN ……………………………………………

3.2.2.- SOLIDOS SEDIMENTABLES ………………………………………………………..

3.2.3.- DEMANDA QUÍMICA DE OXÍGENO (DQO) ………………………………………………

3.2.4.- DEMANDA BIOQUÍMICA DE OXÍGENO (DBO5) ……………………………

CAPITULO IV

DISCUSIÓN DE RESULTADOS

4.1.- RESULTADOS EXPERIMENTALES ………………………………………………….

4.2.- APLICACIÓN DE LA ECUACIÓN DE DISEÑO ………………………………………

4.2.1.- DETERMINACIÓN DE LOS VALORES DE k yP …………………………………

4.2.1.1.- DETERMINACIÓN DEL VALOR (k) CONSTANTE CINETICA …………….

4.2.1.2.- DETERMINACION DEL VALOR (P)

4.3.- APLICACIÓN DE LA ECUACION BASICA DE DISEÑO DEL REACTOR PFS …..

4.4.- CUADRO DE VALORES DE DBO5 REASLES Y CALCULADOSOBTENIDOS EN EL

EFLUENTE DEL REACTOR PFS EXPERIMENTAL ……………………………………………….

CONCLUSIONES …………………………………………………………….

RECOMENDACIONES …………………………………………………..

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1. INTRODUCCION

El proceso PFS consiste en un reactor, que es un tanque por el cual pasa un caudal de agua

residual, la entrada del agua residual es por un extremo del tanque en la parte superior y la

salida del agua tratada es en el extremo opuesto del tanque, también por la parte superior. El

tanque es similar al utilizado en el proceso de lodos activados, con sistema de difusión de aire en

el fondo del tanque.8

Dentro del tanque se coloca el medio plástico, que está sumergido en agua residual.

En este medio crecen microorganismos adheridos a la superficie del plástico, formando una

película biológica, que se alimenta de la materia orgánica disuelta contenida en las aguas

residuales, que alimentan al reactor.

El aire que se suministra por el fondo, abajo del medio plástico, asciende entre las separaciones

del medio plástico y entra en contacto con los microorganismos que forman la película biológica.

El aire proporciona el oxígeno requerido para la respiración endógena de los microorganismos y

para la oxidación de la materia orgánica que toman como alimento.

Además, las burbujas de aire difundido provocan un movimiento de convención forzada, que

favorece el número de choques entre el sustrato (alimento), la película biológica

(microorganismos) y el oxígeno contenido en el aire. En otras palabras, permite el mezclado y

suministro de oxigeno, requerido para que la materia orgánica disuelta (DBO soluble) contenida

en las aguas residuales se convierta en materia celular (microorganismos).

Los microorganismos producidos por la oxidación de la materia orgánica se van adhiriendo

inicialmente a las paredes del medio plástico y posteriormente se forman varias capas biológicas

sobrepuestas.

Esto ocasiona que los microorganismos de la última capa (la exterior) tengan mayor contacto con

el sustrato o alimento y con el oxígeno del aire inyectado; en cambio, la capa adherida a la

superficie plástica (la interior) cada vez tiene menos contacto con el sustrato y el oxígeno, por lo

que se le dificulta la alimentación y respiración; hasta que muere y se desprende del plástico. El

aire que asciende con turbulencia, ayuda a desprender la película biológica parcialmente muerta.

En la superficie plástica que queda libre al desprenderse la película envejecida, se inicia el

crecimiento de una nueva película. Es un proceso dinámico repetitivo.

La biopelícula al desprenderse del medio plástico forma flóculos que se mantienen en

suspensión debido a la turbulencia que produce el aire que se suministra al tanque y estos

flóculos forman parte importante de los sólidos suspendidos volátiles contenidos en el reactor y

en el efluente.

El efluente del proceso de pantallas plásticas sumergida PPS, es conducido al tanque de

sedimentación, en donde se separan los flóculos para ser retirados por el fondo y el agua

clarificada se obtiene por la parte superior. La figura 1 muestra una representación esquemática

del proceso PPS con sedimentador secundario.

Adhiriendo inicialmente a las paredes del medio plástico y posteriormente se forman varias

capas biológicas sobrepuestas.

Esto ocasiona que los microorganismos de la última capa (la exterior) tengan mayor contacto con

el sustrato o alimento y con el oxígeno del aire inyectado; en cambio, la capa adherida a la

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superficie plástica (la interior) cada vez tiene menos contacto con el sustrato y el oxígeno, por lo

que se le dificulta la alimentación y respiración; hasta que muere y se desprende del plástico. El

aire que asciende con turbulencia, ayuda a desprender la película biológica parcialmente muerta.

En la superficie plástica que queda libre al desprenderse la película envejecida, se inicia el

crecimiento de una nueva película. Es un proceso dinámico repetitivo.

La biopelícula al desprenderse del medio plástico forma flóculos que se mantienen en

suspensión debido a la turbulencia que produce el aire que se suministra al tanque y estos

flóculos forman parte importante de los sólidos suspendidos volátiles contenidos en el reactor y

en el efluente.

El efluente del proceso de pantallas plásticas sumergibles PPS, es conducido al tanque de

sedimentación, en donde se separan los flóculos para ser retirados por el fondo y el agua

clarificada se obtiene por la parte superior. La figura 1 muestra una representación esquemática

del proceso PPS con sedimentador secundario.

2. OBJETIVOS

2.1 Objetivos tecnológicos.

Obtener un sistema de tratamiento que sea compacto para que satisfaga las restricciones

urbanas de poco espacio, silencioso e incluso que pueda construirse oculto en zonas hoteleras o

en sitios con belleza arquitectónica.

Desarrollar un proceso que brinde, bajo ciertas condiciones, beneficios tecnológicos adicionales

a los que ofrecen los procesos de biopelícula y licor mezclado, que se han estado aplicando en

otros lugares con mayor frecuencia.

Obtener un sistema sencillo de operar, como son los procesos de biopelícula. Que no requiera

ajustar continuamente la recirculación de lodos, como sucede en algunos procesos de licor

mezclado.

Obtener un proceso que requiera menor volumen de empaque que los biofiltros.

Además que no presenten pérdidas de carga hidráulica entre el influente y el efluente, como el

biofiltro.

Obtener un proceso con bondades técnicas similares al biodiscos, que produce pocos lodos

orgánicos, no producen malos olores y requiere bajos tiempos de residencia; y además evitar

contar con partes vulnerables, como son los rodamientos y sistemas en movimiento que sufren

desgaste mecánico. Se estableció que el medio plástico debería estar fijo.

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2.2 OBJETIVOS TEÓRICOS

Determinar la ecuación de diseño para calcular el área de contacto de medio plástico, el tiempo

de retención y el volumen del reactor; todo en función del caudal medio de aguas residuales, la

concentración de materia orgánica del influente y la concentración de materia orgánica deseada

en el efluente.

Determinar nivel de mezclado apropiado, para obtener el arrastre eficaz de la biopelícula

envejecida.

HIPOTESIS GENERAL

A.- Presentación de la Hipótesis

“El uso del sistema de películas fijas sumergibles en el tratamiento de aguas residuales

domesticas logra alta eficiencia en la reducción de DBO (demanda Bioquímica de Oxigeno)

en las referidas aguas.”

B.- Hipótesis Específicas:

• Se podría remover DBO en aguas residuales domésticas empleando el sistema de

películas fijas sumergibles

• Existe la posibilidad de incrementar la eficiencia de remoción de DBO en aguas

residuales domésticas modificando variables.

VARIABLES DE LA INVESTIGACION

A.- VARIABLES DEPENDIENTES

Porcentaje (%) de reducción de DBO en aguas residuales.

B.- VARIABLE INDEPENDIENTE

Remoción de DBO por el sistema de película sumergible.

C.- INDICADOR DE LA VARIABLE DEPENDIENTE:

Concentración inicial de DBO en aguas crudas.

D.- INDICADORES DE LA VARIABLE INDEPENDIENTE:

El área de contacto de medio plástico, el tiempo de retención y el volumen del reactor, caudal

medio de aguas residuales, la concentración de materia orgánica del influente y la concentración

de materia orgánica deseada en el efluente.

METODOLOGÍA:

11

METODO.-

El método general a emplear en la investigación es el METODO CIENTIFICO; el método

específico a utilizar en la investigación es el descriptivo- experimental, pre experimental.

DISEÑO DE INVESTIGACIÓN

La investigación corresponde a un diseño pre- experimental, descriptivo – experimental de tipo

pre prueba – post prueba con un solo grupo (equipo de tratamiento), con tres tratamientos y una

repetición.

POBLACIÓN Y MUESTRA:

La población estará constituida por los puntos de control y monitoreo, es decir , la calidad del

agua residual del influente al equipo de tratamiento y la calidad del agua residual del efluente

del mismo dos puntos.

El tamaño de muestra fue definido de acuerdo al protocolo de monitoreo de las calidad sanitaria

de los Recursos Hídricos Superficiales – DIGESA, tomando los puntos de muestreo al inicio y al

final del tratamiento.

PARAMETROS DE MUESTREO

Los parámetros han sido seleccionados y definidos, con el fin de cumplir los objetivos del estudio

y lo establecido por la norma vigente, según los límites Máximos Permisibles para los efluentes

de plantas de tratamiento de aguas residuales dométicas o municipales D.S. N°003 – 2010

MINAM EN RELACIÓN CON LOS ESTANDARES DE CALIDAD DE AGUA D.S.N°002-2008-

MINAM categoría II (riego de vegetales y bebidas de animales.)

Parámetros físicos

- Olor

- Sólidos totales en suspensión.

- Turbidez

- Aspecto.

Parámetros Químicos

- Temperatura

- pH

- DBO

- DQO

- Aceites y grasas

- Oxígeno disuelto

Parámetros biológicos

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- Coliformes termotolerantes

- Escherichia coli.

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CAPITULO I

MARCO TEÓRICO

1.1.- DEFINICIÓN:

Aguas procedentes de hogares o de la industria que se recogen y se transportan por el sistema

de alcantarillado (tuberías o túneles). Cuando las aguas residuales se depuran en las plantas de

tratamiento, el producto residual es un lodo que puede ser usado como fertilizante (bajo ciertas

condiciones) o ser depositado en vertederos.

La FAO define aguas residuales como:

Agua que no tiene valor inmediato para el fin para el que se utilizó ni para el propósito para el

que se produjo debido a su calidad, cantidad o al momento en que se dispone de ella. No

obstante, las aguas residuales de un usuario pueden servir de suministro para otro usuario en

otro lugar. Las aguas de refrigeración no se consideran aguas residuales.

Técnicamente se podría definir el agua residual como aquella que ha sufrido una alteración en

sus características físicas, químicas o biológicas por la introducción de contaminantes como

residuos sólidos, biológicos ó químicos, municipales, industriales, agrícolas etc. Afectando así los

ecosistemas acuáticos y su entorno (EPA 2000).

También se puede decir que son todas las aguas vertidas después de un determinado proceso,

estos fluentes líquidos tienen diferentes tipos de contaminantes dependiendo de su procedencia,

estos contaminantes son una amenaza para el medio ambiente, porque modifican las

características iniciales del medio natural donde se produce la descarga. Por lo tanto por razones

de salud pública y ambiental no pueden ser vertidos sin tratamiento alguno.

1.2.- TIPOS DE AGUAS RESIDUALES:

La clasificación se hace con respecto a su origen, ya que este origen es el que va a determinar

su composición.

1.2.1.- AGUAS RESIDUALES URBANAS:

Son los vertidos que se generan en los núcleos de población urbana como consecuencia de las

actividades propias de éstos. Los aportes que generan esta agua son:

Aguas negras o fecales

Aguas de lavado doméstico

Aguas provenientes del sistema de drenaje de calles y avenidas

Aguas de lluvia y lixiviados

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Las aguas residuales urbanas presentan una cierta homogeneidad cuanto a composición y carga

contaminante, ya que sus aportes van a ser siempre los mismos. Pero esta homogeneidad tiene

unos márgenes muy amplios, ya que las características de cada vertido urbano van a depender

del núcleo de población en el que se genere, influyendo parámetros tales como el número de

habitantes, la existencia de industrias dentro del núcleo, tipo de industria, etc.

Cuadro N°1

Composición típica del Agua Residual Doméstica bruta

CONTAMINANTRES UNIDADES CONCENTRACIÓN

DEBIL MEDIA FUERTE

SOLIDOS TOTALES (ST) mg/l 350 720 1200

DISUELTOS TOTALES(SDT) mg/l 250 500 850

FIJOS mg/l 145 300 525

VOLÁTILES mg/l 105 200 325

SOLIDOS SUSPENDIDOS TOTALES(SST) mg/l 100 220 350

fijos mg/l 20 55 75

volátiles mg/l 80 165 275

Sólidos sedimentables mg/l 5 10 20

Demanda Bioquímica de Oxígeno . Mg/l (DBO5días)20°C mg/l 110 220 400

Demanda Química de Oxígeno (DQO) mg/l 250 500 1000

Nitrógeno (total de la forma N) mg/l 20 40 85

Orgánico mg/l 8 15 35

Amoniaco Libre mg/l 12 26 50

Nitritos mg/l 0 0 0

Nitratos mg/l 0 0 0

Fósforo(total en la forma P) mg/l 4 8 15

orgánico mg/l 1 3 5

Inorgánico mg/l 3 5 10

Cloruros mg/l 30 50 100

Sulfatos mg/l 20 30 50

Alcalinidad ( como CaCO3) mg/l 50 100 200

Grása mg/l 50 100 150

Coliformes totales 106-107 106-107 107-109C0mpuestos orgánicos Volátiles mg/l <100 110-400 >400

Fuente: Metcaf y Eddy (1996)

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1.2.2.- AGUAS RESIDUALES INDUSTRIALES:

Son aquellas que proceden de cualquier actividad o negocio en cuyo proceso de producción,

transformación o manipulación se utilice el agua. Son enormemente variables en cuanto a caudal

y composición, difiriendo las características de los vertidos, no sólo de una industria a otro, sino

también dentro de un mismo tipo de industria.

A veces, las industrias no emite vertidos de forma continua, si no únicamente en determinadas

horas del día o incluso únicamente en determinadas épocas de año, dependiendo del tipo de

producción y del proceso industrial.

También son habituales las variaciones de caudal y carga a lo largo del día.

Estas son más contaminadas que las aguas residuales urbanas, además, con una

contaminación mucho más difícil de eliminar.

Su alta carga unida a la enorme variabilidad que presentan, hace que el tratamiento de las aguas

residuales industriales sea complicado, siendo preciso un estudio específico para cada caso.

1.3.- TIPOS DE CONTAMINANTES:

Actualmente, la contaminación de los cauces naturales tiene su origen en tres fuentes:

Vertidos urbanos

Vertidos industriales

Contaminación difusa (lluvias, lixiviados, etc.)

1.4.- CLASIFICACIÓN DE LOS CONTAMINANTES:

Las sustancias contaminantes que pueden aparecer en un agua residual son muchas y diversas.

1.4.1.- Contaminantes Orgánicos:

Son compuestos cuya estructura química está compuesta fundamentalmente por carbono,

hidrógeno, oxígeno y nitrógeno. Son los contaminantes mayoritarios en vertidos urbanos y

vertidos generados en la industria agroalimentaria.

Los compuestos orgánicos que pueden aparecer en las aguas residuales son:

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Proteínas: Proceden fundamentalmente de excretas humanas o de desechos de

productos alimentarios. Son biodegradables, bastante inestables y responsables de

malos olores.

Carbohidratos: Incluimos en este grupo azúcares, almidones y fibras celulósicas.

Proceden, al igual que las proteínas, de excretas y desperdicios.

Aceites y Grasas: altamente estables, inmiscibles con el agua, proceden de desperdicios

alimentarios en su mayoría, a excepción de los aceites minerales que proceden de otras

actividades.

Otros: Incluiremos varios tipos de compuestos, como los tensioactivos, fenoles,

organoclorados y organofosforados, etc. Su origen es muy variable y presentan elevada

toxicidad.

1.4.2.- Contaminantes Inorgánicos:

Son de origen mineral y de naturaleza variada: sales, óxidos, ácidos y bases inorgánicos,

metales, etc.

Aparecen en cualquier tipo de agua residual, aunque son más abundantes en los vertidos

generados por la industrial

Los componentes inorgánicos de las aguas residuales estarán en función del material

contaminante así como de la propia naturaleza de la fuente contaminante.

1.5.- CONTAMINANTES HABITUALES EN LAS AGUAS RESIDUALES:

1.5.1.- Arenas:

Entendemos como tales, a una serie de particular de tamaño apreciable y que en su mayoría son

de naturaleza mineral, aunque pueden llevar adherida materia orgánica. Las arenas enturbian las

masas de agua cuando están en movimiento, o bien forman depósitos de lodos si encuentran

condiciones adecuadas para sedimentar.

1.5.2.-Grasas y Aceites:

Son todas aquellas sustancias de naturaleza lipídica, que al ser inmiscibles con el agua, van a

permanecer en la superficie dando lugar a la aparición de natas y espumas. Estas natas y

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espumas entorpecen cualquier tipo de tratamiento físico o químico, por lo que deben eliminarse

en los primeros pasos del tratamiento de un agua residual.

1.5.3.- Residuos Con Requerimiento De Oxígeno:

Son compuestos tanto orgánicos como inorgánicos que sufren fácilmente y de forma natural

procesos de oxidación, que se van a llevar a cabo un consumo de oxígenos del medio. Estas

oxidaciones van a realizarse bien por vía química o bien por vía biológica.

1.5.4.- Nitrógeno y Fósforo:

Tienen un papel fundamental en el deterioro de las masas acuáticas. Su presencia en las aguas

residuales es debida a los detergentes y fertilizantes, principalmente. El nitrógeno orgánico

también es aportado a las aguas residuales a través de las excretas humanas.

1.5.5.- Agentes Patógenos:

Son organismos que pueden ir en mayor o menor cantidad en las aguas residuales y que son

capaces de producir o transmitir enfermedades.

1.5.6.- Otros Contaminantes Específicos:

Incluimos sustancias de naturaleza muy diversa que provienen de aportes muy concretos:

metales pesados, fenoles, petróleo, pesticidas, etc.

1.6.- CONSECUENCIAS QUE ACARREAN LOS VERTIDOS

1.6.1.- Aparición De Fangos Y Flotantes:

Existen en las aguas residuales sólidos en suspensión de gran tamaño que cuando llegan a los

cauces naturales pueden dar lugar a la aparición de sedimentos de fango en el fondo de dichos

cauces, alterando seriamente la vida acuática a este nivel, ya que dificultará la transmisión de

gases y nutrientes hacia los organismos que viven en el fondo.

Por otra parte, ciertos sólidos, dadas sus características, pueden acumularse en las orillas

formando capas de flotantes que resultan desagradables a la vista y además, pueden acumular

otro tipo de contaminantes que pueden llevar a efectos más graves.

1.6.2.- Agotamiento Del Contenido En Oxígeno:

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Los organismos acuáticos precisan del oxígeno disuelto en el agua para poder vivir. Cuando se

vierten en las masas de agua, residuos que se oxidan fácilmente, bien por vía químico o por vía

biológica, se producirá la oxidación con el consiguiente consumo de oxígeno en el medio.

Si el consumo de oxígeno es excesivo, se alcanzarán niveles por debajo del necesario para que

se desarrolle la vida acuática, dándose una muerte masiva de seres vivos.

Además, se desprenden malos olores como consecuencia de la aparición de procesos

bioquímicos anaerobios, que dan lugar a la formación de compuestos volátiles y gases.

1.6.3.- Daño A La Salud Pública:

Los vertidos de efluentes residuales a cauces públicos, pueden fomentar la propagación de virus

y bacterias patógenos para el hombre.

1.6.4.- Eutrofización:

Un aporte elevado de nitrógeno y fósforo en los sistemas acuáticos propicia un desarrollo masivo

de los consumidores primarios de estos nutrientes; zoo y fitoplanton y plantas superiores. Estas

poblaciones acaban superando la capacidad del ecosistema acuático, pudiendo llegar a

desaparecer la masa de agua.

1.6.5.- Otros Efectos:

Pueden ser muy variados y van a ser consecuencia de contaminantes muy específicos, como

valores de PH por encima o por debajo de los límites tolerables, presencia de tóxicos que afecta

directamente a los seres vivos, etc.

1.7.- CARACTERÍSTICAS DE LAS AGUAS RESIDUALES

1.7.1.-COMPOSICIÓN (SUSTANCIAS QUÍMICAS)

Las aguas servidas están formadas por un 99% de agua y un 1% de sólidos en suspensión y

solución. Estos sólidos pueden clasificarse en orgánicos e inorgánicos.

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Los sólidos inorgánicos:

Están formados principalmente por nitrógeno, fósforo, cloruros, sulfatos, carbonatos,

bicarbonatos y algunas sustancias tóxicas como arsénico, cianuro, cadmio, cromo, cobre,

mercurio, plomo y zinc.

Los sólidos orgánicos:

Se pueden clasificar en nitrogenados y no nitrogenados. Los nitrogenados, es decir, los que

contienen nitrógeno en su molécula, son proteínas, ureas, aminas y aminoácidos. Los no

nitrogenados son principalmente celulosa, grasas y jabones.

La concentración de materiales orgánicos en el agua se determina a través de la DBO5, la cual

mide material orgánico carboDFnáceo principalmente, mientras que la DBO20 mide material

orgánico carbonáceo y nitrogenado DBO2. Aniones y cationes inorgánicos y compuestos

orgánicos

1.7.2.-CARACTERÍSTICAS BACTERIOLÓGICAS

Una de las razones más importantes para tratar las aguas residuales o servidas es la eliminación

de todos los agentes patógenos de origen humano presentes en las excretas con el propósito de

evitar una contaminación biológica al cortar el ciclo epidemiológico de transmisión. Estos son,

entre otros:

Coliformes totales Coliformes fecales Salmonellas Virus

1.7.3.- MATERIA EN SUSPENSIÓN Y MATERIA DISUELTA

A efectos del tratamiento, la gran división es entre materia en suspensión y materia

disuelta.

La materia en suspensión se separa por tratamientos fisicoquímicos, variantes de la

sedimentación y filtración. En el caso de la materia suspendida sólida se trata de separaciones

sólido - líquido por gravedad o medios filtrantes y, en el caso de la materia aceitosa, se emplea la

separación L-L, habitualmente por flotación.

La materia disuelta puede ser orgánica, en cuyo caso el método más extendido es su

insolubilización como material celular (y se convierte en un caso de separación S-L) o inorgánica,

en cuyo caso se deben emplear caros tratamientos fisicoquímicos como la ósmosis inversa.

Los diferentes métodos de tratamiento atienden al tipo de contaminación: para la materia en

suspensión, tanto orgánica como inorgánica, se emplea la sedimentación y la filtración en todas

sus variantes. Para la materia disuelta se emplean los tratamientos biológicos (a veces la

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oxidación química) si es orgánica, o los métodos de membranas, como la ósmosis, si es

inorgánica.

1.8.- PRINCIPALES PARÁMETROS EN EL TRATAMIENTO DEL AGUA RESIDUAL

Los parámetros característicos, mencionados en la Directiva Europea, son:

Color, Olor y sabor.

Turbidez

Dureza.

Acides y Alcalinidad.

Temperatura

pH

Materia Sólida:

Sólidos en suspensión totales (SST) o

Materia orgánica valorada como DQO y DBO (a veces TOC)

Nitrógeno total Kjeldahl (NTK)

Nitrógeno amoniacal y nitratos

También hay otros parámetros a tener en cuenta como fósforo total, nitritos, sulfuros, sólidos

disueltos.

Influencias en el medio receptor

Definición de contaminación según el Reglamento del Dominio Público Hidráulico: Se entiende

por contaminación, a los efectos de la Ley de Aguas, la acción y el efecto de introducir materias

o formas de energía, o inducir condiciones en el agua que, de modo directo o indirecto, impliquen

una alteración perjudicial de su calidad en relación con los usos posteriores o con su función

ecológica.

Vertido de sustancias orgánicas degradables: producen una disminución del oxígeno disuelto,

ya que los microorganismos que degradan la materia orgánica consumen oxígeno para su

oxidación. Si la demanda de oxígeno es superior a la aireación por disolución de oxígeno

atmosférico, se puede llegar a un ciclo anaerobio: se consume oxígeno combinado en lugar de

molecular, creándose un ambiente reductor, con la aparición de amoníaco, nitrógeno y ácido

sulfhídrico, y la reducción de sulfatos a sulfuros; el agua se torna oscura, de olor desagradable y

con gérmenes patógenos.

Incorporación de compuestos tóxicos, tanto orgánicos como inorgánicos. Eliminan los

organismos depuradores, o bien inhiben su desarrollo impidiendo reacciones enzimáticas.

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Intoxican también a varios niveles de la cadena trófica, desde microorganismos hasta animales

superiores.

Incorporación de materia en suspensión, que reduce la entrada de luz y atasca los órganos

respiratorios y filtradores de muchos animales.

Alteración del equilibrio salino (balance en sodio, calcio, etc…) y del pH.

1.9.- METODOS DE TRATAMIENTO DEL AGUA RESIDUAL

Toda agua servida o residual debe ser tratada, tanto para proteger la salud pública como para

preservar el medio ambiente. Antes de tratar cualquier agua servida se debe conocer su

composición. Esto es lo que se llama caracterización del agua. Permite conocer qué elementos

químicos y biológicos están presentes y da la información necesaria para que los ingenieros

expertos en tratamiento de aguas puedan diseñar una planta apropiada al agua servida que se

está produciendo.

Una Estación depuradora de aguas residuales tiene la función de eliminar toda contaminación

química y bacteriológica del agua que pueda ser nociva para los seres humanos, la flora y la

fauna, de manera que se pueda devolver el agua al medio ambiente en condiciones adecuadas.

El proceso, además, debe ser optimizado de manera que la planta no produzca olores ofensivos

hacia la comunidad en la cual está inserta. Una planta de aguas servidas bien operada debe

eliminar al menos un 90% de la materia orgánica y de los microorganismos patógenos presentes

en ella.

Como se ve en este gráfico, la etapa primaria elimina el 60% de los sólidos suspendidos y un

35% de la DBO. La etapa secundaria, en cambio, elimina el 30% de los sólidos suspendidos y un

55% de la DBO.

Etapas del tratamiento del agua residual

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FIG 1 Diagrama de una planta convencional de tratamiento de aguas residuales.

El proceso de tratamiento del agua residual se puede dividir en cuatro etapas: pretratamiento,

primaria, secundaria y terciaria. Algunos autores llaman a las etapas preliminar y primaria unidas

como etapa primaria.

1.9.1.- ETAPA PRELIMINAR

La etapa preliminar debe cumplir dos funciones:

Medir y regular el caudal de agua que llega a la planta.

Extraer los sólidos flotantes grandes y la arena (a veces, también la grasa).

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Normalmente las plantas están diseñadas para tratar un volumen de agua constante, lo cual

debe adaptarse a que el agua servida producida por una comunidad no es constante. Hay horas,

generalmente durante el día, en las que el volumen de agua producida es mayor, por lo que

deben instalarse sistemas de regulación de forma que el caudal que ingrese al sistema de

tratamiento sea uniforme.

Asimismo, para que el proceso pueda efectuarse normalmente, es necesario filtrar el agua para

retirar de ella sólidos y grasas. Las estructuras encargadas de esta función son las rejillas,

tamices, trituradores (a veces), desgrasadores y desarenadores. En esta etapa también se

puede realizar la preaireación, cuyas funciones son: a) Eliminar los compuestos volátiles

presentes en el agua servida, que se caracterizan por ser malolientes, y b) Aumentar el

contenido de oxígeno del agua, lo que ayuda a la disminución de la producción de malos olores

en las etapas siguientes del proceso de tratamiento.

DESBASTE

Es una operación en la que se trata de eliminar sólidos de mayor tamaño que el que

habitualmente tienen las partículas que arrastran las aguas. El objetivo es eliminarlos y evitar

que dañen equipos posteriores del resto de tratamientos. Suele ser un tratamiento previo a

cualquier otro.

El equipo que se suele utilizar son rejas por las que se hace circular el agua, construidas por

barras metálicas de 6 o más mm, dispuestas paralelamente y espaciadas entre 10 y 100 mm. Se

limpian con rastrillos que se accionan normalmente de forma mecánica.

En otros casos, si el tipo de sólidos lo permite, se utilizan trituradoras, reduciendo el tamaño de

sólidos y separándose posteriormente por sedimentación u otras operaciones

1.9.2.- ETAPA PRIMARIA

Tiene como objetivo eliminar los sólidos en suspensión por medio de un proceso de

sedimentación simple por gravedad o asistida por coagulantes y floculantes, Así, para completar

este proceso se pueden agregar compuestos químicos (sales de hierro, aluminio y polielectrolitos

floculantes) con el objeto de precipitar el fósforo, los sólidos en suspensión muy finos o aquellos

en estado de coloide.

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Las estructuras encargadas de esta función son los estanques de sedimentación primarios o

clarificadores primarios. Habitualmente están diseñados para suprimir aquellas partículas que

tienen tasas de sedimentación de 0,3 a 0,7 mm/s. Asimismo, el período de retención es

normalmente corto, 1 a 2 h. Con estos parámetros, la profundidad del estanque fluctúa entre 2 a

5 m.

En esta etapa se elimina por precipitación alrededor del 60 al 70% de los sólidos en suspensión.

En la mayoría de las plantas existen varios sedimentadores primarios y su forma puede ser

circular, cuadrada a rectangular.

A continuación se describen las operaciones unitarias más habituales. La utilización de una u

otra es función de las características de las partículas (tamaño, densidad, forma, etc.) así como

de la concentración de las mismas.

SEDIMENTACIÓN

Operación física en la que se aprovecha la fuerza de la gravedad que hace que una partícula

más densa que el agua tenga una trayectoria descendente, depositándose en el fondo del

sedimentador. Esta operación será más eficaz cuanto mayor sea el tamaño y la densidad de las

partículas a separar del agua, es decir, cuanto mayor sea su velocidad de sedimentación, siendo

el principal parámetro de diseño para estos equipos. A esta operación de sedimentación se le

suele denominar también decantación.

Realmente, este tipo de partículas (grandes y densas, como las arenas) se tienen en pocas

ocasiones en aguas industriales. Lo más habitual es encontrar sólidos poco densos, por lo que

es necesario, para hacer más eficaz la operación, llevar a cabo una coagulación-floculación

previa, que como se explicará más adelante, consiste en la adición de ciertos reactivos químicos

para favorecer el aumento del tamaño y densidad de las partículas.

La forma de los equipos donde llevar a cabo la sedimentación es variable, en función de las

características de las partículas a sedimentar (tamaño, forma, concentración, densidad, etc.).

Sedimentadores rectangulares: La velocidad de desplazamiento horizontal del agua es

constante y se suelen utilizar para separar partículas densas y grandes (arenas).

Sedimentadores circulares: Son más habituales. En ellos el flujo de agua suele ser radial

desde el centro hacia el exterior, por lo que la velocidad de desplazamiento del agua disminuye

al alejarnos del centro del sedimentador.

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Sedimentadores lamelares: Han surgido como alternativa a los sedimentadores poco

profundos, al conseguirse una mayor área de sedimentación en el mismo espacio. Consisten en

tanques de poca profundidad que contienen paquetes de placas (lamelas) o tubos inclinados

respecto a la base, y por cuyo interior se hace fluir el agua de manera ascendente. En la

superficie inferior se van acumulando las partículas, desplazándose de forma descendente y

recogiéndose en el fondo del sedimentador.

FILTRACIÓN

La filtración es una operación en la que se hace pasar el agua a través de un medio poroso, con

el objetivo de retener la mayor cantidad posible de materia en suspensión. El medio poroso

tradicionalmente utilizado es un lecho de arena, de altura variable, dispuesta en distintas capas

de distinto tamaño de partícula, siendo la superior la más pequeña y de entre 0.15 y 0.3 mm. Es

una operación muy utilizada en el tratamiento de aguas potables, así como en el tratamiento de

aguas para reutilización, para eliminar la materia en suspensión que no se ha eliminado en

anteriores operaciones (sedimentación). En aguas industriales hay mas variedad en cuanto al

material filtrante utilizado, siendo habitual el uso de Tierra de Diatomeas. También es habitual,

para mejorar la eficacia, realizar una coagulación-floculación previa.

Hay muchas maneras de clasificar los sistemas de filtración: Por gravedad ó a presión, lenta ó

rápida, de torta ó en profundidad.

Filtración por gravedad: El agua circula verticalmente y en descenso a través del filtro por

simple gravedad. Dentro de este tipo, podemos hablar de dos formas de operar, que nos lleva a

tener una filtración lenta, apenas utilizados actualmente, o una filtración rápida

Filtración por presión. Normalmente están contenidos en recipientes y el agua se ve forzada a

atravesar el medio filtrante sometido a presión. También en este caso puede haber filtración

lenta, en la que en la superficie del filtro se desarrolla una torta filtrante donde la filtración, a

través de esa superficie, es por mecanismos físicos y biológicos.

FLOTACIÓN

Operación física que consiste en generar pequeñas burbujas de gas (aire), que se asociarán a

las partículas presentes en el agua y serán elevadas hasta la superficie, de donde son

arrastradas y sacadas del sistema. Obviamente, esta forma de eliminar materia en suspensión

será adecuada en los casos en los que las partículas tengan una densidad inferior o muy

parecida a la del agua, así como en el caso de emulsiones, es decir, una dispersión de gotas de

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un líquido inmiscible, como en el caso de aceites y grasas. En este caso las burbujas de aire

ayudan a “flotar” más rápidamente estas gotas, dado que generalmente la densidad de estos

líquidos es menor que la del agua.

En el tratamiento de aguas se utiliza aire como agente de flotación, y en función de cómo se

introduzca en el líquido, se tienen dos sistemas de flotación:

• Flotación por aire disuelto (DAF): En este sistema el aire se introduce en el agua residual

bajo una presión de varias atmósferas. Los elementos principales de estos equipos son la bomba

de presurización, el equipo de inyección de aire, el tanque de retención o saturador y la unidad

de flotación propiamente dicha, donde tiene lugar la reducción brusca de la presión, por lo que el

aire disuelto se libera, formando multitud de microburbujas de aire.

• Flotación por aire inducido: La operación es similar al caso anterior, pero la generación

de burbujas se realiza a través de difusores de aire, normalmente situados en la parte inferior del

equipo de flotación, o bien inducidas por rotores o agitadores. En este caso el tamaño de las

burbujas inducidas es mayor que en el caso anterior.

COAGULACIÓN-FLOCULACIÓN

Como ya se ha mencionado en varias ocasiones, en muchos casos parte de la materia en

suspensión puede estar formada por partículas de muy pequeño tamaño (10-6 – 10-9 micras), lo

que conforma una suspensión coloidal. Estas suspensiones coloidales suelen ser muy estables,

en muchas ocasiones debido a interacciones eléctricas entre las partículas. Por tanto tienen una

velocidad de sedimentación extremadamente lenta, por lo que haría inviable un tratamiento

mecánico clásico. Una forma de mejorar la eficacia de todos los sistemas de eliminación de

materia en suspensión es la adición de ciertos reactivos químicos que, en primer lugar,

desestabilicen la suspensión coloidal (coagulación) y a continuación favorezcan la floculación de

las mismas para obtener partículas fácilmente sedimentables. Es una operación que se utiliza a

menudo, tanto en el tratamiento de aguas residuales urbanas y potables como en industriales

(industria de la alimentación, pasta de papel, textiles, etc.)

Los coagulantes suelen ser productos químicos que en solución aportan carga eléctrica contraria

a la del coloide. Habitualmente se utilizan sales con cationes de alta relación carga/masa (Fe3+,

Al3+) junto con polielectrolitos orgánicos, cuyo objetivo también debe ser favorecer la floculación:

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• Sales de Fe3+: Pueden ser Cl3Fe o Fe2(SO4)3, con eficacia semejante. Se pueden utilizar

tanto en estado sólido como en disoluciones. La utilización de una u otra está en función del

anión, si no se desea la presencia de cloruros o sulfatos.

• Sales de Al3+: Suele ser Al2(SO4)3 o policloruro de aluminio. En el primer caso es más

manejable en disolución, mientras que en el segundo presenta la ventaja de mayor porcentaje en

peso de aluminio por kg dosificado.

• Polielectrolitos: Pueden ser polímeros naturales o

sintéticos, no iónicos (poliacrilamidas) aniónicos (ácidos poliacrílicos) o catiónicos

(polivinilaminas). Las cantidades a dosificar son mucho menores que para las sales, pero tanto la

eficacia como el coste es mucho mayor.

TABLA 2.1 Poder coagulante relativo de distintos reactivos.

Poder coagulante relativo

Coagulante Coloides positivos Coloides negativos

NaCl 1 1

Na2SO4 30 1

Na3PO4 1000 1

MgSO4 30 30

AlCl3 1 1000

Al2(SO4)3 30 >1000

FeCl3 1 1000

Fe2(SO4)3 30 >1000

1.9.3.- ETAPA SECUNDARIA

Tiene como objetivo eliminar la materia orgánica en disolución y en estado coloidal mediante un

proceso de oxidación de naturaleza biológica seguido de sedimentación. Este proceso biológico

es un proceso natural controlado en el cual participan los microorganismos presentes en el agua

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residual, y que se desarrollan en un reactor o cuba de aireación, más los que se desarrollan, en

menor medida en el decantador secundario. Estos microorganismos, principalmente bacterias,

se alimentan de los sólidos en suspensión y estado coloidal produciendo en su degradación

anhídrido carbónico y agua, originándose una biomasa bacteriana que precipita en el decantador

secundario. Así, el agua queda limpia a cambio de producirse unos fangos para los que hay que

buscar un medio de eliminarlos.

En el decantador secundario, hay un flujo tranquilo de agua, de forma que la biomasa, es decir,

los flóculos bacterianos producidos en el reactor, sedimentan. El sedimento que se produce y

que, como se dijo, está formado fundamentalmente por bacterias, se denomina fango activo.

Los microorganismos del reactor aireado pueden estar en suspensión en el agua (procesos de

crecimiento suspendido o fangos activados), adheridos a un medio de suspensión (procesos de

crecimiento adherido) o distribuidos en un sistema mixto (procesos de crecimiento mixto).

Las estructuras usadas para el tratamiento secundario incluyen filtros de arena intermitentes,

filtros percoladores, contactores biológicos rotatorios, lechos fluidizados, estanques de fangos

activos, lagunas de estabilización u oxidación y sistemas de digestión de fangos.

1.9.4.- ETAPA TERCIARIA

Tiene como objetivo suprimir algunos contaminantes específicos presentes en el agua residual

tales como los fosfatos que provienen del uso de detergentes domésticos e industriales y cuya

descarga en cursos de agua favorece la eutrofización, es decir, un desarrollo incontrolado y

acelerado de la vegetación acuática que agota el oxígeno, y mata la fauna existente en la zona.

No todas las plantas tienen esta etapa ya que dependerá de la composición del agua residual y

el destino que se le dará.

PRINCIPALES PASOS DEL TRATAMIENTO DE AGUAS RESIDUALES

Desinfección

Las aguas servidas tratadas normalmente contienen microorganismos patógenos que sobreviven

a las etapas anteriores de tratamiento. Las cantidades de microorganismos van de 10.000 a

100.000 coliformes totales y 1.000 a 10.000 coliformes fecales por 100 ml de agua, como

también se aíslan algunos virus y huevos de parásitos. Por tal razón es necesario proceder a la

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desinfección del agua. Esta desinfección es especialmente importante si estas aguas van a ser

descargadas a aguas de uso recreacional, aguas donde se cultivan mariscos o aguas que

pudieran usarse como fuente de agua para consumo humano.

Los métodos de desinfección de las aguas servidas son principalmente la cloración y la

iozonización, pero también se ha usado la bromación y la radiación ultravioleta. El más usado es

la cloración por ser barata, fácilmente disponible y muy efectiva. Sin embargo, como el cloro es

tóxico para la vida acuática el agua tratada con este elemento debe ser sometida a decloración

antes de disponerla a cursos de agua natural.

Desde el punto de vista de la salud pública se encuentra aceptable un agua servida que contiene

menos de 1.000 Coliformes totales por 100 ml y con una DBO inferior a 50 mg/L.

La estructura que se usa para efectuar la cloración es la cámara de contacto. Consiste en una

serie de canales interconectados por los cuales fluye el agua servida tratada de manera que ésta

esté al menos 20 minutos en contacto con el cloro, tiempo necesario para dar muerte a los

microorganismos patógenos.

Tratamiento de los fangos

Depósito de digestión de lodos.

Los sedimentos que se generan en las etapas primaria y secundaria se denominan fangos. Estos

fangos contienen gran cantidad de agua (99%), microorganismos patógenos y contaminantes

orgánicos e inorgánicos. Se han desarrollado varios métodos para el tratamiento de los fangos e

incluyen: digestión anaerobia, digestión aerobia, compostaje, acondicionamiento químico y

tratamiento físico. El propósito del tratamiento de los fangos es destruir los microbios patógenos

y reducir el porcentaje de humedad.

La digestión anaerobia se realiza en un estanque cerrado llamado digestor y no requiere la

presencia de oxígeno pues se realiza por medio de bacterias que se desarrollan en su ausencia.

Para el óptimo crecimiento de estos microorganismos se requiere una temperatura de 35 ° C.

Las bacterias anaerobias degradan la materia orgánica presente en el agua servida, en una

primera fase, a ácido propiónico, ácido acético y otros compuestos intermedios, para

posteriormente dar como producto final metano (60 - 70 %), anhídrido carbónico (30%) y trazas

de amoníaco, nitrógeno, anhídrido sulfuroso e hidrógeno. El metano y el anhídrido carbónico son

30

inodoros; en cambio, el ácido propiónico tiene olor a queso rancio y el ácido acético tiene olor a

vinagre.

La digestión aerobia se realiza en un estanque abierto y requiere la presencia de oxígeno y, por

tanto, la inyección de aire u oxígeno. En este caso la digestión de la materia orgánica es

efectuada por bacterias aerobias, que realizan su actividad a temperatura ambiente. El producto

final de esta digestión es anhídrido carbónico y agua. No se produce metano. Este proceso bien

efectuado no produce olores.

El compostaje es la mezcla del fango digerido aeróbicamente con madera o llantas trituradas,

con el objetivo de disminuir su humedad para posteriormente ser dispuesto en un relleno

sanitario.

El acondicionamiento químico se puede aplicar tanto a los fangos crudos como digeridos e

incluye la aplicación de coagulantes tales como el sulfato de aluminio, el cloruro férrico y los

polímeros, los que tienen como función ayudar a la sedimentación de las materias en suspensión

y solución en el fango; la elutriación o lavado del fango, la cloración y la aplicación de floculante.

El tratamiento físico incluye el tratamiento por calor y el congelamiento de los fangos.

Una vez concluida la etapa de digestión microbiana, ya sea aerobia o anaerobia, los fangos aún

contienen mucha agua (alrededor de un 90%) por lo que se requiere deshidratarlos para su

disposición final. Para ello se han diseñado dos métodos principales: secado por aire y secado

mecánico.

Deshidratación de los fangos

Se han hecho diversas estructuras para el secado por aire de los fangos. Entre ellas están:

lechos de arena, lechos asistidos de arena, lagunas de fangos, lechos adoquinados y eras de

secado.

Para el secado mecánico existen filtros banda, filtros prensa, filtros de vacío y centrífugas.

Los fangos deshidratados deben disponerse en una forma ambientalmente segura. Para ello,

según el caso, pueden llevarse a rellenos sanitarios, ser depositados en terrenos agrícolas y no

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agrícolas o incinerados. La aplicación en terrenos agrícolas requiere que el fango no presente

sustancias tóxicas para las plantas, animales y seres humanos. Lo habitual es que sí las

contengan por lo que lo normal es que sean dispuestos en rellenos sanitarios o incinerados.

Tratamiento de Aguas Residuales por procesos biotecnológicos

El proceso natural de la limpieza del agua se consigue gracias a una bacteria que se alimenta de

los desechos que contienen las aguas servidas. Gracias a esta bacteria aparecen los sistemas

de tratamiento de aguas por medio biológicos de biodigestion, donde por medio de diversos

métodos se pone en contacto esta bacteria con el agua para acelerar el procesos natural.

Utilizando una película fija de bacteria en diversas piezas de ingenierías distintas (estudiadas

para tener mejor contacto con el agua a la hora de limpiarla) el agua se pone en contacto con la

bacteria para provocar una biodigestion mucho más rápida que el proceso natural.

En presentación de rodillos, empaques, módulos o molinos la película fija tiene el mismo

propósito, la diferencia entre las tecnologías radica en la forma en la que se acelera el propio

proceso natural y desde luego en el espacio necesario para construir una planta de tratamiento

de aguas con estas características.

En comparación con otras tecnologías y métodos para la limpieza de las aguas residuales, la

película fija es sin duda una de las opciones más fuertes gracias a su tamaño, fácil utilización,

coste y espacio necesario para su construcción.

1.9.5.- TECNOLOGÍAS EMERGENTES

Oxidación

Oxidación Química

Oxidación Química

Incineración: Consiste en la oxidación térmica completa del residuo en fase gas y a temperatura

elevada. Es un método útil únicamente cuando se trata de pequeñas cantidades de aguas con

una concentración elevada de contaminantes oxidables. En caso contrario, los costes de

operación asociados a la necesidad de utilizar un combustible auxiliar, se vuelven excesivos.

Aunque los costes de inmovilizado son elevados, la tecnología está bien establecida. Puede ser

una buena elección tecnológica cuando se utiliza en combinación con una operación de

32

separación previa que concentre el contaminante, por ejemplo una ultrafiltración. Aun así, en el

tratamiento de efluentes líquidos resulta una técnica costosa además de impopular.

Oxidación húmeda no catalítica (WAO): La oxidación húmeda es un proceso clásico de

tratamiento que se ha venido aplicando desde hace más de cincuenta años y en el cual la

materia orgánica, soluble o en suspensión, se oxida con oxígeno disuelto procedente de aire o

corrientes gaseosas enriquecidas en oxígeno. La química del proceso transcurre por vía

radicalaria, de forma que son los radicales formados a partir del oxígeno, los que reaccionan con

la materia orgánica. Por este motivo, la oxidación húmeda, tanto catalítica como no catalítica, se

incluye a veces entre los procesos avanzados de oxidación, cuya característica definitoria es la

implicación de radicales hidroxilo como agentes oxidantes indirectos. Aquí se ha reservado, sin

embargo, la denominación de avanzados para los procesos basados específicamente en la

promoción de radicales hidroxilo. Los demás, que pueden incluir hidroxilos entre las especies

oxidantes, pero cuyo diseño no está determinado por su generación, se han clasificado como

procesos de oxidación directa. Una característica esencial de los procesos de oxidación húmeda

no catalítica es la formación de ácidos carboxílicos como productos finales no mineralizables y

que esencialmente corresponden a los ácidos fórmico, acético y oxálico. La proporción de estos

compuestos es variable en función de los parámetros de diseño del proceso, pero típicamente

representan el 5-10% del carbono orgánico total (Total Organic Carbon = TOC) del efluente de

partida. Puesto que se tata de compuestos biodegradables, es posible limitar la extensión de la

oxidación teniendo en cuenta que se trata de compuestos que no presentan problemas de

toxicidad en depuradoras. Si, por el contrario, las concentraciones de contaminante son bajas y

no es posible utilizar la oxidación como pretratamiento antes de un sistema de depuración

biológica, es necesario utilizar catalizadores con el fin de evitar temperaturas de proceso

prohibitivas. La temperatura de tratamiento de los procesos de oxidación húmeda es función de

la naturaleza de los compuestos que se deben degradar, pero en general oscila entre 150 y

350ºC con una presión de operación entre 20 y 200 bar dependiendo esencialmente de la

temperatura. El rendimiento de la oxidación, medido como porcentaje de demanda química de

oxígeno oscila entre el 75 y el 90%. La oxidación húmeda se puede aplicar en corrientes cuyo

contenido en materia oxidable oscile entre 500 y 15000 mg/L de demanda química de oxígeno y

se vuelve autotérmica para valores de demanda química de oxígeno superiores a 20 g/L.

Oxidación húmeda catalítica (CWAO): En casos en los que sea necesario alcanzar una

tasa de mineralización alta, el proceso de oxidación húmeda se puede llevar a cabo en presencia

de catalizadores con el fin de acelerar la velocidad de la reacción de degradación de los

compuestos orgánicos. La oxidación húmeda catalítica (CWAO) es capaz de mineralizar la

práctica totalidad de los contaminantes orgánicos junto con compuestos inorgánicos tales como

33

cianuros y amoníaco y como la oxidación húmeda, puede utilizar aire u oxígeno como agente

oxidante. El catalizador hace posible la operación en condiciones de temperatura y presión más

moderadas que las de la oxidación húmeda no catalítica y, por tanto, mejorar el balance

económico del proceso. Los catalizadores suelen ser metales u óxidos metálicos soportados,

pero también se han estudiado otras sustancias, tanto en sistemas homogéneos como

heterogéneos. La oxidación húmeda catalítica permite llevar a cabo la oxidación de compuestos

orgánicos en agua a presión moderada (en cualquier caso superior a la presión de vapor del

agua y en general en el rango 15-50 bar) y a una temperatura comprendida entre 120°C y

250°C, que es función esencialmente del tipo de catalizador. La eficacia del proceso en cuanto a

la reducción de DQO puede oscilar entre el 75% y el 99%: el catalizador permite alcanzar grados

de oxidación elevados o trabajar con menores tiempos de residencia a eficacia reducida, un

equilibrio que decide el tipo de contaminante a eliminar. La oxidación húmeda catalítica está

particularmente indicada en el caso de efluentes concentrados (demandas químicas de oxígeno

mayores que 10000 mg/L, para las cuales el proceso no requiere aporte externo de energía) o

que contengan compuestos no biodegradables o tóxicos para

los sistemas biológicos de depuración. El proceso no es eficaz económicamente

frente a los procesos avanzados de oxidación en el caso de efluentes con baja carga

orgánica (demandas químicas de oxígeno menores que 5000 mg/L).

Oxidación húmeda supercrítica (SWAO):

En los procesos de oxidación húmeda mencionados hasta ahora el oxidante primario debe

atravesar la interfase gas-líquido.

Esto impone limitaciones al diseño de reactores puesto que debe de tenerse en cuenta una

posible limitación a la velocidad de transferencia de materia. Si se rebasa el punto crítico del

agua (647.096 K, y 22.064 MPa) desaparece la diferencia entre fases a la vez que los

coeficientes de transporte alcanzan valores elevados, lo que permite operar con velocidades de

oxidación elevadas. De esta forma, los compuestos orgánicos tóxicos y refractarios a la

oxidación pueden degradarse con gran eficacia a temperaturas comprendidas entre 400 y 650º C

con tiempos de residencia muy pequeños (30-90 s).

Además, el proceso permite tratar efluentes con contaminantes muy diversos, incluyendo

metales, que son transformados en sus óxidos. Por otro lado, la presión que requiere la

oxidación supercrítica es muy elevada y en las condiciones de presión y temperatura de la

operación existe una fuerte incidencia de la corrosión debida a la oxidación de halógenos, fósforo

y azufre, factores ambos que fuerzan a utilizar materiales costosos. Finalmente, en agua

supercrítica la solubilidad de muchos compuestos inorgánicos es pequeña, por lo que las sales

tienden a depositarse en el reactor y en las conducciones ocasionando problemas de erosión y

34

taponamiento. La Tabla 3.1 resume alguna de las características más importantes de los

procesos de oxidación directa con énfasis especial en sus limitaciones. De nuevo es conveniente

indicar, que la diferencia entre procesos de oxidación directa y procesos avanzados de oxidación

es bastante arbitraria y que se ha reservado la denominación de “avanzados” para los procesos

basados en la generación de radicales hidroxilo en su versión más restrictiva.

Procesos avanzados de oxidación (AOP)

Aplicaciones de los métodos de oxidación directa

3.1.4 Tendencias en el desarrollo de los métodos de oxidación avanzada

3.2 Membranas

3.2.1 Tipos de Membranas

3.2.2 Configuraciones

3.2.3 Formas de operar

3.2.4 Factores que reducen las prestaciones de las membranas

3.2.5 Tecnologías de tratamiento de aguas residuales industriales y de proceso con

membranas

3.2.6 Reactores biológicos de membranas (MBR)

35

36

CAPITULO II

El PROCESO DE LAS PELICULAS FIJAS SUMERGIBLES

2.1. DESCRIPCION DEL PROCESO

El proceso PFS consiste en un reactor, que es un tanque por el cual pasa un caudal de agua

residual, la entrada del agua residual es por un extremo del tanque en la parte superior y la

salida del agua tratada es en el extremo opuesto del tanque, también por la parte superior. El

tanque es similar al utilizado en el proceso de lodos activados, con sistema de difusión de aire en

el fondo del tanque.

Dentro del tanque se coloca el medio plástico, que está sumergido en agua residual.

En este medio crecen microorganismos adheridos a la superficie del plástico, formando una

película biológica, que se alimenta de la materia orgánica disuelta contenida en las aguas

residuales, que alimentan al reactor.

El aire que se suministra por el fondo, abajo del medio plástico, asciende entre las separaciones

del medio plástico y entra en contacto con los microorganismos que forman la película biológica.

El aire proporciona el oxígeno requerido para la respiración endógena de los microorganismos y

para la oxidación de la materia orgánica que toman como alimento.

Además, las burbujas de aire difundido provocan un movimiento de convención forzada, que

favorece el número de choques entre el sustrato (alimento), la película biológica

(microorganismos) y el oxígeno contenido en el aire. En otras palabras, permite el mezclado y

suministro de oxígeno, requerido para que la materia orgánica disuelta (DBO soluble) contenida

en las aguas residuales se convierta en materia celular (microorganismos).

37

MEDI

Sedimentador

EFLUENTE CLARIFICADO.

EFLUENTEINFLUENTE

Figura 2

Representación esquemática de un sistema de Películas Fijas Sumergibles –

Sedimentador Secundario

Adhiriendo inicialmente a las paredes del medio plástico y posteriormente se forman varias

capas biológicas sobrepuestas.

Esto ocasiona que los microorganismos de la última capa (la exterior) tengan mayor contacto con

el sustrato o alimento y con el oxígeno del aire inyectado; en cambio, la capa adherida a la

superficie plástica (la interior) cada vez tiene menos contacto con el sustrato y el oxígeno, por lo

que se le dificulta la alimentación y respiración; hasta que muere y se desprende del plástico. El

aire que asciende con turbulencia, ayuda a desprender la película biológica parcialmente muerta.

En la superficie plástica que queda libre al desprenderse la película envejecida, se inicia el

crecimiento de una nueva película. Es un proceso dinámico repetitivo.

La biopelícula al desprenderse del medio plástico forma flóculos que se mantienen en

suspensión debido a la turbulencia que produce el aire que se suministra al tanque y estos

flóculos forman parte importante de los sólidos suspendidos volátiles contenidos en el reactor y

en el efluente.

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MEDI

Sedimentador

El efluente del proceso de pantallas plásticas sumergibles PFS, es conducido al tanque de

sedimentación, en donde se separan los flóculos para ser retirados por el fondo y el agua

clarificada se obtiene por la parte superior. La figura 1 muestra una representación esquemática

del proceso PPS con sedimentador secundario.

2.2.- MODELO TEÓRICO PARA REPRESENTAR EL PROCESO

2.2.1.- Marco conceptual

Para la deducción de la ecuación que represente la velocidad de reacción, se

estableció un marco conceptual con las premisas siguientes:

1.- .El comportamiento del reactor es de flujo pistón, lo cual equivale a aceptar que la

concentración de DBO varía a lo largo del reactor;

2.- La concentración de materia orgánica varía a lo largo del reactor y disminuye en el sentido

del flujo.

3.- Es un sistema de flujo uniforme. El movimiento de cada partícula es siempre hacia adelante y

no hay mezcla retrograda.

4.- La cinética de reacción es de segundo orden e irreversible. Depende del reactante A que es

la materia orgánica expresada como DBO (alimento) y del reactante B que son los

microorganismos que se alimentan de la materia orgánica.

5.- La concentración del reactante B (microorganismos que digieren la materia orgánica), es

función del área del medio plástico.

6.- El producto de la reacción es el incremento de la biomasa de los microorganismos, que es a

la vez el reactante B. No se incluyen otros subproductos resultantes del metabolismo de los

microorganismos.

7.- La relación M = reactante B / reactante A, varía continuamente en el tiempo para un

diferencial de volumen dado.

39

8. - Los reactantes A y B, no se alimentan de acuerdo a alguna relación estequiométrica.

Siempre existirá reactante B para cualquier concentración del reactante A.

9.- El flujo es turbulento, lo que favorece el contacto entre de los microorganismos de la

película biológica con el sustrato y con el oxígeno disuelto que proporciona el aire inyectado al

reactor.

10.- El flujo turbulento también favorece el desprendimiento periódico de la biopelícula y evita su

acumulación en el reactor al no permitir su sedimentación.

11.- El medio en que se realiza el proceso (aguas residuales) es de densidad constante, por lo

que puede ignorarse la variación de volumen del caudal por el efecto de la temperatura.

12.- Se considera únicamente el comportamiento del proceso en régimen estacionario, no se

aborda la etapa en que no se han alcanzado dichas condiciones.

13. -Sí disminuye el gasto masa de DBO alimentado al reactor, se dificulta la alimentación de los

microorganismos, se favorece el desprendimiento de la biopelícula del medio plástico y

disminuye la concentración de B en el reactor. Sí aumenta el gasto masa de DBO alimentado al

reactor, se favorece la alimentación y crecimiento de los microorganismos, y aumenta la

concentración de B en el reactor. Existe un rango de operación en el cual el proceso autoregula

la relación másica de los reactantes A y B.

2.3.- DEDUCCIÓN DE LAS ECUACIONES DE DISEÑO

Tomando en cuenta el marco conceptual mencionado, se definen las variables y relaciones

siguientes:

FA = Gasto de masa de entrada del reactante A, DBO mg/s.

Xa = Fracción del reactante A convertida en producto, a dimensional.

- rA = Velocidad de reacción del reactante A, basada en volumen de fluido

V = Volumen total del reactor

dV = Diferencial de volumen

40

2.3.1.- El balance de materia, se expresa:

ENTRA = SALE + DEGRADA (OXIDA)

En donde los componentes del balance, son:

Entra = FA (gasto masa de entrada)

Sale = FA + dFA (gasto masa con la fracción convertida en producto)

Degrada = - rA dV (desaparece por reacción)

Substituyendo:

FA = (FA + d FA) + (- rA) dv

d FA = rA dv

2.3.2.- La variación diferencial del gasto masa del reactante A en términos de la fracción

Convertida, es:

FA = FA o – FAo Xa

FA = FA o (1 - Xa)

d FA = d {FAo(1 - Xa)}

d FA = -FAo d Xa = rA dV

dvFao

= dxa−ra

Integrando:

∫0

v

dv /FAo = ∫0

Xa

dXa/−rA

Por lo tanto:

41

vFAo

=∫0

Xa

dx /−rA

2.3.3.- VARIABLES DE LA ECUACION

Sean:

2.3.3.1.- CAo = Concentración inicial del reactante A, en mg/l

2.3.3.2.- Q = Gasto volumétrico del fluido, l/s

Se obtiene:

FAo = CAoQ

VCAoQ

=∫0

xa

dx /−rA

Por lo tanto:

Tr = VQ

=∫0

xa

dx /−rA❑

2.3.3.3.- EL TIEMPO DE RETENCION O RESIDENCIA.

Tr = Tiempo de retención o residencia aparente.

Para reacción de segundo orden se tiene:

A + B Productos

r A = rB = k CA CB

2.3.3.4.- LA CONSTANTE CINETICA (k)

k = Constante cinética, día -1. (mg/l) -1

CB = Concentración de microorganismos, mg/l

CA = Concentración del sustrato, mg/l

Tr ¿CAo∫0

xadx

−kCA .CB

Se define: M = CB/CA

Por lo tanto: CB = M CA

Para: M ≠ 1

42

Al integrar y substituir límites, se obtiene:

Tr = 1 ln M - Xa

kCAo (M-1) M( 1-Xa)

Tr = 1 ln 1- Xa/M

kCAo (M-1) 1 - Xa

Tomando en cuenta que la relación M se expresa en la forma:

M = CBo

CAo

En esta relación:

CAo = Concentración inicial de DBO en mg / l

CBo = Concentración de microorganismos en el reactor en mg/l

La concentración CBo en mg/l, es el peso de la biopelícula (Wp) en mg, dividido entre el volumen

del reactor (Vr) en litros.

CBo = Wp / Vr, en mg/ l

Wp = Peso de la biopelícula, en mg

Vr = Volumen del reactor, en litros

2.3.3.5.- El peso de los microorganismos Wp en mg, es el volumen de la biopelícula Vp en cm3

multiplicado por el peso específico de la biopelícula Yp en mg/cm3.

Wp = Vp x Yp, en mg

Vp = Volumen de la biopelícula, en cm3

Yp = Peso específico de la biopelícula, en mg / cm3

2.3.3..6.- El volumen de la biopelícula Vp en cm3, es el área de la biopelícula Ap en cm2 multiplicada por

el espesor medio de la biopelícula Ep en cm.

Vp = Ap x Ep en cm3

Ap = Area de la biopelícula en cm2

Ep = Espesor medio de la biopelícula en cm

Por lo anterior la relación M, se expresa:

43

M = CBo = Ap. Ep. Yp / Vr

CAo CAo

D = Densidad del medio = área para película / volumen del reactor = Ap (cm2 / litro)

Vr

M = D. Ep. Yp

CAo

Se define una constante de proporcionalidad, denominada P, para el producto de multiplicar el espesor

medio de la biopelícula por el peso especifico de ella.

P = Ep. Yp (cm. mg/cm3 = mg/cm2).

M se puede expresar de la forma siguiente:

M = P . D

CAo

La concentración inicial CAo = So (concentración de DBO inicial)

M se puede expresar de la forma siguiente:

M = P .D

So

Sustituyendo CAo por So y M por la expresión anterior en la ecuación del tiempo de retención, se obtiene:

Ttr = 1 ln 1-XaSo/PD

kSo(PD/So-1) 1-Xa

Cuyo el análisis dimensional es:

tr = ________________________1_________________________ = días

( dia -1. (mg/l)-1. mg/l [ (mg/cm2) . (cm2 / litro) / (mg/l) - adim ]

El caudal del influente Q se expresa en m3/d, para obtener el volumen del reactor en m3.

Vr =Q tr

Vr = m3/d. d = m3

2.3.3.7.- Para obtener el área total de contacto At (medio plástico) en metros cuadrados, se aplica el valor

de la de la densidad del medio en m2/m3.

D en m2/ m3 = D en cm2/l 10At = Vr . DAt = m3. m2 / m3 = m2.

44

CAPITULO III

MATERIALES Y MÉTODOS.

3.1.- TRABAJO EXPERIMENTAL

3.1.1.- CONSTRUCCIÓN DEL REACTOR PFS EXPERIMENTAL

Se construyó un modelo en acrílico de 52 cm de largo, 32 cm de ancho y 35 cm de alto, que contiene el

reactor PFS y el sedimentador secundario.

El reactor PFS, estará constituido de dos tramos de 52 cm cada uno. El flujo recorre en total una

longitud de 104 cm. Las dimensiones se muestran en la

tabla 1.45

Tabla 1.

Dimensiones del reactor PPS experimental.

Fuente: elaboración propia.

El volumen total del reactor, con todo y medio es de 19.5 litros. Se aplicó un caudal de 1.485 ml/s. El

tiempo de residencia aparente fue de 3.65 horas.

El medio para la biopelícula se proporcionó mediante dos secciones, cada sección con 5 placas de malla

de polietileno de alta densidad. En la Tabla 2 se muestran las dimensiones del reactor PPS.

Tabla 2.

Dimensiones del medio para biopelícula en el reactor PPS experimental

Fuente: Elaboración Propia.

Tomando como base un espesor de biopelícula de 0.6 cm el volumen ocupado por el medio es de 3,860

cm3 = 3.86 litros.

El volumen del reactor restando el volumen que ocupa el medio es de 15.64 litros. Con un caudal de

1.485 ml/s el tiempo de retención hidráulico es de 2.92 horas.

Para facilitar las futuras aplicaciones se decidió obtener en las ecuaciones de diseño el volumen total del

reactor incluyendo el volumen del medio, el cual queda definido en la ecuación a través de la relación:

Área del medio entre volumen del reactor. Por lo tanto, el valor de volumen a utilizar en el análisis

conceptual será 19.5 litros.

El aire fue proporcionado con bomba para pecera ELITE 802 que proporciona 2,500 cm3 de aire por

minuto, igual a .089 FCM.

Al inicio se dividió el flujo de la bomba para dos reactores y el nivel de remoción fue bajo del orden del

50%. Se concluyó que el nivel de aireación de 2.29 FCM /m3 es insuficiente para lograr el

desprendimiento oportuno de la biopelícula.

46

LARGO 10.40 dm

ANCHO 0.75 dm

TIRANTE 2.50 dm

VOLUMEN 19.50 dm3

ANCHO/PLACA 23.50 cm

LARGO/PLACA 36.50 cm

AREA 2 CARAS/PLACA 1715.50 cm2

AREA/PLACA CON ORIFICIOS 1286.63 cm2

5/PLACAS/SECCION 6433.13 cm2

2SECCIONES CON PLACAS 12866.25 Cm2

Para obtener buenos resultados se aplicó el flujo de una bomba a un solo reactor. El nivel de aireación de

4.58 FCM/m3 = 11.88 FCM /m2 de superficie de reactor PFS; este nivel resultó adecuado para el rango

de trabajo.

El sedimentador secundario mide 70 cm de largo total en dos tramos de 35 cm cada uno; 7.5 cm de

ancho y 22.5 cm de tirante, que representa un volumen total de 11.8 litros. Las tolvas del sedimentador

tiene una profundidad de 10 cm. Con un caudal de 1.485 ml/s el sedimentador tiene un tiempo de

residencia de 2.2 horas, lo cual exigirá que se produzcan lodos orgánicos que sedimenten fácilmente. El

diseño contiene 4 tolvas en serie que permite observar para diferentes tiempos de residencia el

comportamiento del proceso de sedimentación.

El modelo se alimentó con una bomba dosificadora de diafragma marca CHEM TECH, serie 100, modelo

068, para un caudal máximo de 257 l/d, igual a 2.97 ml/s.

3.1.2.- Pruebas experimentales.

El modelo anterior se instaló en un lugar aparente dentro de la institución para evitar el paso de sólidos

gruesos al influente, con una malla fina en la succión de la bomba, y se instalará un sedimentador

primario.

Se analizó el agua residual para los parámetros fisicoquímicos siguientes: sólidos sedimentables, sólidos

totales, sólidos disueltos totales, sólidos suspendidos totales.

Se determinó DBO y DQO en el influente y en el efluente. El muestreo inicialmente fue diario y

posteriormente al alcanzar el régimen estacionario se analizaron 05 días consecutivos sin incluir sábados

y domingos, a diferentes horas comprendidas entre las 7 horas y 18 horas.

3.2.- LOS MÉTODOS DE ANÁLISIS USADOS

Los métodos Analíticos usados al desarrollar el presente se describen a continuación:

3.2.1.- SÓLIDOS TOTALES EN SUSPENSIÓN

Principio del proceso

Se filtra una muestra previamente homogenei-zada, mediante un filtro estándar de fibra de vidrio

(Whatman 934-AH; tamaño de retención de partículas de 1.5 µm), previamente tarado en seco. El residuo

retenido en el mismo se seca a peso constante a 103 - 105º C.

El aumento de peso de filtro representa los sólidos totales en suspensión.

Procedimiento

Se taran individualmente en placas de vidrio los filtros estándar necesarios y se anota el peso

inicial seco, determinado a 103-105ºC.

Se filtra un volumen determinado de muestra homogeneizada a través de un filtro tarado, con

una bomba de vacío.

Se seca en estufa a 103- 105º C hasta peso constante.47

• Cálculos:

Sólidos totales (mg/litro) = [(A-B)*1000]/Volumen de muestra (ml)

A: peso de residuo seco + filtro (mg) B: tara del filtro (mg)

3.2.2.- SOLIDOS SEDIMENTABLES

Procedimiento

o Se llena un cono de Imhoff con la muestra bien homogeneizada, hasta la marca de 1 litro.

o Se deja sedimentar durante 45 minutos, removiendo a continuación suavemente las paredes

del cono con una varilla o mediante rotación.

o Se mantiene en reposo durante 15 minutos más.

o Se registra el volumen de sólidos sedimentados en la parte inferior del cono.

o La determinación se expresa en mililitros de partículas sedimentadas por litro de muestra.

3.2.3.- DEMANDA QUÍMICA DE OXÍGENO EN AGUAS RESIDUALES (DQO)

Fundamento

La demanda química de oxígeno (DQO) es la cantidad de oxígeno consumido por las materias existentes

en el agua, que son oxidables en condiciones operatorias definidas. La medida corresponde a una

estimación de las materias oxidables presentes en el agua, ya sea su origen orgánico o inorgánico.

La determinación de DQO debe realizarse rápidamente después de la toma de muestras, para evitar la

oxidación natural. En caso contrario, la muestra podría conservarse un cierto tiempo si se acidifica con

ácido sulfúrico hasta pH = 2- 3. Sin embargo, esta opción deja de ser fiable en presencia de cloruros

Principio del método del dicromato potásico

En condiciones definidas, ciertas materias contenidas en el agua se oxidan con un exceso de dicromato

potásico, en medio ácido y en presencia de sulfato de plata y de sulfato de mercurio. El exceso de

dicromato potásico se valora con sulfato de hierro y amonio.

Reactivos

Sulfato de mercurio (Hg2SO4), para evitar interferencias de los haluros.

Dicromato potásico (K2Cr2O7) 0,25 N: Disolver 12,2588 g de K2Cr2O7 previamente secado 24h

en estufa a 105º C, en 1 litro de agua destilada.

Solución de sulfato de plata en ácido sulfúrico: Disolver 5 g de Ag2SO4 en 540 ml de ácido

sulfúrico (H2SO4) concentrado (densidad 1.84).

48

Solución de sulfato de hierro y amonio 0,25 N (NH4)2Fe(SO4)2 x 6H2O o SAL DE MOHR:

Disolver 98,04 g de (NH4)2Fe(SO4)2 x 6H2O en agua destilada. Añadir 20 ml de H2SO4

concentrado, enfriar y enrasar a 1 litro con agua destilada. La solución debe estandarizarse

diariamente, para determinar exactamente su normalidad, frente a la solución de K2Cr2O7

0.25N.

Indicador de DQO o solución de ferroína:

Disolver 1,485 g de 1,10 fenantrolina (C12H8N2

x H2O) y 0,695 g de sulfato de hierro heptahi- drato en agua destilada, y llevar a volumen de

100 ml.

Valoración de la sal de MOHR:

Diluir en un matraz erlenmeyer de 100 ml de capacidad, 10 ml de K2Cr2O7 0,25 N con agua

destilada, hasta aproximadamente 100 ml. Añadir 30 ml de ácido sulfúrico concentrado y enfriar.

Añadir unas 5 gotas del indicador ferroína y valorar hasta vira-je a rojo violáceo con sal de

MOHR.

• Cálculos:

f = [Volumen de Cr2O7K2 0,25 N utiliza-do x 0,25] / Volumen de sal de MOHR consumido en la

valoración.

Procedimiento

o Se enciende la placa calefactora.

o Se pesan 0,44 g de HgSO4 en matraz para reflujo de 100 ml. La cantidad propuesta de HgSO4

es suficiente en la mayoría de los casos, para eliminar las posibles interferencias por Cl-en la

muestra.

o Se colocan unas bolitas de vidrio en el matraz para favorecer la ebullición.

o Se añaden 20 ml de muestra.

o Se añaden lentamente 30 ml de la solución de sulfato de plata en ácido sulfúrico, con una pipeta

de vertido, mezclando bien para disolver el HgSO4, y enfriar.

o Se añaden 12,5 ml de solución de dicromato potásico 0,25 N y se mezclan bien todos los

productos añadidos.

o Sobre el matraz se dispone el elemento refrigerante (condensador del reflujo), y se somete a

reflujo durante 2 horas.

El conjunto se deja enfriar; el condensador del reflujo se lava con agua destilada, y después se

separa el matraz del refrigerante.

La muestra oxidada se diluye hasta 75 ml con agua destilada y se deja enfriar hasta temperatura

ambiente.

Se añaden unas 5 gotas del indicador ferroína.

Se procede a valorar el exceso de dicromato con la sal de Mohr.

49

El punto final de análisis se toma cuando el color varía bruscamente de azul verdoso a pardo

rojizo.

Este método resulta eficaz para muestras que tengan una DQO entre 50 y 800 mg/l. Para niveles

superiores diluir el agua problema y para contenidos menores aplicar otro método.

Cálculos:

DQO (mg de oxígeno/litro) = [(A-B) x N x 8000 ]/ Volumen (ml) de muestra.

A= Volumen (ml) de sal de Mohr gastado en el blanco.

B= Volumen (ml) de sal de Mohr gastado en la muestra.

N= Normalidad de la sal de Mohr

3.2.4.- DEMANDA BIOLÓGICA DE OXÍGENO EN AGUAS RESIDUALES (DBO5)

6.1. Fundamento

Esta prueba determina los requerimientos relactivos de oxígeno de aguas residuales, efluentes y aguas

contaminadas, para su degradación bioló-gica. Expresa el grado de contaminación de un agua residual

por materia orgánica degradable por oxidación biológica.

6.2. Principios del proceso

El agua residual contiene una cierta flora bacte-riana, que tras un tiempo de incubación, actúa

degradando la materia orgánica contenida en el agua residual. Si cierta cantidad del agua a analizar se

introduce en un recipiente, y éste se cie¬rra herméticamente, se crea un sistema que contiene el agua a

analizar, con su flora bacteria-na y aire, el cual contiene un 21% de oxígeno. En un tiempo determinado,

los microorganismos consumen todo o parte del oxígeno contenido en el sistema al degradar la materia

orgánica, liberando una cierta cantidad de anhídrido car-bónico gaseoso. Suponiendo que se inhibe la

nitrificación y que se retira del sistema el CO2 gaseoso producido, la depresión que se registra en el

sistema se deberá exclusivamente al des-censo de la presión parcial del oxígeno, como consecuencia del

consumo de oxígeno en la oxidación biológica de la materia orgánica. A continuación se describe la

determinación de DBO con un periodo de incubación de cinco días (DBO5) en biómetros diseñados a tal

efec¬to (WTW- Oxitop). Estos biómetros están dotados de tapones con dispositivos de lectura de la

presión parcial de los frascos. La captación del CO2 gaseoso producido se efectúa por reacción con

OHNa, que ha de disponerse al comienzo del ensayo en una cápsula diseñada a tal efecto, en el sistema.

6.3. Reactivos

- Disolución de alliltiourea: Disolver 5 g de allil-tiourea reactivo en un litro de agua destilada.

Esta disolución se utilizará como inhibidor de la nitrificación.

Sosa cáustica (OHNa) en perlas.

. Procedimiento

Se introduce una varilla agitadora (imán) en el interior del biómetros.

50

Se añade el inhibidor de la nitrificación en una proporción equivalente a 20 gotas de la disolución

de alliltiourea por litro de muestra.

Se ponen dos perlitas de OHNa en la cápsula diseñada a tal efecto.

Se añade un volumen de muestra determinado en el biómetro. El volumen a utilizar depende del

rango de DBO esperado, y está especificado en las instrucciones de uso del biómetros.

Se coloca la cápsula conteniendo OHNa sobre la parte superior del biómetros, una vez que la

muestra esté estable y no se observen burbujas de aire.

Se cierra el biómetro con el correspondiente tapón-registrador, y se pone la lectura a cero.

Se introduce el biómetro en cámara a 25ºC y se enciende el agitador magnético. Se mantiene

agitación suave constante durante todo el ensayo.

Se realiza la lectura a los cinco días, siguiendo el procedimiento de lectura de la casa fabricante

del biómetro. La DBO5 final del agua analizada, expresada en mg de O2 por litro de muestra,

será la lectura obtenida en el biómetro multiplicada por el factor de dilución del ensayo. La

correspondencia: factor de dilución a volumen de muestra introducido en el biómetro se indica en

las instrucciones de uso del biómetro.

51

CAPITULO IV

DISCUSION DE RESULTADOS

4.1.- RESULTADOS EXPERIMENTALES

Tabla 3. Resultados experimentales para el reactor PFS

MUESTRA

DBO DQO

INFLUENTEmg /lit

EFLUENTEmg /lit.

REMOCION % INFLUENTEmg / lit

EFLUENTEmg/ lit

REMOCIÓN%

1 70.20 7.2090.43 195.52 25.17 87.13

2 76.40 9.3287.80 210.64 36.50 82.67

3 120.50 7.5493.74 340.40 48.52 85.75

4 94.00 14.0185.10 259.20 44.99 82.64%

5 97.60 7.3592.47 277.28 34.78 87.46%

6 88.00 11.4387.01 242.40 40.40 83.33%

7 97.40 6.3393.50 246.55 42.04 82.95%

8 111.00 7.6393.13 275.28 46.47 83.12%

9 84.50 11.1086.86 17 9.56 30.70 82.90%

10 125.40 15.01

88.03 310.99 42.98 86.18%

PROMEDIO96.5 9.692 89.80 253.78 39.25 84.41

Los resultados de la Tabla 3 se obtuvieron con nivel de aireación de 4.58 FCM/m3 de reactor y durante el desarrollo de las pruebas el clima presentó temperaturas promedio diaria entre 16ºC y 22ºC.

4.2.- APLICACIÓN DE LA ECUACION DE DISEÑO, PREVIA DETERMINACIÓN DE

PARÁMETROS k Y P.

52

Se determinaron los parámetros k y P, para que la ecuación de diseño reproduzca los resultados

experimentales de manera conservadora, lo que garantiza que la remoción real resulte

ligeramente mejor que la calculada con la ecuación de diseño.

4.2.1.- Valor del parámetro k.

k, es la constante cinética y depende de la concentración del reactante A, que es la

concentración de DBO. Por ser una reacción con cinética de segundo orden se expresa en

Tiempo-1.Concentración –1. En este caso, día -1. (mg/l) -1

El valor determinado para temperatura de 20 ºC es el siguiente:

k = 0.016 días-1 . (mg /l) -1

4.2.2 Valor del parámetro P.

P, es la constante de proporcionalidad del reactante B ó producto, que es la concentración de

microorganismos. Por ser la cantidad de biopelícula asociada a la superficie de medio plástico se

expresa en términos del espesor de la biopelícula y su peso específico. En este caso Ep. Yp (cm.

mg/cm3 = mg/cm2).

El valor determinado para temperatura de 20 ºC es el siguiente:

P = 1.42 mg / cm2

4.3.- Aplicación de la ecuación de diseño del reactor PFS.

La ecuación de diseño base es la siguiente:

t r kSo ( PDSo −1)=ln1− XaSo

PD1−Xa

A partir de ella se puede calcular, la concentración de DBO en el efluente. Para lo cual se calcula

la variable Xa, que es la conversión ó remoción de DBO.

Ordenando, se obtiene:

b = [1- Xa So / PD/ 1-Xa]

Se define el término siguiente:

b = exp (tr k So (PD / So-1))

Entonces, la ecuación base puede expresarse en la forma siguiente

b = 1-Xa So / PD 1-Xa

Ordenando términos para despejar Xa:

53

b ( 1-Xa ) = 1-XaSo

PD

b – b Xa = 1- Xa So

PD

Xa So – bx a = 1 - b

PD

Xa = 1 – b / S0 - b

Xa es la conversión del reactante A ó remoción de DBO y permite determinar la concentración de

DBO del efluente a partir de la DBO del influente (So) y las variables:

P, D, k y tr. Los valores de So se presentan en la columna de DBO del influente de la tabla 4 y

las demás variables, tal como se ha expuesto en este documento, tienen los valores siguientes:

“tr”, tiempo de residencia = 0.15 días

“D”, densidad del medio = 659.81 cm2 / l

“k”, constate cinética = 0.016 d-1(mg/l)-1

“P”, constante SSV/área = 1.42 mg/cm2

A los valores obtenidos experimentalmente se les denominará “valores reales” y los obtenidos

con la ecuación de diseño se les denominarán “valores calculados”.

En la tabla 4 se presentan los valores de DBO reales y calculados en el efluente del reactor PPS

experimental.

54

.Tabla 4.

DBO real vs DBO calculada. Efluente de reactor PPS.

MUESTRA

DBO REAL mg / lit. DBO CALCULADO mg / lit.

INFLUENTEmg /lit

EFLUENTEmg /lit.

REMOCION % B REMOCIÓN % EFLUENTEmg/ lit

175.20 7.20 90.43 8.13 88.57 8.593

276.40 9.32 87.80 8.11 88.55 8.745

3120.50 7.54 93.74 7.28 87.82 14.680

494.00 14.01 85.10 7.77 88.26 11.032

597.60 7.35 92.47 7.70 88.20 11.513

688.00 11.43 87.01 7.88 88.36 10.240

797.40 6.33 93.50 7.70 88.21 11.486

8111.00 7.63 93.13 7.45 87.98 13.344

984.50 11.10 86.86 7.95 88.42 9.784

10125.40 15.01 88.03 7.20 87.73 15.382

PROMEDIO 97 9.69 89.80 7.71 88.21 11.479

Fuente: Elaboración Propia.

55

0 2 4 6 8 10 1202468

1012141618

DBO REAL Y CALCULADA PPS

DBO REAL DBO CALCULADA

N° DE DETERMINACIONES

DBO

DEL

EFL

UEN

TE m

g /

lit

En la figura 2 se representan gráficamente los valores de DBO reales y calculados en el efluente

del reactor PFS experimental

CONCLUSIONES

56

1.- El proceso PFS se aplica para eficiencias de remoción de DBO, igual o menor a 90%.

2.- El proceso PFS garantiza la renovación eficiente de la película biológica y produce lodos de fácil

sedimentación.

3.- El nivel de aireación en el reactor del proceso PFS, es alto y garantiza que no se producirán

condiciones anóxicas ó anaerobias, que puedan producir olores desagradables.

4.- El proceso PFS es un proceso fácil de operar porque se regula a sí mismo, ante los cambios de caudal

y concentración de DBO.

5.- El PFS tiene un campo de aplicaciones muy grande, que los interesados en el tratamiento de aguas

residuales, podrán conocer y ampliar a medida que se familiaricen con el proceso.

.

57

RECOMENDACIONES

1.- Es necesario estudiar el efecto de la temperatura sobre la constante cinética (k)

2.- Profundizar el estudio de los factores la velocidad de sedimentación de los lodos orgánicos

REFERENCIAS BIBLIOGRAFICAS

58

1.- Levenspiel O. (1980). INGENIERIA DE LAS REACCIONES QUÍMICAS . Instituto

Tecnologico de Illinois.

2.- López S.M. (1994). Desarrollo del sistema denominado “placas Biológicas” en el tratamiento

de aguas residuales domésticas. Tesis Facultad de Química UNAM, México.

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