Proyecto de instalaciones para el tratamiento biológico del agua

Transcripción

Proyecto de instalaciones para el
tratam iento bioló gico delagua residual.
Metcalf & Eddy
Los procesos biológicos se utilizan para convertir la materia orgánica disuelta y
finamente dividida en flóculos biológicos sedimentables y en sólidos orgánicos que se
puedan eliminar en los fangos de sedimentación. En muchos casos, estos procesos
(también llamados «procesos de tratamiento secundario») se emplean en combinación
con las operaciones y procesos unitarios que se utilizan para el pretratamiento y
tratamiento primario del agua residual que se han descrito en el Capítulo 9. La
decantación primaria es muy efectiva en la eliminación de los sólidos sedimentables,
mientras que los procesos biológicos son más efectivos en la eliminación de compuestos
orgánicos solubles o del tamaño de partículas coloidales. No obstante, algunos procesos
como las lagunas aireadas, lagunas de estabilización y sistemas de aireación prolongada,
se proyectan para que funcionen sin decantación primaria.Los procesos biológicos de
aplicación más común son: (1) el proceso de fangos activados; (2) lagunas aireadas; (3)
filtros percoladores; (4) biodiscos (RBCs), y (5) estanques de estabilización. En plantas
de tratamiento de grandes dimensiones se suele adoptar el proceso de fangos activados o
alguna de sus muchas variantes; los estanques de estabilización se usan principalmente
en instalaciones de pequeño tamaño. En la Figura 10-1 se ilustran los diagramas de flujo
típicos de los sistemas de tratamiento. En este capítulo se estudian con detalle las
instalaciones físicas y el proyecto de los procesos necesarios para la implementación de
estos importantes sistemas de tratamiento. También se analiza brevemente el uso de
sistemas combinados de tratamiento biológico aerobio. El proyecto de los procesos de
eliminación de nutrientes se aborda en el Capítulo 11, mientras que el tratamiento y
estabilización del fango se estudia en el Capítulo 12.
FIGURA 10-1
Diagramas de flujos típicos (simplificados) para los procesos biológicos utilizados en el
tratamiento del agua residual): (a) proceso de fangos activados; (b) lagunas aireadas; (c)
filtros percoladores; (d) biodiscos, y (e) estanques de estabilización.
10.1 EL PROCESO DE FANGOS ACTIVADOS
En el tratamiento de las aguas residuales, el proceso de fangos activados, tanto en su
forma original como en alguna de sus muchas variantes, ha tenido un uso muy amplio.
En el Capitulo 8 se analizaron los aspectos teóricos del proceso, incluida la
microbiología, la cinética de las reacciones, e incluso, hasta cierto punto, aspectos
relacionados con la explotación. La aplicación práctica del proceso se estudia en esta
sección y en las 10.2 y 10.3.
Consideraciones sobre el diseño del proceso
En el diseño del proceso de fangos activados, es necesario tener en cuenta: (1) la
elección del tipo de reactor; (2) los criterios de carga; (3) la producción de fango; (4) las
necesidades y transferencia de oxígeno; (5) las necesidades de nutrientes; (6) el control
de organismos filamentosos, y (7) las características del efluente. Debido a que la
separación de sólidos es uno de los aspectos de mayor importancia en el tratamiento
biológico del agua residual, en la siguiente sección se analiza este tema de forma
independiente.
Elección del tipo de reactor. Una de las etapas principales en el diseño de cualquier
proceso biológico es la elección del tipo de reactor o reactores (Cap. 5) a emplear en el
proceso. Los aspectos operacionales que intervienen en la toma de esta decisión
incluyen: (1) la cinética de las reacciones que gobiernan en proceso; (2) las necesidades
de transferencia de oxigeno, (3) la naturaleza del agua residual a tratar; (4) condiciones
ambientales locales, y (5) los costes de construcción, y de explotación y mantenimiento
relacionados con las instalaciones de tratamiento secundario. A la hora de elegir un tipo
de reactor, estos factores se deben valorar por separado, ya que la importancia relativa
de cada uno de ellos depende del tipo de aplicación. A continuación, se analiza la
importancia de todos ellos para el proceso de fangos activados.
El primer factor, la influencia de la cinética de las reacciones sobre la elección del tipo
de reactor, ha sido tratado detalladamente en el Capítulo 8. Los dos tipos de reactores
que se suelen utilizar son el reactor de mezcla completa (tanque de flujo continuo con
agitación) y el reactor de flujo en pistón. Desde un punto de vista práctico, es
importante hacer constar que los tiempos de detención hidráulica de muchos de los
reactores de mezcla completa y de flujo en pistón que se utilizan en la actualidad son
muy parecidos. La razón que explica este hecho es que la tasa de eliminación de sustrato
mixto (soluble e insoluble) en aguas residuales domésticas es aproximadamente de
orden cero respecto a la concentración de sustrato y casi de primer orden respecto a la
concentración de células.
El segundo factor que hay que considerar en la elección del tipo de reactores para el
proceso de fangos activados son las necesidades de transferencia de oxígeno. En los
sistemas de aireación convencionales de flujo en pistón, se pudo constatar que, a
menudo, resultaba imposible suministrar el oxigeno necesario para cubrir la demanda en
cabeza del reactor. Esta condición condujo al desarrollo de las siguientes
modificaciones del proceso de fangos activados: (1) proceso de aireación graduada, en
el que se pretende adecuar el oxígeno suministrado a la demanda de oxígeno; (2) el
proceso de aireación con alimentación escalonada, en el que el agua residual entrante y
los sólidos de retorno se distribuyen a lo largo del reactor (generalmente en cuatro
puntos equidistantes), y (3) el proceso de mezcla completa, en el que el aire
suministrado se ajusta o excede a la demanda de oxígeno. La mayoría de las antiguas
limitaciones respecto a la transferencia de oxigeno se han superado gracias a la
adecuada elección de los parámetros operativos del proceso y a mejoras en el diseño y
aplicación de los equipos de aireación.
El tercer factor que puede influir en la selección del tipo de reactor es la naturaleza del
agua residual. Por ejemplo, dado que en un reactor de mezcla completa el agua entrante
se dispersa de forma más o menos uniforme en el mismo, los sólidos biológicos del
reactor pueden soportar las cargas de choque producidas por vertidos puntuales con
elevado contenido en materia orgánica y compuestos tóxicos mejor que en un reactor de
flujo en pistón. Este es el motivo por el que en gran número de plantas se ha adoptado el
proceso de fangos activados de mezcla completa.
El cuarto factor son las condiciones ambientales locales. De ellas, quizás las más
importantes sean la temperatura, el pH, y la alcalinidad. La importancia de la
temperatura viene dada porque los cambios en la temperatura del agua residual pueden
modificar la velocidad de las reacciones que intervienen en el proceso. Por ejemplo, un
descenso de temperatura de 10 ºC reduce la velocidad de las reacciones prácticamente
hasta la mitad. En la mayoría de los casos, los descensos de temperatura se producen de
forma gradual, de modo que resulta posible introducir modificaciones en las
condiciones de funcionamiento para hacer frente a dichas variaciones. En los casos en
los que son de prever importantes cambios en la temperatura del agua residual, se
pueden emplear con éxito series de reactores de mezcla completa o reactores de flujo en
pistón de longitud ajustable mediante sistemas de compuertas. La alcalinidad y el pH
también son importantes, especialmente en la explotación de procesos de nitrificación
(véase Cap. 11). Los pHs bajos pueden inhibir el crecimiento de los organismos
nitrificantes (y favorecer el crecimiento de organismos filamentosos), razón por la cual
pueden ser necesario el ajuste del pH. Las aguas residuales de baja alcalinidad tienen
escasa capacidad de tamponamiento, por lo que el pH del liquido mezcla puede
descender debido a la producción de dióxido de carbono por la respiración bacteriana.
En esta clase de aguas, la descarga de residuos industriales también puede afectar al pH.
El quinto factor, el coste del proceso (tanto de inversión como de explotación y
mantenimiento), es de extremada importancia en la elección del tipo y dimensiones del
reactor. A menudo, resulta más económico aumentar el gasto en instalaciones físicas
(coste de inversión) para reducir los posteriores costes de explotación y de
mantenimiento.
Criterios de carga. A lo largo de los años, para el control del proceso de fangos
activados, se han propuesto una serie de parámetros empíricos y racionales. Dos de los
parámetros de uso más común son: (1) la relación alimento/microorganismos F/M, y (2)
el tiempo medio de retención celular, THETAc (véase Cap. 8).
La relación alimento/microorganismos se define como:
F/M = So / THETA X (8.48)
donde:
F/M = relación alimento/microorganismos, d-1.
So = concentración de DBO o DQO en el afluente, kg/m3.
THETA = tiempo de retención hidráulica del tanque de aireación = V/Q, d.
V = volumen del tanque de aireación, m3.
Q = caudal de entrada, m3/d.
X = concentración de sólidos suspendidos volátiles en el tanque de aireación, kg/m3.
La relación entre la tasa de utilización específica U y la relación
alimento/microorganismos es la siguiente:
U = (F/M)E/100 (8.49)
donde E = eficiencia del proceso, porcentaje.
Sustituyendo la Ecuación 8.48 por la relación alimento/microorganismos y [(So S)/So](100) por la eficiencia, se obtiene:
U = (So - S)/THETA X (8.45)
donde S = concentración de DBO o de DQO en el efluente, kg/m3.
El tiempo medio de retención celular se puede definir, en función del volumen
empleado, con cualquiera de las dos siguientes relaciones:
Definición a partir del volumen del tanque de aireación:
THETAc = VrX/(QwXw + QeXe) (10.1)
donde:
THETAc = tiempo medio de retención celular basado en el volumen del tanque de
aireación, d.
Vr = volumen del tanque de aireación, m3.
X = concentración de sólidos suspendidos volátiles en el tanque de aireación, kg/m3.
Qw = caudal de fango purgado, m3/d.
Xw = concentración de sólidos suspendidos volátiles en el fango purgado, kg/m3.
Qe = caudal de efluente tratado, m3/d.
Xe = concentración de sólidos suspendidos volátiles en el efluente tratado, kg/m3.
Definición a partir del volumen total del sistema:
THETAct = Xt/(QwXw+QeXe) unidades SI (10.2)
donde:
THETAct = tiempo medio de retención celular basado en el volumen total del sistema.
Xt = masa total de sólidos suspendidos volátiles del sistema, incluyendo los sólidos del
tanque de aireación, del tanque de sedimentación, y los existentes en las instalaciones de
retorno de fango, kg.
Los restantes términos son los definidos en la Ecuación 10.1.
Si se supone que, prácticamente, toda la conversión de sustrato ocurre en el tanque de
aireación, se recomienda diseñar el reactor a partir del valor de THETAc (Ec. 10.1). En
aquellos sistemas en los que gran parte de los sólidos totales se hallen en el tanque de
sedimentación y en las instalaciones de retorno del fango, se puede utilizar la Ecuación
10.2 para calcular la cantidad de sólidos que hay que purgar. La cantidad de sólidos en
el tanque de sedimentación se puede determinar midiendo la profundidad del manto de
fango y la concentración de sólidos en el fango de retorno. El uso de la Ecuación 10.2 se
basa en la suposición de que los sólidos biológicos continúan ejerciendo la respiración
endógena independientemente del hecho de que se hallen, dentro del sistema, en
condiciones aerobias o anaerobias.
Comparando estos parámetros, la tasa de utilización específica U (relación F/M
multiplicada por el rendimiento) se puede considerar como una medida del grado con
que se utiliza el sustrato (DBO) por unidad de masa de organismos, y THETAc se puede
considerar como una medida del tiempo medio de residencia de los organismos dentro
del sistema. La relación entre el tiempo medio de retención celular THETAc, la relación
alimento/microorganismos F/M, y el grado de utilización específica U, es la siguiente:
1/THETAc = Y (F/M) (E/100) - kd = YU - kd (8.46)
donde:
Y = coeficiente de producción celular, kg de células producidas/kg de materia orgánica
eliminada.
E = rendimiento del proceso, porcentaje.
kd = coeficiente de degradación endógena, d-1.
Los valores típicos de la relación alimento/microorganismos que se encuentran en la
literatura, varían entre 0,05 y 1,0. A partir de ensayos de laboratorio y de los registros de
explotación de diversas plantas de los Estados Unidos, se ha podido concluir que la
utilización de tiempos medios de retención celular comprendidos entre 3 y 15 días
conducen a la producción de un efluente estable de alta calidad y de un fango con
excelentes características de sedimentabilidad.
También se han utilizado relaciones empíricas basadas en las cargas orgánicas y en el
tiempo de detención. El tiempo de detención se suele basar en el caudal medio de agua
residual afluente. Los tiempos de detención normalmente utilizados suelen variar entre 4
y 8 h. Las cargas volúmicas, expresadas en kg DBO5/m3 de tanque de aireación, pueden
oscilar entre 0,3 y 3,0 kg DBO5/m3 · d. A pesar de que en el uso de estas relaciones
empíricas no se utilizan el tiempo medio de retención celular y la relación
alimento/microorganismos (que se pueden emplear tanto como parámetros de diseño
como variables de explotación), estas relaciones tienen la propiedad de requerir un
volumen de tanque de aireación mínimo que ha resultado ser el adecuado para el
tratamiento de las aguas residuales domésticas. Sin embargo, en los casos en los que se
ha empleado estas relaciones para el diseño de instalaciones para el tratamiento de
aguas residuales con presencia de residuos industriales, han aparecido problemas.
Producción de fango. El conocimiento de la producción diaria de fango es importante
puesto que afecta al diseño de las instalaciones de tratamiento y evacuación del fango en
exceso (purga). La producción diaria de fango que hay que purgar se puede estimar
mediante la Ecuación 10.3:
Px = YobsQ(So - S) · (103 g/kg)-1 unidades SI (10.3)
donde:
Px = producción diaria neta de fango activado, medida en términos de SS volátiles, kg/d.
Yobs = producción observada, kg/kg.
Q,So,S = según definición anterior.
La producción observada se puede calcular por medio de la Ecuación 8.44:
Yobs = Y/(1 + kd(THETAc o THETAct) (8.44)
El uso de THETAc o THETAct en la Ecuación 8.44 depende de si en el análisis se
consideran los sólidos del tanque de aireación o los sólidos totales del sistema. Si en los
tanques de sedimentación y en las líneas de retorno de fangos se retiene un porcentaje
importante de los sólidos, resulta razonable emplear THETAct, especialmente si se
supone que la respiración endógena se produce tanto si el cultivo bacteriano se halla
bajo condiciones aerobias como anaerobias. Sin embargo, se debe hacer constar que el
valor de la constante será diferente a los valores que proporciona la literatura. Debido a
que actualmente no se dispone de un valor adecuado de kd que conjugue las condiciones
aerobias y anaerobias, se puede utilizar como estimación el valor correspondiente a las
condiciones aerobias.
Necesidad y transferencia de oxígeno. La necesidad teórica de oxígeno se puede
determinar a partir de la DBO del agua residual y de la cantidad de organismos
purgados diariamente del sistema. El razonamiento es el siguiente. Si toda la DBO se
convirtiera en productos finales, la demanda total de oxígeno se podría calcular
convirtiendo la DBO5 en DBOL utilizando un factor de conversión adecuado. Por otro
lado, se sabe que parte del residuo se convierte en tejido celular nuevo que,
posteriormente, se purga del sistema, de modo que, si la DBOL del tejido celular se resta
del total, la cantidad remanente corresponde a la cantidad de oxigeno que es necesario
suministrar al sistema. Teniendo en cuenta la Ecuación 8.31, que se indica a
continuación, se sabe que la DBOL de un mol de células es igual a 1,42 veces la
concentración de células:
C5H7NO2 + 5 O2 --> 5 CO2 + 2 H2O + NH3 + energía (8.31)
113 5(32)
Células
1 142
Por lo tanto, la demanda teórica de oxigeno para la eliminación de la materia orgánica
carbonosa presente en el agua residual de un sistema de fangos activados se puede
calcular mediante la expresión:
kg O2/d = (Masa de DBOL total utilizada, kg/d) - 1,42 (Masa de organismos
purgados, kg/d) (10.4)
Utilizando términos anteriormente definidos,
kg O2/d = (Q(So - S) · (103 g/kg)-1/f) - 1,42(Px) unidades SI (10.5)
donde f = factor de conversión de DBO5 en DBOL (0,45-0,68).
Los restantes términos corresponden a definiciones anteriores.
En los casos en los que se deba considerar la nitrificación, la demanda total de oxigeno
se puede calcular como la suma de la demanda necesaria para la eliminación de la
materia orgánica carbonosa más la demanda de oxígeno necesaria para la conversión del
nitrógeno (de amoniaco a nitrato), según la expresión:
kg, O2/d = (Q(So - S) · (103 g/kg)-1/f) - 1,42(Px) + 4,57 Q(No - N) · (103 g/kg)-1 unidades
SI (10.6)
donde:
No = NKT del afluente, g/m3.
N = NKT del efluente, g/m3.
4,57 = factor de conversión para la demanda de oxigeno necesario para la oxidación
completa del NKT.
Por lo tanto, si se conoce, o se puede estimar, la eficiencia de la transferencia de
oxígeno del sistema de aireación, se pueden determinar las necesidades reales de aire. El
suministro de aire debe ser adecuado para: (1) satisfacer la DBO del agua residual; (2)
satisfacer la respiración endógena de los organismos presentes en el fango; (3)
proporcionar un mezclado adecuado, y (4) mantener una concentración mínima de
oxígeno disuelto en todo el tanque de aireación comprendido entre 1 y 2 mg/l.
Para relaciones alimento/microorganismos superiores a 0,3, las necesidades de aire para
el proceso convencional se sitúan entre 30 y 55 m3/kg de DBO5 eliminada en sistemas de
difusores de burbuja gruesa (no porosos), y entre 24 y 36 m3/kg de DBO5 eliminada para
sistemas de difusores de burbuja fina (porosos). Las características de los diferentes
difusores se describen en la Sección 10.2. A valores más bajos de la relación
alimento/microorganismos, la respiración endógena, la nitrificación y los prolongados
periodos de aireación hacen aumentar las necesidades de aire hasta entre 75 y 115 m3/kg
de DBO5 eliminada. En el Ten States Standards [14], se establece como demanda
habitual de aire para todos los procesos de fangos activados excepto la aireación
prolongada, 93,5 m3/kg de DBO5 eliminada en condiciones de carga punta en el tanque
de aireación. Para los procesos de aireación prolongada, las necesidades normales de
aire son de 125 m3/kg DBO5 eliminada.
En los sistemas de aireación mediante difusores de diferentes plantas, la cantidad de aire
suministrado suele variar entre 3,75 y 15,0 m3/m3, habiéndose empleado el valor 7,5
m3/m3 como un primer factor de diseño empírico. Debido a que el consumo de aire
depende de la concentración del agua residual, la relación aire/agua residual se ha
convertido en un valor que ya no se emplea como criterio de diseño, sino que
simplemente se guarda como parte de los registros de explotación. Otro factor empírico
clásico de diseño de los sistemas de aireación era aplicar entre 1,0 y 1,2 kg O2/kg DBO5
eliminada [61].
Para hacer frente a las cargas orgánicas punta sostenidas comentadas en el Capitulo 5,
se recomienda diseñar los equipos de aireación con un factor de seguridad que, como
mínimo, cubra las condiciones correspondientes a una carga diaria de DBO igual al
doble de la carga media. Los equipos de aireación también se deben dimensionar de
modo que se asegure una concentración residual de oxígeno disuelto de 2 mg/l en
condiciones de carga media y 0,5 mg/l en condiciones de carga punta. El Ten States
Standards [14] obliga a que los sistemas de aireación por difusión sean capaces de
proporcionar el oxigeno necesario para satisfacer la mayor de las siguientes demandas:
la correspondiente a la demanda de oxígeno punta diaria, o el doble de la demanda de
oxigeno media de proyecto.
Necesidades de nutrientes. Para que un sistema biológico funcione correctamente, es
necesario que se hallen presentes cantidades adecuadas de nutrientes. Como se ha
comentado en los Capítulos 3 y 8, los principales nutrientes son el nitrógeno y el
fósforo. Basándose en una composición media del tejido celular representable como
C5H7NO2, se necesitará del orden de un 12,4 por 100 de nitrógeno (en peso).
Normalmente, se suele suponer que las necesidades de fósforo son de una quinta parte
de este valor. Debido a que se ha podido comprobar que la distribución porcentual de
nitrógeno y fósforo en el tejido celular varia con la edad del tejido celular y con las
condiciones ambientales, estos valores son valores típicos, y no cantidades fijas.
En la Tabla 10-1 se indican otros nutrientes necesarios en la mayoría de los sistemas
biológicos. En la Tabla 10-2 se muestra la composición inorgánica de los E. coli. Los
datos de la Tabla 10-2 se pueden emplear para estimar las concentraciones de elementos
de traza necesarias para asegurar un crecimiento biológico adecuado. Debido a que la
demanda total de nutrientes depende de la producción celular neta, las necesidades de
nutrientes son más reducidas en los procesos que dispongan largos tiempos medios de
retención celular. A menudo, este hecho se puede utilizar para explicar la razón por la
cual dos plantas de tratamiento de fangos activados con diferentes tiempos medios de
retención celular pueden no funcionar igual en el tratamiento de una misma agua
residual. El papel de los elementos de traza se analiza con mayor detalle en la
bibliografía [68].
Control de organismos filamentosos. El crecimiento de organismos filamentosos es el
problema de funcionamiento más frecuente en los procesos de fangos activados. La
proliferación de organismos filamentosos en el liquido mezcla conduce a la formación
de un fango de pobres características de sedimentabilidad, normalmente conocido como
«fango voluminoso» (bulking). Debido a los bajos niveles de substrato uniformemente
presentes en el reactor, el sistema de mezcla completa de una sola etapa tiene una
particular tendencia a promover el crecimiento de organismos filamentosos. En algunos
reactores de flujo en pistón en los que se produce un efecto considerable de mezclado
por retroceso del líquido mezcla, tiene lugar un fenómeno parecido. La investigación
reciente se ha centrado en los factores que influyen en el crecimiento de los organismos
filamentosos y en los métodos prácticos de control del fenómeno. Un concepto que está
ganado aceptación como sistema de prevención y control del crecimiento de organismos
filamentosos es la incorporación de un compartimento separado, llamado «selector»,
como zona de contacto inicial de un reactor biológico, zona en la que se mezclan el
efluente primario y el fango activado recirculado. El selector se puede emplear en
combinación con el proceso de fangos activados de mezcla completa o de flujo en
pistón, y puede consistir en un depósito independiente o en un compartimento adosado.
El selector favorece el crecimiento selectivo de organismos formadores de flóculos en la
primera fase del proceso biológico al asegurar un nivel elevado de la relación
alimento/microorganismos a concentraciones de oxigeno disuelto controladas. Se
recomienda un valor mínimo de F/M de 2,27 kg DBO5/kg SSLM · d [2]. También se
han empleado valores iniciales de F/M de hasta 20-25 kg DQO/kg SSLM · d [64]. La
presencia de gran cantidad de substrato permite la rápida adsorción de la materia
orgánica soluble por parte de los organismos formadores de flóculos. La rápida
eliminación de la materia orgánica impide su asimilación por parte de los organismos
filamentosos, que se encuentran con concentraciones de materia orgánica disponible
muy bajas. Se han obtenido buenos resultados con selectores tanto aireados como no
aireados, anóxicos y anaerobios, o selectores de condiciones alternantes [2]. Para
asegurar el adecuado mezclado de los contenidos del selector es necesario asegurar el
suministro de cantidades de aire suficientes o utilizar mezcladores mecánicos.
TABLA 10-1
Iones inorgánicos necesarios para la mayoría de los organismos
El tiempo de contacto en el selector es relativamente corto, normalmente entre 10 y 30
mm. Para la definición de los parámetros de diseño es muy recomendable llevar a cabo
estudios en planta piloto. En un selector infradimensionado, una parte importante del
substrato soluble del efluente pasará al tanque de aireación principal. En un selector
sobredimensionado, la relación F/M será demasiado baja [58]. En la bibliografía se
pueden encontrar ejemplos de ensayos tanto a escala de laboratorio como en planta
piloto [11, 22]. Más adelante en esta sección se discutirá con mayor detalle el fenómeno
del bulking.
Características del efluente. El contenido en materia orgánica es un parámetro de
calidad del efluente de gran importancia. El contenido en materia orgánica del efluente
de un proceso de tratamiento biológico suele estar compuesto por los tres siguientes
constituyentes:
TABLA 10-2
Composición inorgánica del E. coli
1. Materia orgánica soluble biodegradable:
a) Materia orgánica no eliminada en el tratamiento biológico.
b) Compuestos orgánicos formados como productos intermedios en la
descomposición biológica del agua residual.
c) Componentes celulares (como consecuencia de la lisis o muerte
celular).
2. Materia orgánica en suspensión:
a) Sólidos biológicos producidos durante el tratamiento que escapan del
proceso de separación en la decantación final.
b) Sólidos orgánicos coloidales presentes en el afluente a la planta que
escapan del tratamiento y de la separación.
3. Materia orgánica no biodegradable:
a) Materia inicialmente presente en el afluente a la planta.
b) Subproductos de la descomposición biológica.
Las ecuaciones cinéticas desarrolladas en el Capítulo 8 sólo son aplicables a la materia
orgánica soluble no eliminada en el tratamiento biológico. Evidentemente, ésta sólo
representa una parte de la concentración de materia orgánica del efluente. En una planta
de fangos activados que funcione correctamente en el tratamiento de aguas residuales
domésticas, la DBO5 carbonosa del efluente, determinada en una muestra filtrada,
variará normalmente entre 2 y 10 mg/l. La materia orgánica suspendida se hallará entre
5 y 15 mg/l, y los sólidos no biodegradables se situarán entre 2 y 5 mg/l.
Tipos de procesos y modificaciones
El proceso de fangos activados es muy flexible y se puede adaptar a casi la totalidad de
los problemas de tratamiento biológico de aguas residuales. En la Tabla 10-3 se indican
varios de los procesos de fangos activados convencionales y algunas de las
modificaciones del proceso que han sido normalizadas. Las características
operacionales, aplicación y eficiencias de eliminación típicas de estos procesos se
indican en la Tabla 10-4; los parámetros de diseño se incluyen en la Tabla 10-5.
Control del proceso
El control del proceso de fangos activados es importante para mantener elevados niveles
de rendimiento frente a una gran variedad de condiciones de funcionamiento. Los
principales factores que intervienen en el control del proceso son: (1) mantenimiento de
los niveles de oxígeno disuelto en el tanque de aireación; (2) regulación de la cantidad
de fango activado recirculado (RAS), y (3) control de la purga de fango activado
(WAS). Como se ha comentado anteriormente en el apartado «Criterios de carga», los
parámetros más comúnmente empleados para el control del proceso de fangos activados
son la relación alimento/microorganismos y el tiempo medio de retención celular,
THETAc. La concentración de sólidos suspendidos del líquido mezcla también se utiliza
como parámetro de control. La recirculación de fango activado también es importante
para mantener la concentración de SSLM (la «M» de la relación F/M), y la purga de
fango activado es importante de cara al control del valor de THETAc. El uso de las tasas
de utilización de oxígeno (OUR) también está ganando reconocimiento como medio
para el seguimiento y control de los procesos de fangos activados. En lo que sigue
también se incluye una breve discusión sobre el seguimiento del proceso mediante la
OUR.
Control del oxígeno disuelto. En teoría, la cantidad de oxigeno transferido en los
tanques de aireación es igual a la cantidad de oxígeno demandada por los
microorganismos del sistema de fangos activados (incluidos los decantadores
secundarios y las líneas de retorno de fangos) para oxidar la materia orgánica y para
mantener los niveles operativos de oxígeno disuelto residual. Cuando el nivel de
oxígeno limita el crecimiento de microorganismos, pueden predominar los organismos
filamentosos, empobreciendo las características de sedimentabilidad y la calidad del
fango activado (véase la discusión relativa al «bulking»). En la práctica, se debería
mantener la concentración de oxigeno disuelto en todos los puntos del tanque de
aireación entre 1,5 y 4 mg/l; el valor normalmente empleado es 2 mg/l. Concentraciones
por encima de 4 mg/l no suponen notables mejoras en el proceso, pero encarecen
considerablemente los costes de aireación [61].
TABLA 10-3
Descripción del proceso de fangos activados y modificaciones del proceso
Control de la recirculación de fango activado. La misión de la recirculación de fango
es mantener una concentración suficiente de fango activado en el tanque de aireación,
de modo que se puede alcanzar el grado de tratamiento establecido en el intervalo de
tiempo deseado. La recirculación de fango activado desde el decantador final a la
entrada del tanque de aireación es el elemento fundamental del proceso. Se debe
disponer de una capacidad de bombeo de fango de recirculación holgada. También es
necesario evitar la pérdida de sólidos del fango con el efluente. Los sólidos forman una
capa de fango en el fondo de los decantadores. La profundidad de la capa de fango
presenta variaciones temporales y, si la capacidad de bombeo de fango no es la
adecuada, puede ocupar toda la altura del tanque de sedimentación. En plantas de
grandes dimensiones, se suele disponer una capacidad de bombeo variable entre el 50 y
el 100 por 100 del caudal medio de agua residual, y de hasta el 150 por 100 del caudal
medio de entrada en plantas de pequeño tamaño.
FIGURA 10-2
Proceso de fangos activados convencional (flujo en pistón).
FIGURA 10-3
Proceso de fangos activados de mezcla completa (esquema de típico de un proceso
de cuatro reactores).
FIGURA 10-4
Diagrama de flujo de un proceso de fangos activados de aireación con alimentación
escalonada: (a) esquema simplificado, y (b) configuración física típica.
FIGURA 10-5
Diagrama de flujo para el proceso de fangos activados de contacto y estabilización.
FIGURA 10-6
Proceso de fangos activados con oxígeno puro: (a) de configuración de tres etapas;
(b) vista aérea de un proceso de fangos activados con oxígeno puro, y (c) punto de
aplicación de oxigeno y grupo de accionamiento de los agitadores.
FIGURA 10-7
Proceso de fangos activados con canal de oxidación: (a) esquema del canal de
oxidación, y (b) vista aérea del proceso de fangos activados con canal de oxidación (de
Envirex inc.).
Existen diversas técnicas para calcular el caudal de recirculación óptimo. Las estrategias
de control se basan en mantener un determinado nivel de SSLM dentro del tanque de
aireación o una determinada altura de la capa de fango en los decantadores finales Las
técnicas de uso más común son: (1) sedimentabilidad; (2) control de la altura de la capa
de fango; (3) balance de masas de los decantadores secundarios; (4) balance de masas
en los tanques de aireación, y (5) calidad del fango [61].
FIGURA 10-8
Diagrama esquemático de un reactor de fangos activados Deep Shaft [64].
Utilizando el ensayo de sedimentabilidad, el caudal de bombeo de fango de
recirculación se establece de manera que el caudal sea aproximadamente igual, en
porcentaje, a la relación entre el volumen ocupado por los sólidos sedimentables del
efluente del tanque de aireación y el volumen de líquido decantado (sobrenadante) tras
sedimentar durante 30 minutos en un cilindro graduado de 1.000 ml. Esta relación no
debería estar nunca por debajo del 15 por 100. Por ejemplo, si los sólidos sedimentables
ocuparan un volumen de 275 ml después de sedimentar durante 30 mm, el porcentaje en
volumen sería del 38 por 100 [(275/725) x 100]. Si el caudal de la planta fuera de 2
m3/s, el caudal de recirculación sería 0,38 x 2 m3/s = 0,76 m3/s.
Otro método de ensayo de sedimentabilidad utilizado a menudo para el control del
bombeo de fango de recirculación se basa en una medida empírica conocida con el
nombre de «índice del volumen de fango» (IVF). Este índice se define como el volumen
(expresado en mililitros) que ocupa un gramo (peso seco) de sólidos del líquido mezcla
de fango activado, después de sedimentar durante 30 mm en un cilindro graduado de
1.000 ml. En la práctica, se calcula como el porcentaje que ocupa el fango, en volumen,
en una muestra de líquido mezcla (tomada a la salida del tanque de aireación) después
de sedimentar durante 30 min, (Ov), dividido por la concentración de sólidos
suspendidos del liquido mezcla expresada como porcentaje, (Pw) Si se conoce el índice
de volumen de fango, la relación de recirculación Qr/Q (en %) necesaria para mantener
una concentración de sólidos en el líquido mezcla del tanque de aireación determinada
(en %), es 100 · Qr/Q = 100/[(100/Pw · IVF) - 1] Por ejemplo, para mantener una
concentración de sólidos en el líquido mezcla del 0,3 por 100 (3.000 mg/l), el porcentaje
de fango a recircular cuando el IVF vale 100 es 100/[(100/0,30 · 100) - 1], es decir, el
43 por 100.
Con el método de control del nivel del fango, lo que se hace es mantener en los
decantadores una capa de fango de altura óptima. La altura óptima se determina
basándose en la experiencia, y corresponde al equilibrio entre la sedimentación eficiente
y el almacenamiento del fango. La altura óptima del lecho de fango suele estar dentro
del intervalo comprendido entre 0,3 y 0,9 m. Este método de control requiere
considerable atención por parte de los operarios, debido a las variaciones diarias de los
caudales y de la producción de fango y a los cambios en las características de
sedimentación del fango. Para determinar el nivel de la capa de fango existen diferentes
métodos, entre los que se incluyen las bombas de emulsión de aire (air-lift), los tubos de
flujo por gravedad, bombas de muestreo portátiles, sondas de muestreo, y detectores de
la interfase fango-sobrenadante. En la bibliografía se pueden encontrar más detalles
[61].
El caudal de recirculación de fango, también, se puede determinar realizando un balance
de masas en el decantador o en el tanque de aireación. En la Figura 10-9 se ilustran los
límites adecuados para ambos tipos de balance de masas. Suponiendo que el nivel del
fango en el decantador se mantiene constante, y que la cantidad de sólidos en el efluente
del decantador sea despreciable, el balance de masas de un decantador es el siguiente:
Acumulación = Entrada Salida
0 = X(Q + Qr) - XQr - XrQ'w
donde:
X = sólidos suspendidos del liquido mezcla, kg/m3.
Q = caudal de entrada al decantador secundario, m3/d.
Qr = caudal de recirculación, m3/d.
Xr = sólidos suspendidos del fango activado de recirculación, kg/m3.
Despejando el valor de Qr, se obtiene:
Qr= (XQ - XrQ'w)/(Xr - X) (10.7)
TABLA 10-4
Características de funcionamiento del proceso de fangos activados
TABLA 10-5
Parámetros de diseño para los procesos de fangos activados
Unidad de contacto.
Unidad de estabilización de sólidos.
c
NKT/SSVLM.
d
Los SSLM varían en función de la fase del ciclo operativo.
NA = No aplicable.
SI = Sin información.
a
b
FIGURA 10-9
Balances de masas típicos de sólidos suspendidos para el control de la recirculación de
fango: (a) balance de masa del decantador secundario, y (b) balance de masa en el
tanque de aireación [61].
El caudal de bombeo del fango activado de recirculación, también se puede estimar
mediante un balance de masas en el tanque de aireación. Si se considera despreciable el
crecimiento de células nuevas, los sólidos que entran en el tanque deben ser iguales a
los que salen del tanque. En determinados casos, como puede ser cuando la presencia de
carga orgánica, esta suposición puede no ser válida. Los sólidos entran en el tanque de
aireación con el fango de recirculación y con el afluente al proceso secundario. No
obstante, debido a que el contenido de sólidos en el afluente es despreciable en
comparación con el contenido en sólidos del líquido mezcla, el balance de masas del
tanque de aireación adquiere la siguiente expresión:
Acumulación = Entrada - Salida
0 = XrQr - X(Q + Qr)
Despejando Qr, se obtiene:
Qr = Q X/(Xr - X) (10.8)
De nuevo, el método de control de la recirculación de fango comporta la determinación
de las características de sedimentabilidad del fango. Los caudales de recirculación de
fango se determinan a partir de curvas de sedimentabilidad del fango [61].
Purga de fango. La producción diaria de fango activado en exceso se debe purgar del
sistema para mantener una relación alimento/microorganismos o un tiempo medio de
retención celular predeterminados. La práctica más común es purgar el fango desde la
línea de recirculación, puesto que se trata de fango más concentrado y precisa de
sistemas de bombeo de menor capacidad. El fango purgado se descarga a los
decantadores primarios, a espesadores u otras instalaciones de espesamiento del fango.
También existe un método alternativo para extraer líquido mezcla directamente del
tanque de aireación o de la tubería de salida del efluente del tanque de aireación, en la
que la concentración de sólidos es uniforme. A continuación el líquido mezcla purgado
se puede descargar a un espesador o a los decantadores primarios, donde se mezcla y
sedimenta con el fango primario.
La cantidad de líquido que se debe bombear para mantener el proceso bajo control
depende del método empleado y del lugar desde el que se lleva a cabo la purga.
(Además, debido a que las instalaciones de tratamiento de fangos no retienen el 100 por
100 de los sólidos y parte de ellos vuelven al proceso, el caudal de purga real será
superior al valor determinado teóricamente. Este hecho se analiza con mayor detalle en
el Capítulo 12.) Por ejemplo, si para el control del proceso se emplea el tiempo medio
de retención celular, y la purga se realiza desde la línea de recirculación de fango, el
caudal de recirculación se puede determinar empleando la Ecuación 8.35.
THETAc = VrX/(Q'wXr + QeXe) (8.35)
donde Q'w = caudal de fango purgado desde la línea de recirculación, m3/d.
Xr = concentración del fango de la línea de recirculación, kg/m3.
Los restantes términos, según fueron definidos en la Ecuación 10.1 Si se supone que la
concentración de sólidos en el efluente de los decantadores es baja, entonces la
Ecuación 8.35 se puede escribir, de forma reducida, como:
THETAc = VrX/Q'wXr(8.47)
y
Q'w = VrX/THETAcXr(10.9)
Para determinar el caudal de fango purgado empleando la Ecuación 10.9, es necesario
conocer la concentración de sólidos tanto en el tanque de aireación como en la línea de
recirculación.
Si para el control del proceso se utiliza el tiempo medio de retención celular, la purga se
realiza desde el tanque de aireación, y si, de nuevo, se desprecia el contenido de sólidos
del efluente de la planta, el caudal de bombeo se puede determinar empleando las
siguientes relaciones:
THETAc = Vr/Qw(10.10)
y
Qw = Vr/THETAc (10.11)
en las que Qw = caudal de purga de fango desde el tanque de aireación, m3/d.
Por lo tanto, el proceso se puede controlar purgando diariamente un caudal igual al
volumen del tanque de aireación dividido por el tiempo medio de retención celular.
Si se adopta el método de control basado en la relación alimento/microorganismos, el
caudal de purga desde la línea de recirculación se puede determinar empleando la
siguiente expresión:
Px= QwXr (10.12)
donde:
Pr = fango activado purgado, kg/d.
Qw = caudal de purga de fango, m3/d.
Xr = concentración de sólidos en la línea de recirculación, kg/m3.
En este caso, es preciso conocer la concentración de sólidos en la línea de recirculación.
Si el control del proceso se basa en otros criterios de carga, la cantidad de sólidos a
purgar se debe determinar mediante iteraciones.
Tasa de utilización de oxígeno. Los microorganismos presentes en el proceso de
fangos activados utilizan oxígeno a medida que consumen alimento. La velocidad a la
que utilizan el oxigeno, la tasa de utilización de oxígeno (OUR), se puede tomar como
una medida de la actividad biológica. Valores altos de la OUR indican alta actividad
biológica, mientras que valores bajos indican una menor actividad biológica. El valor de
la OUR se determina tomando una muestra de líquido mezcla saturada de OD, y
midiendo la disminución de éste con el tiempo mediante un medidor de OD. Los
resultados se suelen expresar en mg O2/l ·min o en mg O2/l ·h [61].
La utilización de oxígeno es un parámetro de gran utilidad en la explotación de una
planta cuando se usa en combinación con datos de SSV. La combinación de la OUR con
la concentración de SSVLM da lugar a un valor que se conoce con el nombre de «tasa
de utilización específica de oxigeno» (SOUR), o tasa de respiración. La SOUR indica la
cantidad de oxígeno que consumen los microorganismos, y se suele expresar en mg
O2/g SSVLM · h. A partir de estudios recientes, parece ser que existe una correlación
entre la SOUR del líquido mezcla y la DQO del efluente final, lo cual permite predecir
la calidad del efluente final durante los periodos de cargas variables [16].
Problemas de explotación
Los problemas más frecuentes en la explotación de los procesos de fangos activados son
el fango voluminoso (bulking), el fango ascendente, y la espuma Nocardia. Es
conveniente estudiar la naturaleza y los posibles métodos de control de estos
fenómenos, debido a que son pocas las plantas que no se han encontrado nunca con
estos problemas. Para la descripción de otros problemas de explotación que se producen
en las plantas de fangos activados, consultar la bibliografía [61].
Fango voluminoso (Bulking). Un fango voluminoso es aquel que posee pobres
características de sedimentabilidad y escasa compactabilidad. Se han identificado dos
tipos principales de problemas de bulking. Uno está producido por el crecimiento de
organismos filamentosos u organismos que crecen en forma filamentosa bajo
condiciones adversas, y es la tipología del fenómeno que se presenta con mayor
frecuencia. El otro es causado por el agua embebida en el flóculo, de forma que las
células que están en aquél se hinchan con agua hasta el punto en que se reduce su
densidad y no sedimentan. Las causas del bulking a las que más referencia se hace en la
literatura están relacionadas con: (1) las características físicas y químicas del agua
residual; (2) las deficiencias del proyecto de las plantas, y (3) la explotación.
Las características del agua residual que pueden incidir en el bulking del fango incluyen
las variaciones de caudal y de concentración, el pH, la temperatura, el grado de
septicidad, el contenido en nutrientes, y la naturaleza de los constituyentes. Las
deficiencias del proyecto de las plantas incluyen la capacidad del suministro de aire, el
diseño de los decantadores, las insuficiencias de la capacidad de bombeo del fango de
recirculación, la formación de cortocircuitos, o el mezclado insuficiente. Las causas
operacionales del bulking filamentoso son las bajas concentraciones de oxígeno disuelto
en el tanque de aireación, la falta de nutrientes. las grandes variaciones en la carga
orgánica, las bajas relaciones alimentos/microorganismos, y un gradiente de DBO5
soluble insuficiente. Las causas operativas del bulking no filamentoso son las cargas
orgánicas inadecuadas, la excesiva aireación, o la presencia de compuestos tóxicos [61].
En casi todos los casos, todas las circunstancias anteriormente comentadas representan
alguna condición de explotación adversa.
Para el control del fenómeno de bulking, que puede estar causado por diferentes
variables, es importante disponer de una lista de posibles causas para investigar. Se
recomienda analizar los siguientes extremos: (1) características del agua residual; (2)
contenido en oxigeno disuelto; (3) cargas de los procesos; (4) caudal de bombeo de
fango de recirculación; (5) microbiología de los procesos; (6) sobrecargas internas de la
planta, y (7) funcionamiento de los decantadores.
La naturaleza de los componentes del agua residual o la ausencia de determinados
constituyentes, como los elementos de traza, pueden provocar el desarrollo del bulking
[68]. Si se conoce la presencia de vertidos industriales, ya sea de forma intermitente o
continua, se deben comprobar los niveles tanto de nitrógeno como de fósforo, puesto
que se sabe que la presencia de cantidades insuficientes de uno o ambos de ellos
favorece el desarrollo del fango voluminoso. También se sabe que las grandes
variaciones del pH causan problemas en las plantas de diseño convencional. Las
grandes variaciones en las cargas orgánicas producidas en los sistemas de
funcionamiento de flujo discontinuo también pueden provocar el fenómeno del bulking,
razón por la cual también se deben comprobar.
De entre las causas del bulking, la que se ha registrado con mayor frecuencia es la
insuficiencia de oxigeno disuelto. Si el origen del problema se halla en esta
insuficiencia, el problema se puede solucionar haciendo trabajar los sistemas de
aireación a su máxima capacidad. En estas condiciones, los equipos de aireación
deberían tener la capacidad mínima necesaria para conseguir concentraciones de 2 mg/l
de oxigeno disuelto en el tanque de aireación en condiciones de carga normales. Si no se
puede mantener este nivel de oxigenación, la solución del problema puede pasar por la
introducción de mejoras en el sistema de aireación.
Se debe comprobar también el valor de la relación F/M para asegurar que se mantiene
dentro del intervalo de valores generalmente aceptado (véase Tabla 10-5). Valores bajos
de la relación F/M pueden favorecer el crecimiento de determinados organismos
filamentosos, especialmente en sistemas de mezcla completa. Los valores elevados de la
relación F/M pueden provocar la presencia de flóculos dispersos de dimensiones
reducidas, condición que se puede solventar reduciendo la purga de fango. Cuando el
control de la planta se lleva a cabo basándose en el tiempo medio de retención celular,
no es necesario controlar el valor de la relación F/M. El tiempo medio de retención
celular se debe controlar para asegurar que se halla dentro del intervalo de valores que
normalmente asegura un rendimiento adecuado de la instalación (Tabla 10-5). Como ya
se ha comentado, en caso de que el tiempo medio de retención celular no quede dentro
del intervalo indicado en la tabla, será preciso reajustar el caudal de purga de fangos.
Si las causas del bulking se deben a los organismos filamentosos, para adoptar una
solución adecuada será necesario identificar el tipo de organismo presente. En el fango
activado se conoce la presencia de más de 20 morfologías diferentes de organismos
filamentosos [12, 13]. En la bibliografía se puede encontrar información acerca de las
características típicas de los diferentes tipos de organismos filamentosos así como su
frecuencia de ocurrencia en plantas de los Estados Unidos. En función de las
condiciones ambientales pueden proliferar diferentes tipos de organismos filamentosos.
En la bibliografía [42] también se recomienda el uso de organismos indicadores
asociados a un problema de bulking especifico. La identificación de los organismos la
deberían llevar a cabo biólogos o técnicos experimentados en el análisis de aguas
residuales. La prevención y el control del crecimiento de organismos filamentosos en
sistemas de mezcla completa se ha resuelto satisfactoriamente, como se ha comentado
anteriormente, incorporando un compartimento selector.
Para evitar los problemas de sobrecarga interna de la planta, es conveniente asegurar el
control de los sobrenadantes y filtrados recirculados, de modo que no se retornen
durante los periodos de cargas hidráulicas y orgánicas punta. Como ejemplos de cargas
recirculadas se pueden citar el filtrado de las operaciones de deshidratación de fangos y
el sobrenadante de los digestores de fango.
Las características de funcionamiento de los decantadores también pueden ser causa del
bulking del fango. El bulking es un problema frecuente en tanques circulares de
alimentación central, en los que la extracción del fango se lleva a cabo directamente
desde un cuenco situado debajo de la zona en que entra el líquido mezcla. El estudio de
la capa de fango puede revelar que gran parte del fango queda retenido en el tanque
durante muchas horas en lugar de los teóricos 30 minutos deseados. Si esto es así. el
fallo es de diseño, y será necesario introducir cambios en los equipos de extracción de
fangos.
En una situación de emergencia, o durante el estudio de los factores que se acaban de
citar, se puede emplear como medida temporal de remedio la adición de cloro o de
peróxido de hidrógeno. La cloración del fango recirculado se ha empleado de manera
bastante generalizada para el control del bulking. A pesar de que la cloración resulta
efectiva en el control del bulking producido por la presencia de organismos
filamentosos, no resulta efectiva cuando el bulking está provocado por la presencia de
flóculos ligeros que contiene agua de inhibición. Se recomienda dorar el fango de
recirculación con dosis de entre 2 y 3 mg/l de Cl2 por cada 1.000 mg/l de SSVLM,
suministrando dosis de entre 8 y 10 mg/l por cada 1.000 mg/l en casos muy graves [61].
La cloración, hasta que se elimina la presencia de organismos filamentosos en el fango,
es causa normal de un efluente turbio. La cloración de un fango nitrificado también
producirá el enturbiamento del efluente, debido a la muerte de los organismos
nitrificantes. Para el control de organismos filamentosos en el fango voluminoso
también se ha utilizado peróxido de hidrógeno. Las dosis de peróxido de hidrógeno y la
duración del tratamiento dependen del nivel de desarrollo de los organismos
filamentosos.
Fango ascendente. En ocasiones, es posible que un fango de buenas características de
sedimentabilidad flote o ascienda hacia la superficie después de un periodo de
sedimentación relativamente corto. Este fenómeno se produce como consecuencia de la
desnitrificación, proceso en el que los nitritos y nitratos del agua residual se convierten
a nitrógeno gas (véase Cap. 11). Conforme se va produciendo nitrógeno gas en el seno
de la capa de fango, gran parte de él queda atrapado en el fango. Si se forma una
cantidad de gas suficiente, la boyancia de la masa de fango provoca que flote o ascienda
hacia la superficie. El fango ascendente se puede diferenciar del fango voluminoso
observando las pequeñas burbujas de gas adheridas a los sólidos flotantes.
Los problemas provocados por el fango ascendente se pueden solucionar: (1)
aumentando el caudal de extracción de fango del decantador para reducir el tiempo de
retención del fango, (2) caso de que no se pueda reducir la profundidad de la capa de
fango aumentando la purga, se puede reducir el caudal de liquido mezcla del tanque de
aireación al decantador; (3) en los casos en los que sea posible, aumentando la
velocidad de los mecanismos de extracción de fangos del decantador, y (4) reduciendo
el tiempo medio de retención celular aumentando la purga de fangos.
Nocardia. En plantas de fangos activados, la formación de una espuma viscosa, marrón,
que cubre los tanques de aireación y los decantadores secundarios ha provocado
problemas de seguridad, efluentes de baja calidad y malos olores. La formación de esta
espuma está asociada a la presencia de un organismo filamentoso de crecimiento lento
del grupo de los actinomicetos, normalmente de la familia Nocardia. Algunas de las
probables causas de los problemas provocados por esta espuma son: (1) relaciones F/M
bajas en los tanques de aireación; (2) concentraciones elevadas de sólidos suspendidos
en el liquido mezcla (aumentando por lo tanto la edad del fango) debido a una purga de
fango insuficiente, y (3) reaireación del fango [61]. El suministro de mayores cantidades
de aire para cubrir la mayor demanda de oxígeno generada por las elevadas
concentraciones de SSLM tenderán a expandir la espuma y agravar el problema. Las
posibles medidas para el control de la Nocardia incluyen: (1) reducción de la edad del
fango; (2) reducción del suministro de aire para reducir el espesor de la capa de espuma;
(3) incorporación de un selector para controlar el crecimiento de organismos
filamentosos; (4) inyección de un aditivo que provoque la mutación de bacterias; (5)
cloración del fango de retorno; (6) rociado con una solución de cloro o riego con
hipoclorito de calcio en polvo directamente sobre la espuma, y (7) reducción del pH del
líquido mezcla por adición de productos químicos o iniciando el proceso de nitrificación
[39]. El metodo más empleado para el control de la Nocardia ha sido la reducción de la
edad del fango.
10.2 SELECCIÓN Y DISEÑO DE LAS INSTALACIONES FÍSICAS PARA EL
PROCESO DE FANGOS ACTIVADOS
En esta sección se estudian las instalaciones físicas empleadas en el diseño de sistemas
de tratamiento de fangos activados. Entre estos elementos, se encuentran: (1) aireación
con difusores; (2) aireadores mecánicos; (3) sistemas de oxígeno puro; (4) tanques de
aireación y equipos asociados, y (5) instalaciones de separación de sólidos.
Aireación con difusores
Los dos principales métodos para la aireación del agua residual son: (1) la introducción
en el agua residual de aire u oxigeno puro mediante difusores sumergidos u otros
sistemas de aireación, y (2) agitación mecánica del agua residual para promover la
disolución de aire de la atmósfera. Un sistema de aireación con difusores está formado
por unos difusores sumergidos en el agua residual, las conducciones de aire, y las
soplantes y demás equipos auxiliares por los que circula el aire. La elección del tipo de
difusores y el diseño de soplantes y conducciones de aire se aborda en este apartado.
Para un análisis en detalle de la información actual (1989) sobre sistemas de aireación
con difusores porosos, consultar la bibliografía [57].
TABLA 10-6
Descripción de los dispositivos de aireación con difusores
Difusores. En el pasado, los difusores se han clasificado en dos tipologías, los difusores
de burbujas finas y los difusores de burbujas gruesas, a partir del hecho de que las
burbujas finas resultan más eficaces en la transferencia de oxígeno. Sin embargo, la
definición de los términos y de los límites entre lo que son burbujas finas y gruesas no
han quedado claros. Por lo tanto, actualmente se prefiere clasificar los sistemas de
aireación con difusores en función de las características físicas de los equipos. Se
definen tres categorías: (1) difusores porosos o de poros finos; (2) difusores no porosos,
y (3) otros sistemas de difusión, tales como los difusores de chorro, los aireadores por
aspiración, y los aireadores de tubo en U. Las diferentes tipologías de dispositivos de
difusión de aire se describen en la Tabla 10-6 y se esquematizan en la Figura 10-10.
Difusores porosos. Los difusores porosos se fabrican con diversas formas, siendo las
más comunes los difusores de placa, domo, disco y de tubo (véase Fig. 10-10a, b, e).
Los difusores de placa se instalan sobre soportes de aluminio u hormigón, que sujeta
seis o más placas, y que se pueden colocar en entalladuras practicadas en la solera o
directamente sobre la solera del tanque de aireación. Los grupos de soportes de las
placas se conectan al sistema de conducción de aire a intervalos fijos a lo largo de todo
el tanque, controlándose cada grupo mediante una válvula independiente. En las
instalaciones más modernas, el uso de difusores de domo, disco o de tubo ha sustituido,
casi totalmente a los difusores de placa. Los difusores de domo, disco o tubo se montan
o roscan en los conductos distribuidores de aire, que se pueden disponer a lo largo del
tanque en la solera o en un lateral, o se pueden montar en brazos de aireación extraíbles.
Si se emplean brazos extraíbles independientes, se puede extraer cada uno de ellos sin
necesidad de interrumpir el proceso ni tener que vaciar el tanque y proceder a su
limpieza y sustitución. Para conseguir una aireación uniforme en todo el tanque, se
pueden instalar difusores de disco o de domo formando una malla en el fondo del
tanque de aireación (véase Fig. 10-11).
Para la fabricación de difusores porosos se han empleado diversos materiales. Estos
materiales suelen ser plásticos y materiales cerámicos rígidos, plásticos flexibles, o
envolventes flexibles de tela, goma, o plástico. Los materiales cerámicos están formados
por partículas minerales de formas redondas o irregulares aglomeradas para formar una
red de pasillos interconectados por los que circulará el aire a presión. Cuando el aire
escapa por los poros superficiales, el tamaño del poro, la tensión superficial, y el caudal
de aire se combinan para producir una burbuja del tamaño deseado. Los materiales
plásticos porosos son innovaciones más recientes. Al igual que sucedía con los
materiales cerámicos, los materiales plásticos tienen una red de poros o canalizaciones
intercomunicadas a través de las cuales puede circular el aire a presión. Para los
difusores de tubo o de disco, se han desarrollado y adaptado cubiertas finas y flexibles
fabricadas con plástico blando o goma sintética. Los pasillos por los que circula el aire
se consiguen perforando orificios diminutos en el material de la cubierta. Cuando se
inicia el flujo de aire, la cubierta se hincha y cada agujero actúa como una abertura
variable independiente; cuanto mayor el caudal de aire, mayor es la abertura.
Es fundamental que el aire suministrado esté limpio y libre de partículas de polvo que
pudieran obturar los difusores. Para ello se suelen emplear filtros de aire, constituidos
normalmente por materiales secos o con impregnación viscosa. También se han
utilizado filtros electrostáticos y filtros de precapa tipo bolsa. Los filtros deben de
instalarse antes de la toma de alimentación de los soplantes.
FIGURA 10-10
Difusores: (a) difusor de domo; (b) difusor de disco; (c) difusor de tubo; (d) sparger;
(e) difusor de orificio con válvula; (f) airedor de tubo estático, (g) aireador por
inyección, (h) dispositivo de aspiración, e (i) aireador de tubo en U.
Difusores no porosos. Existen diversos tipos de difusores no porosos (véase Fig. 1010d, e,f). Los difusores de orificios de tamaño fijo o variable producen burbujas más
grandes que los difusores porosos, razón por la cual tienen menor rendimiento de
aireación pero, en contrapartida, presentan las ventajas de menores costes, necesidades
de mantenimiento y de limpieza del aire. Los sistemas de distribución típicos de los
sistemas de difusores no porosos fijos o variables son muy parecidos a los de los
difusores de disco o de domo.
En el aireador estático (véase Fig. 10-10f), el aire se introduce por la parte inferior de un
tubo circular de altura variable (entre 0,5 y 1,25 m). Para mejorar el contacto del aire
con el agua, los tubos están equipados con placas deflectoras alternadas situadas en su
interior. Debido a que el aireador estático actúa como una bomba de emulsión de aire,
se consigue el efecto de mezcla. Los aireadores estáticos se suelen colocar siguiendo
disposiciones en forma de malla en el fondo de los tanques.
FIGURA 10-11
Tanque de aireación de flujo en pistón equipado con dispositivos de aireación tipo domo
(de Aerocor Co).
Otros tipos de difusores. Otros tipos de difusores disponibles en el mercado incluyen
los difusores de chorro, difusores de aspiración, y la aireación con tubos en U. La
aireación a chorro (véase Fig. 10-10g) combina la difusión de aire y el bombeo de
liquido. El sistema de bombeo recircula el liquido del tanque de aireación, expulsándolo
por una boquilla junto con el aire comprimido. Este sistema es especialmente apropiado
para tanques de aireación profundos (8 m). La aireación por aspiración consiste en una
bomba de aspiración accionada por un motor que introduce aire a través de un tubo
hueco y lo inyecta bajo el agua, donde las elevadas velocidades y la acción de los
impulsores provocan turbulencias y la difusión de las burbujas de aire. El dispositivo de
aspiración se puede montar sobre una estructura fija o sobre un puente. La aireación con
tubos en U (deep-shaft) consiste en una conducción profunda dividida en dos zonas
(Fig. 10-10i). El aire se añade a gran presión al agua residual que entra en el elemento
por la rama descendente; la mezcla circula hasta la parte inferior del tubo, y vuelve otra
vez a la superficie. La gran profundidad a la que se hace circular la mezcla de aire y
agua provoca que todo el oxigeno entre en disolución debido a las elevadas presiones a
que se somete, lo cual resulta en elevadas eficiencias de transferencia de oxigeno. La
aireación con tubos en U tiene aplicación especial con aguas residuales muy cargadas.
Rendimiento de los difusores. La eficiencia de la transferencia de oxigeno depende de
muchos factores, entre los cuales se hallan el tipo, dimensiones y geometría de los
difusores, el caudal de aire, la profundidad de sumergencia, la geometría del tanque,
incluidas la posición de las conducciones y de los difusores, y las características del
agua residual. La eficiencia de los dispositivos de aireación se suele evaluar en agua
limpia, ajustándose los resultados a las condiciones de campo mediante la aplicación de
unos factores de conversión. En la Tabla 10-7 se aporta información sobre las
eficiencias de transferencia de oxigeno y los caudales de aire en agua limpia para
diferentes dispositivos de difusión. Normalmente, la eficiencia estándar de la
transferencia de oxigeno (SOTE) aumenta con la profundidad; las eficiencias que se
aportan en la Tabla 10-7 corresponden a una profundidad de 4,5 m, la profundidad de
sumergencia más habitual. En la bibliografía se pueden hallar datos sobre la variación
de la SOTE con la profundidad para los diferentes tipos de difusores [63]. Las
variaciones de la eficiencia de la transferencia de oxigeno con el tipo de difusor y con la
disposición de los difusores, se ilustran en la Tabla 10-7. En la bibliografía se
proporcionan datos adicionales sobre el efecto de la distribución de los difusores sobre
la eficiencia de la transferencia de oxigeno [55, 57].
La eficiencia de la transferencia de oxígeno de los difusores porosos (OTE) también
puede disminuir con el uso debido a obturaciones en su parte interna o al ensuciamiento
de su parte exterior. La aparición de obturaciones en el interior de los difusores se puede
deber a la presencia de impurezas en el aire no eliminadas en los filtros de aire. El
ensuciamiento de la parte exterior del difusor se puede deber a la formación de películas
biológicas o de precipitados inorgánicos. El efecto del ensuciamiento sobre la OTE se
representa con el término F. El descenso del valor de F con el paso del tiempo se
designa por fF que se expresa como la fracción de eficiencia de transferencia de oxígeno
perdida por unidad de tiempo. La tasa de ensuciamiento depende de las condiciones de
funcionamiento, los cambios en las características de agua residual, y del tiempo de
servicio de cada unidad. El valor de esa tasa es importante para cuantificar la pérdida de
OTE y la frecuencia de limpieza de los difusores. El ensuciamiento y la velocidad con
que se produce se pueden estimar: (1) realizando un ensayo de OTE (eficacia de
transferencia de oxigeno) a escala real durante un periodo de tiempo determinado; (2)
haciendo un seguimiento de la eficiencia del sistema de aireación, y (3) realizando
ensayos de OTE con difusores nuevos y difusores usados [57].
TABLA 10-7
Información típica de la eficiencia de transferencia de oxígeno de varios difusores en
agua limpiaa
Adaptado de la bibliografía [57.63].
SOTE = Eficiencia de transferencia de oxígeno en condiciones normales. Coodiciones
normales: agua limpia.
20 ºC, 1 atm de presion y concentración inicial de oxígeno disuelto = 0 mg/l
a
b
Los factores habitualmente empleados para convertir la transferencia de oxígeno en
agua limpia a los valores correspondientes al agua residual, son los factores alfa, beta y
theta descritos en el Capítulo 6. El factor alfa, valor de la relación entre KLa del agua
residual y KLa del agua limpia (véase Cap. 6), es especialmente importante porque varía
en función de las características físicas del sistema de difusores, la geometría del
reactor, y las características del agua residual. Los constituyentes del agua residual
afectan a las OTE de los sistemas de difusores porosos en mayor medida que a los
restantes sistemas de aireación, lo cual resulta en valores de alfa más bajos [17]. La
presencia de constituyentes tales como detergentes, sólidos disueltos, y sólidos
suspendidos, puede afectar a las dimensiones y geometría de las burbujas, reduciendo la
capacidad de transferencia de oxígeno. En sistemas de difusores de burbuja fina, los
valores de alfa se sitúan entre 0,4 y 0,9 [18]. Esto hace especialmente importante la
correcta selección del valor de alfa a emplear.
Otra medida del rendimiento de los difusores porosos es el producto de alfa y F,
denotado por alfaF. A partir de ensayos que se están llevando a cabo, se ha podido
comprobar que los valores de alfaF varían ampliamente dentro del intervalo 0,11 y 0,79,
con un valor medio inferior a 0,5, y que resultan ser menores de lo que cabía esperar
[57]. Se ha comprobado, asimismo, que la variabilidad del valor de alfaF es específica
de cada planta, lo cual demuestra la necesidad, a la hora de proceder al proyecto de un
sistema de difusores, de investigar y evaluar detalladamente los factores ambientales
que pueden afectar al rendimiento de los difusores para escoger los valores de alfa y de
alfaF adecuados.
Debido a que la cantidad de aire necesaria por kg de DBO eliminada varia,
ampliamente, de una planta a otra, es peligroso comparar los consumos de aire de
plantas diferentes, no sólo debido a la variabilidad de los factores arriba citados, sino
también a la diferencia de cargas que soportan los procesos, criterios de diseño, y
procedimientos de explotación. La aplicación de caudales de aire muy elevados a lo
largo de uno de los lados del tanque de aireación reduce la eficiencia de la transferencia
de oxigeno ya que aumenta la velocidad de circulación. El resultado es un menor tiempo
de detención de las burbujas de aire además de la formación de burbujas de mayor
tamaño con menor superficie de transferencia.
Los métodos de limpieza de difusores porosos pueden consistir en el recocido de las
placas cerámicas, el rociado con agua a presión, el cepillado, o el tratamiento químico
con baños ácidos o cáusticos. En la bibliografía se pueden encontrar detalles sobre los
procedimientos de limpieza [57, 63].
FIGURA 10-12
Soplantes típicas empleadas en los sistemas de difusión de aire: (a) soplante
centrífuga (de Hoffman), y (b) soplante de desplazamiento positivo
(de Roots-Connersville)
Soplantes. Actualmente se utilizan dos tipos de soplantes: soplantes centrifugas, y de
desplazamiento positivo (véase Fig. 10-12). También se han empleado turbinas
centrifugas, especialmente en Europa. Las soplantes centrifugas se suelen utilizar
cuando la capacidad de la unidad es superior a 85 m3/min de aire libre. A caudales
menores, hay que comprobar la posibilidad de reducción de la capacidad para asegurar
la satisfacción de las demandas de oxigeno en condiciones de caudales bajos. La presión
de descarga del aire suele variar entre 48 y 62 kN/m2. A no ser que se incorporen
silenciadores a la entrada y salida de las soplantes centrifugas, éstas emiten un sonido
muy agudo.
En las plantas de tratamiento de aguas residuales, las soplantes deben suministrar
caudales de aire variables dentro de un intervalo de presiones muy limitado, bajo
condiciones ambientales diversas. Normalmente, una soplante sólo es eficaz para un
conjunto de condiciones operativas determinado. La necesidad de adaptar los caudales y
presiones de aire a demandas variables de una planta de tratamiento, el sistema de
soplantes debe incorporar algún sistema de regulación o de variación del caudal. Los
métodos de control o de regulación de potencia son: (1) purga o bypasado de caudal; (2)
estrangulamiento de la sección de aspiración; (3) difusores de descarga variable; (4)
motores de velocidad variable, y (5) funcionamiento en paralelo de varias unidades. El
estrangulamiento de la sección de aspiración y el uso de difusores de descarga variable
sólo se pueden emplear con soplantes centrifugas; el uso de motores de velocidad
variable se utiliza, con mayor frecuencia en soplantes de desplazamiento positivo. La
purga y bypasado de caudales de aire también se puede emplear como medida efectiva
para el control del fenómeno pulsatorio que se produce en soplantes centrífugas, cuando
la soplante funciona, alternativamente, a capacidad cero y a capacidad máxima, lo cual
provoca vibraciones y sobrecalentamientos. Este fenómeno se produce cuando la
soplante trabaja dentro de un intervalo volumétrico muy reducido.
Las soplantes centrífugas tienen características de funcionamiento parecidas a las
bombas centrífugas de baja velocidad específica. La presión de descarga aumenta desde
la posición de cierre hasta su valor máximo en valores cercanos al 50 por 100 de la
capacidad de la unidad, y luego desciende. El punto de funcionamiento de la soplante se
determina, al igual que se hace con las bombas centrífugas, por intersección de la curva
caudal-altura y la curva del sistema. Las soplantes se calibran con aire en condiciones
normalizadas de temperatura (20 ºC), presión (760 mm Hg), de humedad relativa (36
por 100). El peso específico del aire normalizado es de 1,20 kg/m3. La densidad del aire
afecta al rendimiento de las soplantes, y cualquier variación de la temperatura o de
presión barométrica del aire en la aspiración de la unidad puede cambiar la densidad del
aire comprimido. Cuanto mayor sea la densidad del aire, mayor será la presión y, como
consecuencia, se necesita mayor potencia para el proceso de compresión (véase Fig. 1013). (En el Apéndice B se facilitan datos típicos del peso especifico del aire.) Las
soplantes se deben diseñar con capacidad suficiente para el suministro de aire el día más
caluroso del verano, y deben estar dotadas con la suficiente potencia para hacer frente al
frío invernal. La potencia necesaria para llevar a cabo el proceso de compresión
adiabática se determina mediante la Ecuación 10.13:
FIGURA 10-13
Curvas características de una soplante centrífuga para diferentes temperaturas del aire
entrante: (a) aumento porcentual de la presión respecto al porcentaje del volu-men de
entrada, y (b) aumento de potencia porcentual respecto al porcentaje del volumen de
entrada.
Pw = wRT1/29,7ne [(p2/p1)0,283 - 1] unidades SI (10.13)
donde:
Pw = potencia necesaria para cada soplante, kW.
w = caudal de aire en peso, kg/s.
R = constante universal de los gases = 8,314 kJ/k mo · ºK.
T1 = temperatura absoluta a la entrada, 0K.
p1 = presión absoluta a la entrada, atm.
p2 = presión absoluta a la salida, atm.
n = (k - 1)/k = 0,283 (para el aire).
k = 1,395 (para el aire).
e = eficiencia (en compresores, normalmente entre 0,70 y 0,90).
Para aplicaciones que precisan elevadas presiones de descarga (>0,56 kg/cm2) y
capacidades inferiores a 85 m3/min de aire libre por unidad, se suelen emplear soplantes
rotativas de desplazamiento positivo. Este tipo de soplantes también se emplea en los
casos en los que se prevén variaciones sustanciales del nivel del agua. La soplante de
desplazamiento positivo es una máquina de capacidad constante a presión variable.
Estas máquinas no admiten estrangulamientos de la sección de entrada, pero el control
de la capacidad se puede llevar a cabo utilizando varias unidades o motores de
velocidad variable. Es fundamental instalar silenciadores robustos a la entrada y a la
salida de la unidad.
Conducciones de aire. Las conducciones de aire están formadas por tuberías, válvulas,
medidores y piezas especiales necesarias para el transporte del aire comprimido desde
las soplantes hasta los difusores. Debido a que las presiones son reducidas (inferiores a
0,7 kg/cm2), se pueden emplear tuberías ligeras. Las conducciones se suelen
dimensionar en función de la velocidad de circulación. El dimensionamiento se debe
llevar a cabo de modo que las pérdidas en los conductos bajantes y en los de
distribución sean pequeñas en comparación con las producidas en los difusores. Para
regular el flujo, es preciso instalar las válvulas necesarias. En la Tabla 10-8 se indican
las velocidades de circulación del aire típicas.
Excepto en los tramos en los que las conducciones de aire se hallan sumergidas en el
agua residual, no se producen problemas de condensaciones, ya que la temperatura del
aire que descargan las soplantes es elevada (entre 60 y 80 ºC). Sin embargo, es
fundamental tener en cuenta las posibles dilataciones y contracciones de las
conducciones. En los casos en los que se emplean difusores porosos, las conducciones
deben ser de materiales que no produzcan costras o depósitos, o se deben recubrir con
materiales no corrosivos. Normalmente, las tuberías que se utilizan son de acero
inoxidable, de fibra de vidrio, o de plásticos aptos para el uso a elevadas temperaturas.
También se emplean otros materiales como acero o fundición con recubrimientos
externos (p.e. resina epoxi o vinilo). Las superficies interiores de las tuberías pueden
estar recubiertas de cemento, mezclas bituminosas o vinilo.
Las pérdidas en las tuberías se deben calcular para las máximas temperaturas estivales.
El aumento de temperatura teórico en la compresión adiabática es:
DTad = T1 [(p2/p1)n - 1] (10.14)
donde hL = aumento adiabático de temperatura, ºK.
Los restantes términos, según están definidos en la Ecuación 10.13.
El aumento real de temperatura se estima dividiendo DTad por el rendimiento de las
soplantes. Probablemente, el descenso de temperatura que se producirá entre las
soplantes y los tanques de aireación no superará los 5 o 10ºC, pero alcanzará
rápidamente la temperatura del agua residual en las conducciones sumergidas.
Las pérdidas por fricción en las tuberías se pueden calcular utilizando la siguiente
expresión de la ecuación de Darcy-Weisbach:
hL=f (L/D)hi (10.15)
donde:
hL = perdida de carga por fricción, m.c.a.
f = coeficiente de fricción adimensional obtenido en el ábaco de Moody (Fig. 1-1 del
Apéndice 1) a partir de la fricción relativa (Fig. 1-2) (Para tener en cuenta el aumento de
la fricción que se produce conforme envejece la tubería, se recomienda aumentar el
valor de f en, al menos, un 10 por 100).
L/D = longitud de la tubería en diámetros.
hi = energía de velocidad del aire, m.c.a.
TABLA 10-8
Velocidad típica del aire en las conducciones principales
a
En condiciones normales.
Para calcular el valor del coeficiente de fricción utilizando la Figura 1-1, se puede
calcular el número de Reynolds (NR) por medio de la siguiente expresión:
NR = 25,47qs/dµ (10.16)
donde:
qs = caudal de aire en la tubería, m3/min.
d = diámetro interior, m.
µ = viscosidad del aire, centipoises.
Para temperaturas entre - 15 y 90 ºC, la viscosidad se puede aproximar mediante la
ecuación:
p, centipoises = (170 + 0,504t) · 10-4 (10.17)
donde t = temperatura, ºC.
La energía de velocidad h , en m.c.a a 21 ºC y 1 kg/cm2 se puede calcular mediante la
expresión:
hi = (v/140)2 Gammaa (10.18)
donde:
v = velocidad del aire, m/s.
Gammaa = peso específico del aire a 21 ºC y 1 kg/cm2, kg/m3 (véase Tabla B-1).
La Ecuación 10.18 se puede utilizar para calcular la pérdida de carga a otras
temperaturas, siempre y cuando se corrija el valor de Gammaa para adaptarlo a las
nuevas presiones y temperaturas. El uso de estas ecuaciones se ilustra en el siguiente
ejemplo.
Ejemplo 1-1. Cálculo de la pérdida de carga en las conducciones de aire. Determinar la
pérdida de carga en una conducción de acero comercial de 300 m de longitud y 375 mm
de diámetro diseñada para transportar 96 m3/min de aire en condiciones normales. La
temperatura ambiente es de 30ºC, y la planta se halla situada al nivel del mar (1 atm).
Suponer que la eficiencia de las soplantes es del 70 por 100 y que la presión de descarga
es de 0,54 atm (manométrica).
Solución
1. Determinar el aumento de temperatura que se produce durante la compresión
utilizando la forma modificada de la Ecuación 10.14, donde e es la eficiencia de la
soplante expresada en tanto por uno.
DT = T1/n[(p2/p1)n - 1]
Despejando el valor de DT, se obtiene:
DT = 1,54/0,70[(1,0/(273+30))0,283 - 1] = 56ºC
Por lo tanto, la temperatura del aire en el punto de descarga de la soplante será de 86ºC
(30 + 56).
2. Calcular el número de Reynolds utilizando las Ecuaciones 10.16 y 10.17. Dado que la
temperatura del aire en la soplante es de 86 ºC, suponer que la temperatura media en el
interior de la tubería es de 70 ºC.
µ = 170 · 10-4
= 205,8 · 10-4
NR = 0,375(0,504·70)/25,47(205,8) · 10-4 = 3,16 · 105
3. Determinar el factor de fricción f a partir de la Figura 1-2 utilizando la curva
correspondiente a acero comercial (e = 0,00015). El valor de e/D es 0,00012. Entrando
en la figura con este valor y NR = 3,16 · 105, se obtiene un valor de f= 0,0155.
Para el proyecto, aumentar f en un 10 por 100.
4. Determinar el caudal de aire en la conducción utilizando la siguiente expresión y
sustituyendo el caudal volumétrico por V
P1V1/T1 = P2V2/T2
(1 atm) · (96 m3/min) /(1,0 arm + 0,54 atm) · Vs = (273 + 70)/(273 + 30)
V2 = caudal = 96 (1,0/1,54)((460+(273+70))/(273+30)) = 70,5 m3/min
5. Determinar la velocidad en la tubería:
v=70,5m3/min·(1/60 min/s)/3,14·(0,3752)/4 = 10,64 m/s
6. Determinar el peso específico del aire a 1,54 atm de presión y a 70 ºC utilizando la
siguiente expresión:
Gammaa = p/RT
Gammaa = 1,54/(0,0028 · 343) = 1,586 kg/m3
7. Determinar la altura de carga de velocidad utilizando la Ecuación 10.18:
h1= (l0,64/140)2 · 1,586 = 0,0091 m.c.a.
8. Determinar la pérdida de carga mediante la Ecuación 10.15:
HL = 0,017 (300/0,375) · 0,0091 = 0,123 m.c.a.
Comentario. Las pérdidas de carga que se producen en los codos, válvulas, etc. se
pueden determinar como fracción de la altura de carga de velocidad empleando los
coeficientes K indicados en la bibliografía hidráulica general. Las pérdidas en los
aparatos de medida y de control se pueden determinar como fracción de la diferencia de
carga, dependiendo del aparato. Las pérdidas en filtros de aire, silenciadores, y válvulas
de cierre, se deben obtener de los fabricantes. La presión de descarga de las soplantes
será entonces la suma de estas pérdidas, de la profundidad de agua por encima de los
difusores, y de las pérdidas que se producen en los difusores.
FIGURA 10-14
Aireadores mecánicos supenficiajes típicos: (a) aireador flotante de alta velocidad,
y (b) aireador fijo de baja velocidad montado en plataforma.
Aireadores mecánicos
Los aireadores mecánicos se suelen clasificar en dos grupos en función de las
principales características de diseño y de funcionamiento: aireadores de eje vertical, y
aireadores de eje horizontal. Ambos grupos se subdividen en aireadores superficiales y
aireadores sumergidos. En los aireadores superficiales, el oxígeno se obtiene de la
atmósfera; en los aireadores sumergidos el oxígeno se obtiene de la atmósfera y, en
algunos tipos de aireadores, a partir de aire u oxígeno puro que se introduce por la parte
inferior del tanque. En ambos casos, la acción agitadora y de bombeo de los aireadores
contribuye a mantener mezclados el contenido del tanque de aireación. En los siguientes
apartados se describen los tipos de aireadores así como los rendimientos y necesidades
energéticas para el mezclado.
Aireadores mecánicos superficiales de eje vertical. Los aireadores mecánicos
superficiales de eje vertical están diseñados para promover un flujo ascendente o
descendente mediante un efecto de bombeo (Fig. 10-14). Consisten en impulsores
sumergidos, o semisumergidos, conectados a un motor que se puede montar sobre
flotadores o sobre una estructura fija. Los impulsores se fabrican de acero, fundición,
aleaciones no corrosivas, y plástico reforzado con fibra de vidrio, y se utilizan para
agitar vigorosamente la misma, introduciendo aire en el agua residual, y provocando
rápidos cambios en la interfase aire-agua que facilitan la disolución del aire. Los
aireadores superficiales se pueden clasificar atendiendo al tipo de impulsor utilizado
(centrífugos, radiales axiales o axiales) o a la velocidad de rotación de los impulsores
(velocidad alta o baja). Los impulsores centrífugos pertenecen a la categoría de los
aireadores de baja velocidad, mientras que los impulsores de flujo axial funcionan a
altas velocidades. En los aireadores de baja velocidad, los impulsores son accionados
por un reductor acoplado a un motor eléctrico. El motor y el reductor se suelen montar
sobre una plataforma que descansa sobre pilares apoyados en el fondo del tanque o
sobre vigas dispuestas de uno a otro lado del mismo. Los aireadores de baja velocidad
también se pueden montar sobre flotadores. En los aireadores de alta velocidad, el
impulsor se acopla directamente al eje del motor eléctrico. Los aireadores de alta
velocidad siempre se montan sobre flotadores. Este tipo de aireadores se desarrolló para
el uso en estanques o lagunas que presentaran variaciones del nivel del agua o en los
que el uso de soportes rígidos resultara poco práctico. Las potencias de los aireadores
superficiales disponibles varían entre 0,75 y 100 kW.
FIGURA 10-15
Aireador mecánico de turbina sumergida.
Aireadores mecánicos sumergidos de eje vertical. La mayoría de los aireadores
mecánicos superficiales son de flujo ascendente, y se basan en la violenta agitación de
la superficie del agua y en la captura de aire para conseguir la transferencia de oxígeno.
Sin embargo, con el uso de aireadores sumergidos, también se puede introducir aire u
oxígeno puro en el agua residual por difusión en el flujo descendente de los aireadores
radiales, en la zona situada por debajo de los impulsores. El impulsor se utiliza para
dispersar las burbujas de aire y para mezclar el contenido del tanque (véase Fig. 10-15).
Para controlar las condiciones de circulación del líquido dentro del tanque de aireación,
se puede emplear una campana de aspiración o impulsión según se trate de flujo
ascendente o descendente. Una campana de aspiración está constituida por un cilindro
con extremos embridados que se monta concéntricamente con el impulsor, y que se
extiende desde justo por encima de la solera del tanque de aireación hasta
inmediatamente por debajo del impulsor. Las potencias de los aireadores mecánicos
sumergidos disponibles varían desde 0,75 kW hasta 100 kW.
Aireadores mecánicos de eje horizontal. Los aireadores mecánicos de eje horizontal
se dividen en dos clases: aireadores sumergidos, y aireadores superficiales. La
estructura de los aireadores superficiales nace del aireador Kessener de cepillo,
elemento que se utilizaba para promover, simultáneamente, la circulación del agua y la
aireación en canales de oxidación. El aireador de cepillo estaba constituido por un
cilindro horizontal situado justo por encima del agua, en el que se habían montado una
especie de púas, las cuales se sumergían en el agua y, al girar rápidamente el cilindro
por la acción de un motor eléctrico, impulsaba aquélla en su recorrido por el canal,
favoreciendo la circulación e introduciendo aire en el agua residual. Hoy en día, las púas
se han sustituido por piezas de acero en «L» o de otras formas, o barras o placas de
plástico. En la Figura 10-l6a se muestra un aireador superficial de eje horizontal típico.
Los aireadores sumergidos de eje horizontal funcionan por el mismo principio que los
superficiales, con la excepción de que la agitación del agua se lleva a cabo con discos o
paletas acopladas a ejes rotatorios. El aireador de disco (Fig. 10-16h) se ha utilizado en
diversas aplicaciones de aireación de canales de oxidación. Los discos se sumergen en
el agua residual entre una octava y tres octavas partes de su diámetro, y entran en el
agua residual siguiendo un movimiento continuo sin brusquedades. Al girar el elemento,
los espacios entre discos atrapan aire y lo introducen bajo la superficie del agua. El
espaciamiento entre discos es variable, y depende de las necesidades de oxigenación y
de mezclado del proceso. Las necesidades de potencia típicas de estos elementos varían
entre 0,1 y 0,75 kW/disco [63].
FIGURA 10-16
Aireadores mecánicos de eje horizontal típicos: (a) aireador de cepillo, y (b) aireador de
discos.
Rendimiento de los sireadores. Los aireadores se clasifican atendiendo a su capacidad
de transferencia de oxígeno (expresada en kg de oxígeno por kWh) en condiciones
normalizadas (20ºC, 0,0 mg/l de oxígeno disuelto, y agua de la red de suministro como
liquido de ensayo). Los ensayos y evaluación de los aireadores se suelen llevar a cabo,
normalmente, con agua limpia, desaireada con sulfito de sodio, en condiciones no
estacionarias. Los aireadores superficiales que se comercializan presentan eficiencias
que varían desde 1,20 a 2,40 kg O2/kW · h. En la Tabla 10-9 se incluyen datos de
transferencia de oxigeno de diversos tipos de aireadores mecánicos. El ingeniero
proyectista sólo debería aceptar las eficiencias y rendimientos de los aireadores que
proporcionan los fabricantes si van acompañadas de datos de ensayos realizados con el
modelo y tamaño de aireador que se esté considerando. A efectos de diseño, es
necesario corregir los datos de rendimiento en condiciones normalizadas a las
condiciones de funcionamiento reales de campo previstas. Esta corrección se consigue
con la siguiente ecuación. El término entre paréntesis representa el factor de corrección.
TABLA 10-9
Intervalos típicos de la capacidad de transferencia de oxígeno de los diversos tipos de
aireadores mecánicosa
Obtenidos a partir de la bibliografía [57. 48, 63].
Condiciones normales: agua limpia, 20ºC, 1 atm y concentración de oxígeno disuelto
inicial = 0.
Condiciones de campo: agua residual. 15ºC, altitud 170 m, alfa = 0,85, ß = 0,9; nivel de
oxígeno disuelto = 2 mg/1.
a
b
d
Las investigaciones recientes sugieren que los valores de alfa pueden ser inferiores a
0,85.
N = No (ßCWalt - CL/CS20) 1,024T-20 alfa (10.19)
donde:
N transferencia en condiciones reales de campo, kg O2/kW · h.
No = transferencia en agua a 20ºC y concentración nula de oxígeno disuelto.
ß = factor de corrección de salinidad-tensión superficial, normalmente = 1.
CWalt = concentración de saturación de oxigeno en agua de la red de suministro a
temperatura y altitud determinadas (véase Apéndice E y Fig. 10-17), mg/l.
CS20= concentración de saturación de oxígeno de agua de la red de suministro a 20ºC,
mg/l.
CL = concentración de oxigeno de funcionamiento, mg/l.
T = temperatura, ºC.
alfa = factor de corrección de la transferencia de oxígeno en el agua residual (véase
Tabla 10-10).
La aplicación de esta ecuación se ilustra en la Sección 10.4, que versa sobre el proyecto
de lagunas aireadas.
Necesidades energéticas para el mezclado. Al igual que con los sistemas de difusión
de aire, las dimensiones y la geometría del tanque son muy importantes para conseguir
un mezclado efectivo. Los tanques de aireación pueden ser rectangulares o cuadrados, y
pueden contar con uno o más aireadores. La profundidad y anchura de los tanques de
aireación que emplean aireadores mecánicos superficiales dependen de las dimensiones
de éstos; en la Tabla 10-11 se proporcionan datos típicos. Con aireadores sumergidos
con campana de aspiración se han utilizado profundidades de hasta 10,7 metros.
FIGURA 10-17
Factor de corrección de la solubilidad del oxígeno respecto de la altura.
TABLA 10-10
Valores típicos del factor alfa para aireadores superficiales para diferentes tipos de
aguas residualesa
[63].
Las investigaciones recientes apuntan a que los valores de a pueden ser inferiores y
presentar mayores variaciones que las indicadas en la tabla.
a
b
En los sistemas de difusores de aire, para un esquema de aireación de flujo en espiral, la
demanda de aire para conseguir un buen mezclado varía entre 20 y 30 m3/min · 103 m3 de
volumen de tanque. En los sistemas de aireación con estructura de malla en los que los
difusores se distribuyen uniformemente en la solera del tanque, se ha recomendado
realizar el mezclado con caudales de aire variables entre 10 y 15 m3/min · 103 m3 de
tanque [63]. Las necesidades energéticas típicas para mantener un régimen de flujo de
mezcla completa con aireadores mecánicos varían entre 19 y 39 kWh/103 m3 de tanque
en función del diseño del aireador y de la geometría del tanque, laguna o depósito. En el
diseño de lagunas aireadas para el tratamiento de aguas residuales domésticas, es
extremadamente importante comprobar las necesidades energéticas para el mezclado ya
que, en muchos casos, es el factor que controla el proceso.
TABLA 10-11
Dimensiones típicas de los tanques de aireación para el uso
de aireadores mecánicos superficiales
Generación y disolución de oxígeno puro
Una vez determinada la cantidad de oxigeno necesaria, en los casos en los que se utiliza
oxigeno puro, es preciso establecer el tipo de generador de oxigeno óptimo para cubrir
las necesidades de la planta. Existen dos tipos básicos de generadores de oxigeno: (1) un
sistema de adsorción a presión alternativa (PSA), para las plantas de menor y más
común tamaño (menos de 150.000 m3/día), y (2) el proceso tradicional de separación
criogénica del aire, para plantas de grandes dimensiones. También, se puede transportar
oxígeno líquido en camiones y almacenarlo en la planta.
FIGURA 10-18
Esquemas de sistemas de generación de oxígeno utilizados en el proceso de fangos
activados con oxígeno puro: (a) sistema de adsorción por presión alternativa, y (b)
sistema de generación criogénica.
Adsorción a presión alternativa (PSA). El sistema de adsorción a presión alternativa
emplea un proceso de adsorción de varias etapas para conseguir un flujo continuo de
oxigeno gas [47]. En la Figura 10-18 se ilustra un diagrama esquemático del sistema de
cuatro etapas. El principio operativo del generador de adsorción a presión alternativa es
la separación del oxígeno del aire por adsorción a altas presiones, regenerándose el
adsorbente al reducirse la presión. El proceso se repite cíclicamente alternando las dos
principales etapas: adsorción, y regeneración. Durante la fase de adsorción, el aire de
alimentación fluye a través de una de las unidades de adsorción hasta que el adsorbente
está parcialmente cargado de impurezas. En este momento, el flujo se traspasa a otra de
las unidades, y se regenera la primera. Durante el proceso de regeneración, se limpia el
adsorbente de impurezas, de modo que el lecho quede disponible para la siguiente fase
de adsorción. La regeneración se lleva a cabo reduciendo la presión hasta alcanzar la
presión atmosférica, purgando parte del oxígeno, y aumentando de nuevo la presión
hasta igualarla con la presión del aire de alimentación.
Separación criogénica de aire. La separación criogénica de aire implica el proceso de
licuefacción de aire seguido por una destilación fraccionada para separar el aire en sus
diferentes componentes (principalmente nitrógeno y oxígeno) [47]. En la Figura 10-18b
se muestra una diagrama esquemático del proceso. En primer lugar, el aire que entra se
filtra y se comprime y, a continuación, se alimenta a los intercambiadores de calor
reversibles, que desarrollan la doble función de enfriar y eliminar el vapor de aire y el
dióxido de carbono congelando estas mezclas sobre su superficie. Este proceso se
consigue haciendo circular las corrientes de aire y de nitrógeno residual a través del
intercambiador alternando periódicamente el sentido de flujo, lo cual permite la
regeneración de la capacidad de eliminación de vapor de agua y de dióxido de carbono.
A continuación, el aire se procesa a través de unos lechos adsorbentes («lechos de frío y
de gel») que eliminan las trazas finales de dióxido de carbono, así como la mayoría de
los hidrocarburos presentes en el aire de alimentación. Seguidamente, esta corriente se
divide en dos. La primera corriente se suministra directamente a la primera columna de
la unidad de destilación. La segunda se recircula a los intercambiadores de calor
reversibles y se calienta parcialmente para conseguir la diferencia de temperatura
necesaria a través del intercambiador. A continuación, esta corriente se hace pasar a
través de una turbina de expansión y se alimenta a la columna superior de la unidad de
destilación. Del fondo de la columna inferior se obtiene un líquido rico en oxígeno,
mientras que el nitrógeno líquido sale por la parte superior. Seguidamente se subenfrían
ambas corrientes, y se transfieren a la columna superior. En esta columna, la fase
líquida descendente se va enriqueciendo en oxígeno de forma progresiva, y el líquido
que, posteriormente, se recoge en el condensador es la corriente de oxígeno producida.
El oxígeno líquido se recircula de forma continua a través de un colector de adsorción
para eliminar las posibles trazas residuales de hidrocarburos que pudiera contener. El
nitrógeno residual sale por la parte alta de la columna superior y se somete a un
intercambio de calor junto con el oxigeno producido para recuperar toda la capacidad de
refrigeración disponible y regenerar los intercambiadores de calor reversibles.
Disolución de oxígeno comercial. El oxigeno, incluso el oxígeno puro, es altamente
insoluble en agua y precisa un sistema especial para asegurar una elevada eficiencia de
adsorción. Los equipos de disolución de oxígeno diseñados exclusivamente para el uso
de aire optimizan el consumo de energía gracias a que el aire es gratuito y la eficiencia
de la adsorción de oxígeno no es importante. No obstante, debido a al coste del oxígeno
comercial, las instalaciones utilizadas para la disolución de oxigeno se deben proyectar,
tanto para adsorber eficientemente el oxigeno comercial, como para minimizar el coste
energético de cada unidad. Estas necesidades excluyen a los equipos de aireación más
frecuentes [40].
Tiempo de disolución. Un factor clave que hay que incorporar a los sistemas de
disolución de oxígeno que se comercializan es el tiempo de retención del oxígeno. Para
optimizar la adsorción del oxígeno puro, se ha comprobado que se necesitan alrededor
de 100 segundos [40]. Es más, para evitar la coalescencia de las burbujas de oxigeno y
mantener la eficiencia de adsorción es necesario mantener flujos en dos fases.
Desgraciadamente, algunos sistemas de disolución de oxigeno puro consumen la misma
energía para disolver una tonelada de oxigeno puro que un aireador superficial
convencional para disolver una tonelada de oxígeno del aire.
Cámara de contacto de burbujas descendente. Un sistema que proporciona un
tiempo prolongado de contacto de las burbujas de oxígeno y que presenta elevadas tasas
de transferencia de oxígeno, es una cámara de forma cónica conocida como DBCA,
cámara de contacto de burbujas descendente (véase Fig. 10-19a). El agua residual entra
en la cámara por su vértice, con una velocidad de aproximadamente 3 m/s. Esta
velocidad de entrada proporciona la velocidad necesaria para mantener en el interior del
cono una corriente de burbujas de dos fases, asegurando una gran superficie de interfase
burbujas aire, lo cual asegura una elevada tasa de transferencia de oxigeno. El aumento
de la sección transversal del cono ralentiza la velocidad de circulación del agua residual,
hasta alcanzar velocidades cercanas a 0,3 m/s. Debido a que las burbujas tienen una
velocidad nominal de boyancia del orden de 0.3 m/s, la reducción de la velocidad del
agua residual hasta este valor asegurará la permanencia indefinida de las burbujas en el
interior del cono, consiguiéndose el tiempo de retención deseado para las burbujas. Sin
embargo, el agua residual tiene un tiempo de retención cercano a los 10 segundos, lo
cual refleja las relativamente pequeñas dimensiones del reactor. Este sistema tiene las
deseables características de tener un tamaño reducido, alta tasa de transferencia de
oxígeno, y tiempo de retención de las burbujas más que suficiente. El consumo
energético es del orden de 500 kW · h/T de oxígeno si el cono se halla a presión
ambiente, y desciende hasta 100 kW · h/T de oxigeno si el cono se halla a una presión
manométrica de 5,5 kg/cm2 [40].
Cámara de contacto de tubo en U. Otro sistema de transferencia de oxígeno que
presenta algunas características favorables para la disolución eficiente de oxigeno
comercial con bajo consumo energético, es la cámara de contacto de tubo en U (véase
Fig 10-19b). Con una profundidad de 30 m y una velocidad de circulación de 2,4 m/s, el
tiempo de retención es de 25 segundos. Debido a que este es un tiempo de contacto
reducido, se puede utilizar la recirculación del gas para aumentar el tiempo de retención
hasta 100 segundos, suficiente para conseguir una eficiente transferencia de oxígeno. La
necesidades energéticas son reducidas puesto que la mezcla agua/burbujas se bombea a
través de un tubo en forma de U que se baIla bajo presión hidrostática debido a su
posición vertical. El uso del tubo en U favorece notablemente la transferencia de
oxígeno. El consumo energético es de 100 kW · h/Ton O2, y el elemento produce un
efluente con un contenido de 60 mg/l de oxígeno disuelto [40].
FIGURA 10-19
Sistemas de disolución de oxígeno puro: (a) cámara de contacto de burbujas
descendentes, y (b) cámara de contacto de tubo en U [40].
Aireadores por difusión convencionales. Para absorber eficazmente el oxigeno
comercial, los sistemas de aireación con difusores o con aireadores superficiales, deben
funcionar cubiertos. Normalmente, para cerrar el tanque, se suele colocar una losa de
hormigón. Los sistemas de fangos activados con oxigeno que utilizan aireadores
superficiales cubiertos que funcionan en una atmósfera enriquecida con oxigeno, tienen
consumos energéticos de entre 500 y 650 kW · h/T de oxígeno [40].
Proyecto de tanques de aireación y de sus elementos complementarios
Una vez que se hayan seleccionado el proceso de fangos activados y el sistema de
aireación y realizado un diseño previo, el siguiente paso consiste en proyectar los
tanques de aireación y las instalaciones relacionadas con ellos. En lo que sigue, se tratan
los siguientes temas: (1) tanques de aireación; (2) distribución del flujo, y (3) sistemas
de control de espumas.
Tanques de aireación. Los tanques de aireación se suelen construir de hormigón
armado y abiertos al aire libre. En la Fig. 10-20 se muestra una sección transversal
típica de un tanque de aireación con difusores de tubo porosos. La forma rectangular
permite la construcción adosada de tanques aprovechando paredes comunes. La
capacidad total necesaria del tanque se debe determinar a partir del diseño del proceso
biológico. Para plantas con capacidades entre 2.000 y 40.000 m3/d, se deberían construir
al menos dos tanques (para plantas de menor tamaño, también es recomendable
disponer de un mínimo de dos tanques). En el intervalo entre 40.000 y 200.000 m3/d
(0,44 a 2,2 m3/s), a menudo se construyen cuatro tanques para facilitar el mantenimiento
y flexibilizar la explotación. Las plantas de grandes dimensiones, con más de 2,2 m3/s
de capacidad, deberían contar con un mínimo de seis tanques. Algunas de las mayores
plantas tienen de 30 a 40 tanques dispuestos en varios grupos o baterías. A pesar de que
las burbujas dispersadas en el agua residual ocupan cerca del 1 por 100 del volumen del
tanque, este hecho no se tiene en cuenta en el dimensionamiento. Normalmente, el
volumen ocupado por las conducciones sumergidas es despreciable.
FIGURA 10-20
Sección transversal de un tanque de aireación de fangos activados típico con
sistema de aireación con difusores de burbujas finas.
Si el agua residual va a ser aireada con difusores, la geometría del tanque puede tener
una incidencia importante sobre la eficiencia de la transferencia de oxígeno (factor alfa)
y en el grado de mezcla conseguido. La profundidad de agua residual en el tanque
debería situarse entre 4,6 y 7,6 m para que los difusores puedan trabajar eficientemente.
Por encima de la superficie libre del agua, se debe contemplar un resguardo de entre 0,3
y 0,6 m. En el sistema de flujo en pistón, si se emplea como sistema de mezclado el
flujo en espiral, es importante la relación entre la anchura del tanque y su profundidad.
La relación anchura/profundidad de los tanques puede variar entre 1:1 y 2,2:1, siendo la
más frecuente 1,5:1. En plantas de grandes dimensiones, los tanques suelen ser largos,
superando en ocasiones los 150 m por tanque. Los canales pueden consistir entre 1 y 4
canales conectados, por los extremos en el caso de tanques de múltiples canales. La
relación longitud/anchura de cada canal deberá ser, al menos, de 5:1. En los casos en los
que se emplean sistemas de difusión de aire de mezcla completa, se puede reducir la
relación longitud/anchura para abaratar los costes de construcción.
Los tanques que disponen de difusores a ambos lados o de difusores centrados permiten
la adopción de mayores anchuras. El punto importante es la limitación de la anchura del
tanque para evitar la formación de puntos muertos o zonas de mezclado insuficiente.
Las dimensiones y proporciones de cada unidad independiente deberán ser tales que
aseguren el mantenimiento de velocidades de flujo adecuadas para evitar la deposición
de sólidos en el fondo. En tanques de flujo en espiral se pueden matar las esquinas o
colocar deflectores triangulares longitudinales para eliminar la formación de zonas
muertas y favorecer el flujo en espiral.
Para los sistemas de aireación mecánica, la distribución más eficiente es disponer un
aireador por tanque. Cuando se disponen varios aireadores en un mismo tanque para
mejorar la eficiencia, la relación longitud/anchura del tanque deberá ser un número
entero y cada aireador deberá situarse centrado en un cuadrado para evitar interferencias
en las fronteras hidráulicas entre aireadores. La anchura y la profundidad se deberán
dimensionar de acuerdo con la potencia del aireador, tal como se ilustra en la Tabla 1011. Para procurar una cierta flexibilidad de explotación que permita ajustarse a
diferentes condiciones variables de demanda de oxígeno, es conveniente disponer de
aireadores de dos velocidades. En los tanques de aireación con aireadores mecánicos, el
resguardo sobre la superficie libre del líquido deberá ser de entre 1 y 1,5 m.
Los tanques individuales deberían disponer de válvulas o de compuertas de entrada y de
salida que permitan dejar el tanque fuera de servicio para su inspección y reparación.
Por lo tanto, las paredes comunes de dos tanques adosados deberán ser capaces de
resistir la totalidad la presión hidrostática procedente de ambos lados. Los tanques de
aireación deben tener una cimentación adecuada que impida los asentamientos y que, en
terrenos saturados, impidan la flotación del elemento cuando se proceda al vaciado de
los tanques. Los métodos para evitar la flotación incluyen el lastrado del tanque por
aumento del espesor de la solera, o la instalación de válvulas de alivio de presión
hidrostática. Se aconseja que los tanques de aireación dispongan de un sistema de
vaciado. En las plantas de grandes dimensiones, en las que el vaciado de los tanques
puede ser más frecuente, conviene instalar válvulas específicas para trasegar fangos en
el fondo de los tanques. Aquéllas deberán estar conectadas a una estación de bombeo de
vaciados o bomba centralizada o a una conducción de drenaje que se conecta al pozo de
bombeo de la estación elevadora de cabeza de planta. En plantas pequeñas, resulta
práctico el uso de pequeñas bombas portátiles para el vaciado de tanques. Los sistemas
de vaciado se suelen diseñar de modo que permitan el vaciado del tanque en 16 horas.
Reparto del caudal. En las plantas de tratamiento que disponen de varios tanques de
decantación primaria y de aireación, es importante asegurar la distribución homogénea
del caudal a todos los tanques de aireación. En muchos proyectos, el agua residual
procedente de la decantación primaria se recoge en un único conducto o canal para su
transporte a los tanques de aireación. Con objeto de optimizar el funcionamiento de los
tanques de aireación, es conveniente instalar algún dispositivo de partición o de control
del caudal a cada tanque. Los métodos más utilizados son las arquetas de reparto
dotadas con vertederos o válvulas de control, o la colocación de compuertas a la entrada
de los tanques de aireación. En la práctica, también se suele equilibrar hidráulicamente
el caudal haciendo que la pérdida de carga entre los decantadores primarios y cada uno
de los tanques de aireación sea idéntica. En los sistemas en los que la alimentación es
escalonada. es especialmente importante disponer de un sistema de control del caudal
que sea efectivo. En los casos en los que el transporte de agua a los tanques de aireación
o la evacuación del efluente de los mismos se lleva a cabo con canales, éstos deberán
estar equipados con difusores de aireación para evitar la deposición de sólidos.
Sistemas de control de la espuma. El agua residual suele contener jabón, detergentes y
otros agentes tensoactivos que producen espumas durante la aireación del agua residual.
Si la concentración de sólidos suspendidos en el líquido mezcla es elevada, la tendencia
a la formación de espumas se minimiza. Durante la puesta en marcha del proceso, en
presencia de agentes tensoactivos, se pueden formar grandes cantidades de espuma. Este
hecho da lugar a la formación de una espuma que contiene sólidos del fango, grasa, y
grandes cantidades de bacterias del agua residual. El viento puede levantar la espuma de
la superficie del tanque y extenderla por los alrededores, contaminando todo lo que
toque. Además de antiestética, la espuma es un riesgo para los trabajadores, ya que es
muy resbaladiza, incluso una vez perdida su consistencia. Además, una vez seca, resulta
difícil de limpiar.
Por ello, es importante disponer de algún método que permita controlar la formación de
espumas, especialmente en tanques de flujo espiral en los que la espuma se acumula a lo
largo del tanque. Un sistema de común aplicación en los tanques de flujo espiral
consiste en disponer una serie de rociadores a lo largo del borde superior del tanque de
aireación, enfrente de los difusores de aire. El rociado con agua limpia o efluente
tamizado rompe físicamente la espuma mientras se está formando. Otra posibilidad
consiste en dosificar pequeñas cantidades de productos químicos antiespumantes a la
entrada del tanque de aireación o, preferiblemente, en el agua de rociado.
Proyecto de instalaciones para la separación de sólidos
La función del decantador en el proceso de fangos activados es separar los sólidos de
los fangos activados del liquido mezcla. La separación de los sólidos es el último paso
en la producción de un efluente estable, bien clarificado, y con bajo contenido en DBO
y sólidos suspendidos y, como tal, representa un punto crítico en la operación de un
proceso de tratamiento de fangos activados.
A pesar de que gran parte de la información aportada en los Capítulos 6 y 9 en relación
con el proyecto de tanques de sedimentación primaria sigue siendo aplicable, la
presencia en el liquido mezcla de gran cantidad de sólidos floculentos precisa prestar
especial atención al proyecto de los tanques de sedimentación de los procesos de fangos
activados. Como se ha comentado anteriormente, estos sólidos tienden a formar un
manto de fango de profundidad variable. En condiciones de caudal punta, si la
capacidad de la bomba de recirculación de fangos o las dimensiones de los tanques no
son adecuadas, esta capa puede ocupar toda la profundidad del tanque y rebosar por el
vertedero. Además, el liquido mezcla, al entrar en el tanque, tiene tendencia a fluir
formando una corriente de densidad que interfiere con los fenómenos de separación de
sólidos y de espesamiento del fango. Para afrontar estas circunstancias con éxito, el
proyectista debe tener en cuenta los siguientes factores (1) tipos de tanques; (2)
características de sedimentabilidad del fango en relación con las necesidades de
espesamiento para la correcta operación de la planta; (3) cargas de superficie y cargas
de sólidos; (4) profundidad de agua; (5) reparto del caudal; (6) diseño de la entrada de
agua; (7) situación y carga sobre el vertedero, y (8) eliminación de espumas.
Tipos de tanques. Los tipos de tanques de sedimentación de fangos activados más
comúnmente empleados son los tanques circulares y rectangulares (Fig. 10-21>. En
algunas ocasiones se emplean tanques cuadrados, pero no son tan eficaces en la
retención de los sólidos separados como los circulares o los rectangulares. En los
tanques cuadrados, se suelen producir acumulaciones de sólidos en las esquinas, sólidos
que, posteriormente, escapan por el vertedero, debido a la agitación provocada por los
dispositivos de recogida de fangos. Los tanques circulares se han construido con
diámetros variables entre 3 y 60 m, aunque las dimensiones más comunes se hallan
entre 10 y 40 m. Preferiblemente, el radio del tanque no debería exceder en cinco veces
la profundidad de agua en la periferia del tanque. Básicamente existen dos tipos de
tanques circulares: de alimentación central, y de alimentación periférica. Ambos tipos
utilizan mecanismos rotatorios para transportar y evacuar el fango del fondo del
clarificador. A su vez, estos mecanismos también pueden ser de dos tipos: aquellos que
rascan el fondo y arrastran el fango a un cuenco central parecido a los empleados en los
tanques sedimentación primaria, y aquellos que eliminan el fango directamente del
fondo del tanque mediante unos dispositivos de succión que barren la totalidad del
fondo del tanque en cada revolución. Dentro de estos últimos, existe un tipo de
mecanismo en el que la succión se mantiene por reducción de la altura estática en cada
una de las tuberías de extracción (Fig. 10-22). En otro sistema de succión patentado, el
fango se extrae por presión hidrostática o por bombeo (Fig. 10-22b).
FIGURA 10-21
Tanques de sedimentación secundaria típicos: (a) circular, y (b) rectangular
parcialmente cubierto.
Los tanques rectangulares deben estar proporcionados para conseguir una adecuada
distribución del caudal de forma que las velocidades horizontales no resulten excesivas.
Se recomienda que la longitud total del tanque no exceda de 10 a 15 veces su
profundidad, pero en plantas de grandes dimensiones se han utilizado con éxito tanques
de hasta 90 m de largo. En los casos en los que la anchura de los tanques supera los 6 m,
se pueden emplear sistemas múltiples de recogida de fangos para poder instalar tanques
de hasta 24 m de anchura. Independientemente de la geometría del tanque, el sistema de
recogida de fangos escogido deberá ser capaz de satisfacer las dos siguientes
condiciones operativas: (1) deberá tener una capacidad suficientemente elevada como
para que, cuando se desee funcionar con un caudal de recirculación de fangos elevado,
no se produzca una succión del liquido existente en la parte superior a través del fango,
y (2) el mecanismo debe ser suficientemente robusto para poder transportar y extraer los
fangos muy densos que se pueden acumular en el tanque de sedimentación durante los
períodos de rotura mecánica o de fallo en el suministro energético.
En los tanques rectangulares se utilizan dos tipos de sistemas de extracción: (1)
rascadores múltiples, y (2) puentes de traslación (véase Fig. 10-23) Los rascadores
múltiples son similares a los que se emplean en los tanques de sedimentación primaria.
En los tanques de gran longitud, es conveniente utilizar dos conjuntos de cadenas y de
rascadores en tándem con una tolva central para recoger el fango. El fango se suele
recoger en el extremo de entrada del decantador, aunque existen sistemas que
transportan el fango hasta el extremo de salida. El puente de traslación, que es similar a
un puente grúa, se desplaza a lo largo de los laterales del tanque o, si se emplean varios
puentes, sobre una estructura soporte. El puente sirve de soporte para el sistema de
extracción del fango, que suele estar formado por un rascador o por un colector de
succión desde donde se bombea el fango, el cual se descarga en un canal lateral que se
extiende a lo largo de todo el tanque.
También existen otros tipos de tanques de sedimentación, como los decantadores de
pisos, lamelares de tubos o placas paralelas y decantadores integrados en canales de
aireación. Los decantadores de pisos (véase Fig. 10-24) se utilizan en plantas en las que
la disponibilidad de espacio para los decantadores es reducida. Se utilizan dos tipos: el
de flujo en serie (Fig. 10-24a) y el de flujo en paralelo (Fig. 10-24b). El de flujo en
paralelo se ha utilizado mucho en Japón, y actualmente se está contemplando su uso en
Estados Unidos [19].
FIGURA 10-22
Tanques de sedimentación secundaria circulares para la extracción rápida del fango: (a)
fango extraído con tubos de succiión (de Walker Process Equipment division, Chicago
Bridge and Iron Company), y (b) fango extraído por tubería colectora múltiple (de
Envirex).
FIGURA 10-23
Decantadores secundarios rectangulares típicos: (a) sistema con cadenas
y rascadores, y (b) sistema con puente móvil.
La eficiencia de los decantadores convencionales o poco profundos se puede mejorar
mediante la instalación de tubos o placas paralelas para establecer un régimen de flujo
laminar (Fig. 10-25). En Estados Unidos, el decantador lamelar de tubos se ha utilizado
en ciertas ocasiones en ampliaciones y remodelaciones de plantas existentes. Estos
decantadores construidos con paquetes de tubos o de placas dispuestas con ángulos
determinados con la horizontal (normalmente 600), dan lugar a una distancia de
sedimentación muy reducida, y las pequeñas dimensiones de los tubos colaboran a
amortiguar el flujo. El fango que se recoge en las placas o tubos tiende a salir de éstos
deslizándose por gravedad. El principal contratiempo que presentan de cara a su
aplicación en el tratamiento de las aguas residuales es el hecho de que los tubos tienden
a obstruirse debido a la acumulación de grasas y de crecimientos biológicos.
FIGURA 10-24
Decantadores de bandeja típicos: (a) tipo de flujo en serie, y (b) tipo de flujo en paralelo
[19]. Nota: En la tipología de flujo en paralelo, los vertederos de efluente superiores
sirven a ambos decantadores, el superior y el inferior. Los canales de descarga de
efluente del decantador inferior al superior se ubican a ambos lados del
mecanismo de recogida de fangos del decantador superior.
FIGURA 10-25
Decantador lamelar: (a) módulo de tubos inclinados, y (b) módulos instalados en el
interior de un decantador rectangular.
Los decantadores integrados en canal (Fig. 10-26) se han desarrollado para mejorar el
rendimiento del proceso de fangos activados con canales de oxidación. Este tipo de
elementos permiten la separación de sólidos y la recirculación de fangos dentro del
propio canal de aireación. La purga de fango se realiza desde el canal de aireación, o
bien desde el decantador. Debido a la relativa novedad de este tipo de unidades, no se
dispone de datos de rendimiento a largo plazo. Para mayor información acerca de los
diferentes tipos de decantadores en canal disponibles, consultar la bibliografía [9].
FIGURA 10-26
Típico decantador incorporado a un canal de oxidación (de United industries, Inc.).
Características de sedimentabilidad del fango. Desde el punto de vista del
funcionamiento, las instalaciones de decantación secundaria deben desarrollar dos
funciones: (1) separación de los sólidos suspendidos del líquido mezcla del agua
residual tratada, lo cual da como resultado un efluente clarificado, y (2) espesamiento
del fango de retorno. En el diseño correcto de las instalaciones de decantación
secundaria, se deben tener en cuenta ambas funciones. Debido a que ambas se ven
afectadas por la profundidad del decantador, es importante prestar especial atención a la
elección de una determinada profundidad, de modo que se disponga del volumen
necesario para el normal desarrollo de ambas funciones. Por ejemplo, se debe prever un
amplio volumen para el almacenamiento de sólidos durante los periodos en los que se
experimentan en la planta cargas punta sostenidas (véase Cap. 5). Asimismo, se deben
tener en cuenta las variaciones de las puntas del caudal diario, puesto que afectan a la
capacidad del sistema de extracción de fango.
En general, el área necesaria para la decantación se debe basar en la carga de superficie
equivalente a la menor partícula a eliminar del líquido decantado en las zonas superiores
del tanque de sedimentación. Con frecuencia, la velocidad de sedimentación que se
adopta en proyecto a efectos de clarificación es la velocidad de sedimentación de la
interfase, obtenida en ensayos de columna de sedimentación con fangos con
concentraciones similares a las concentraciones con las que opera la planta.
Desgraciadamente, esta velocidad suele ser mucho mayor que la velocidad necesaria
para eliminar las partículas ligeras que se encuentran en los efluentes de plantas de
tratamiento de fangos activados. Si se pretende eliminar estas partículas, es necesario
dotar a la zona de clarificación del tanque de sedimentación del volumen adecuado. El
tiempo necesario para la sedimentación de estas partículas depende de si la
sedimentación se puede considerar discreta o floculenta.
El área necesaria para el espesamiento del líquido mezcla depende del flujo de sólidos
límite que puede ser transportado al fondo del tanque de sedimentación. Debido a que el
flujo de sólidos varía en función de las características del fango, se deben llevar a cabo
ensayos de sedimentación para determinar la relación entre la concentración del fango y
la velocidad de sedimentación y determinar las necesidades de área superficial
empleando el análisis de flujo de sólidos descrito en el Capítulo 6. La profundidad de la
zona de espesamiento del tanque de sedimentación debe ser la adecuada para (1)
asegurar el mantenimiento de un espesor del manto de fango suficiente para evitar la
recirculación de fangos no espesados, y (2) almacenar temporalmente los sólidos que
periódicamente son aplicados en exceso sobre la capacidad de transmisión de la
suspensión dada.
Los sólidos de los fangos activados tienen un peso específico tan cercano al del agua
que el aumento de la densidad y de la viscosidad que experimenta el agua en las épocas
invernales afecta negativamente a las propiedades de sedimentación del fango. Además,
las características de sedimentación del fango pueden variar de un momento a otro
debido a cambios en la cantidad y peso específico de los sólidos suspendidos que
escapan a la decantación primaria, a la cantidad y características de los vertidos
industriales contenidos en el agua residual, y a la composición de la vida microbiana del
flóculo. Por ello, es necesario adoptar criterios de proyecto conservadores que eviten el
escape ocasional de sólidos del fango.
El índice de volumen de fangos también se ha utilizado como medida de las
características de sedimentabilidad del fango. No obstante, el valor del índice que
corresponde a un fango de buenas características de sedimentación varía en función de
las características y concentración del líquido mezcla, de modo que los valores
observados en una determinada planta no se pueden comparar con la información previa
existente. Por ejemplo, si la sedimentación de sólidos fue nula pero después de la
sedimentación durante 30 min ocuparon todo el volumen de 1.000 ml, el índice de
volumen de fangos tendría su valor máximo, que variaría entre el valor 1.000 para una
concentración de sólidos suspendidos en el líquido mezcla de 1.000 mg/l, y el valor 100
asociado a un líquido mezcla con 10.000 mg/l de sólidos suspendidos. Por estas
razones, el cálculo no tiene otro significado que la determinación de valores limitantes.
En los casos en los que se deben tratar vertidos industriales con el proceso de fangos
activados, se recomienda llevar a cabo estudios en planta piloto para evaluar las
características de sedimentación del líquido mezcla. También es conveniente llevar a
cabo estos estudios en el caso de plantas de tratamiento de residuos urbanos en los que
se observan valores de las variables de control del proceso, tales como la concentración
de sólidos suspendidos en el líquido mezcla o el tiempo medio de retención celular, que
se hallan fuera de los intervalos habituales obtenidos en base a la experiencia previa. Es
importante realizar estos ensayos a diferentes temperaturas dentro de un intervalo que
sea representativo tanto de la temperatura media como de la temperatura mínima a la
que va a funcionar el proceso.
Cargas de superficie y cargas de sólidos. A menudo se hace necesario diseñar las
instalaciones de sedimentación sin la ayuda de ensayos de sedimentación. Cuando se
produce esta situación, es necesario utilizar valores publicados de las cargas de
superficie y de las cargas de sólidos. Debido a la gran cantidad de sólidos que pueden
escapar con el efluente si se sobrepasan los criterios establecidos para el diseño, las
cargas de superficie se deben basar en las condiciones de caudal punta. Las cargas de
superficie que se facilitan en la Tabla 10-2 son valores típicos empleados en el diseño
de sistemas biológicos. Estos valores están basados en los caudales de agua residual en
lugar de los caudales de líquido mezcla, debido a que la carga de superficie es
equivalente a una velocidad de flujo ascensional. El caudal de fango de retorno se extrae
de la parte inferior del tanque y no contribuye a la velocidad de flujo ascensional.
La carga de sólidos de un tanque de sedimentación de fangos activados se puede
calcular dividiendo los sólidos totales aplicados entre la superficie del tanque. Las
unidades más empleadas son las mismas que se emplean para calcular el flujo de sólidos
comentado anteriormente, kg/m2 · h, aunque en la literatura también es frecuente
encontrarlos expresados en kg/m2 · d. El primer sistema es preferible porque el factor de
carga de sólidos se debe calcular tanto en condiciones de caudal punta como en
condiciones de caudal medio. Si las puntas tienen duraciones cortas, los valores medios
en 24 h son los que gobiernan el proceso; en cambio, si las puntas son de larga duración,
deben utilizarse los valores correspondientes a las mismas para evitar el arrastre de
sólidos con el efluente.
De hecho, la carga de sólidos representa un valor característico de una determinada
suspensión. En un tanque de sedimentación de una determinada superficie, si la carga de
sólidos sobrepasa el valor característico de la suspensión, se produce un deterioro del
efluente. En la Tabla 10-12 se facilitan valores típicos de las cargas de sólidos
empleados en el diseño de sistemas de tratamiento biológico. A efectos de proyecto no
se deben adoptar valores mayores que éstos a no ser que se hayan realizado estudios
experimentales que abarquen todas las variables operativas durante todas las estaciones
del año.
TABLA 10-12
Información típica de diseño para decantadores secundariosa
a
Adaptado parcialmente de la bibliografía [60].
Calado bajo vertedero. La profundidad de agua de un decantador secundario se suele
medir en los muros perimetrales de los decantadores circulares, y en el muro de salida
del efluente en los decantadores rectangulares. La profundidad de agua es un factor que
afecta a la eficiencia en la eliminación de sólidos y en la concentración del fango de
recirculación. En los últimos años, la tendencia general ha sido aumentar la profundidad
de agua para mejorar el rendimiento global de la instalación, especialmente en plantas
que tienen fangos de baja densidad. Se debe hacer constar, sin embargo, que en algunos
casos se han empleado con éxito tanques con profundidades de agua relativamente poco
profundas. Para decantadores secundarios de grandes dimensiones, la práctica corriente
aboga por una profundidad mínima de 3,7 m, y se han utilizado profundidades de hasta
6,1 m [60]. Los tanques de mayor profundidad presentan la ventaja de una mayor
flexibilidad de explotación y un mayor margen de seguridad frente a cambios en el
proceso de fangos activados. En el momento de seleccionar una determinada
profundidad de agua, es necesario tener en cuenta los costes de construcción del tanque,
especialmente en zonas con nivel freático alto. El rendimiento de los decantadores
también se ve afectado por otros factores tales como el diseño de la entrada de agua, la
tipología de los equipos de extracción del fango, el espesor de la capa de fango, y el tipo
y ubicación de los vertederos [10, 34, 43].
Reparto de caudales. La descompensación de equilibrio entre los caudales alimentados
a las unidades individuales de un proceso de múltiples unidades puede provocar cargas
muy bajas o sobrecargas en aquéllas y afectar al rendimiento global del sistema. En las
plantas en las que se utilizan en paralelo tanques de idénticas dimensiones, es necesario
igualar los caudales. En los casos en los que las capacidades de los diferentes tanques no
son iguales, el caudal se debe repartir proporcionalmente a las áreas superficiales de los
diferentes tanques. Los métodos de reparto de caudales a los tanques de sedimentación
secundaria incluyen el uso de vertederos, válvulas de control de caudal, reparto por
simetría hidráulica, y control mediante compuertas u orificios de alimentación (véase
Fig. 10-27). El control mediante los vertederos del efluente, aunque a menudo se suele
emplear para la partición del caudal, suele ser un método de escasa eficiencia y sólo se
debería utilizar cuando se disponga de dos tanques de idénticas dimensiones.
FIGURA 10-27
Métodos alternativos para la partición de caudales: (a) simetría hidráulica; (b) medición
del caudal y control de la alimentación; (c) por vertedero, y (d) control de la
compuerta de alimentación [60].
Diseño de la entrada al tanque. La mala distribución o la entrada del agua en el tanque
a gran velocidad puede aumentar la formación de corrientes de densidad y la
resuspensión del fango sedimentado, provocando un rendimiento poco satisfactorio del
decantador. Los dispositivos de entrada de agua al tanque deberían disipar la energía del
agua entrante, distribuir uniformemente el flujo, tanto en dirección vertical como
horizontal, eliminar las corrientes de densidad, minimizar las perturbaciones a la capa
de fango, y favorecer el proceso de floculación. En los decantadores de alimentación
central, que constituyen el diseño de uso más común, para disipar la energía del agua
afluente y para distribuir uniformemente el flujo, se disponen pequeños deflectores
cilíndricos con faldones. En estudios a escala real se ha observado que el uso de
deflectores con faldones puede provocar la formación de una corriente vertical de
densidad que produce una mala distribución vertical del flujo [10]. Los posibles
métodos existentes para superar este problema incluyen el uso de una campana difusora
central de grandes dimensiones, o un clarificador floculador. La campana difusora de
cuyo diámetro no debe de ser inferior al 25 por 100 del diámetro del tanque,
proporciona una mayor superficie para la disipación de la energía y la distribución del
liquido mezcla afluente. El extremo inferior la campana de alimentación debería situarse
bastante por encima de la interfase de la capa de fango para minimizar la turbulencia y
la resuspensión de los sólidos. En los decantadores floculadores de alimentación central
(véase Fig. 10-28), en la zona de alimentación se incorpora un mecanismo floculador.
Los diámetros típicos de las zonas de alimentación/floculación oscilan entre el 30 y el
35 por 100 del diámetro del tanque. Se ha observado que las características de
sedimentabilidad de un líquido mezcla poco floculado se pueden mejorar notablemente
sometiéndolo a un proceso de floculación lenta en la campana de alimentación [34, 43].
En tanques rectangulares, se deben disponer orificios o deflectores en la entrada para
conseguir distribuir uniformemente el flujo. Las velocidades de entrada típicas en
orificios oscilan entre 0,075 y 0,150 m/s [60]. Para mayor información acerca del diseño
de la alimentación de los decantadores, consúltese la bibliografía [44, 60].
FIGURA 10-28
Decantador secundario típico con zona central de floculación.
Ubicación y carga sobre los vertederos. Cuando en un decantador secundario se
producen corrientes de densidad, el liquido mezcla que entra en el tanque fluye a lo
largo de la parte inferior del tanque hasta que se encuentra con un flujo en dirección
contraria o con una pared. Cuando topa con una pared, el líquido mezcla tiende a
ascender pudiendo producirse la descarga por los vertederos, especialmente si éstos se
hallan situados en el extremo del tanque. En el diseño de las instalaciones de
sedimentación se tiene en cuenta la formación de corrientes de densidad. En unos
estudios experimentales llevados a cabo en Chicago con tanques de 38,4 m de diámetro,
se pudo comprobar que, en tanques circulares, la ubicación óptima de los vertederos
para la obtención de un efluente bien clarificado se situaba entre las dos terceras partes
y las tres cuartas partes del radio medido desde el centro [5]. En tanques de pequeñas
dimensiones, cuando las cargas de superficie y sobre vertederos son bajas, la ubicación
de éste no afecta notablemente el rendimiento del clarificador. Los decantadores
circulares se construyen con vertederos situados tanto cerca del centro como cerca del
perímetro. Si se instalan vertederos perimetrales o en la pared final de los tanques
rectangulares, es necesario disponer un deflector horizontal para desviar las corrientes
de densidad hacia el centro del tanque y alejarlas del vertedero (Fig 10-29) [43].
En el diseño de decantadores es práctica habitual utilizar como variable de diseño la
carga sobre vertedero, a pesar de que es un factor de diseño menos crítico que la carga
hidráulica de superficie. Las cargas sobre vertedero empleadas en tanques de grandes
dimensiones no deberían superar los 375 m3/m lineal · d de vertedero a caudal máximo
cuando los vertederos están situados lejos de la zona de ascensión de la corriente de
densidad, o 250 m3/m lineal · d cuando están situados dentro de la zona de ascensión. En
tanques de pequeñas dimensiones, los límites correspondientes son 125 m3/m lineal · d a
caudal medio o 250 m3/m lineal · d a caudal máximo. La velocidad ascensional en las
proximidades del vertedero se debe limitar a alrededor de 3,7-7,3 m/h).
FIGURA 10-29
Deflector horizontal para reducir el arrastre de sólidos en el vertedero de un decantador
[43].
Eliminación de espumas. En muchas plantas de tratamiento secundario bien operadas,
en los decantadores secundarios se produce muy poca espuma. No obstante, a veces se
presentan situaciones (véase el apartado «Problemas de explotación») en las que
aparecen materias flotantes que se deben eliminar. En las instalaciones en las que no
existen decantadores primarios, la eliminación de espumas en los decantadores finales
es fundamental. En los últimos años se ha convertido en práctica habitual dotar a todos
los decantadores secundarios con sistema de recogida de espumas. Los equipos típicos
de recogida de espumas incluyen las cajas de flotantes con rampa de rascado, el canal
desnatador rotativo solidario del puente y tuberías ranuradas. Para mayor información
sobre dispositivos de recogida de espumas, consúltese la bibliografía [60].
10.3 DISEÑO DEL PROCESO DE FANGOS ACTIVADOS
La aplicación de los diferentes factores citados al diseño del proceso de tratamiento de
fangos activados se ilustra a través de los Ejemplos 10-2 y 10-3. Para el Ejemplo 10-2,
se ha considerado un sistema de mezcla completa (flujo continuo, tanque agitado). El
sistema de mezcla completa corresponde al esquema de la Figura 10-3. Sus principales
características distintivas son: (1) distribución uniforme de los sólidos afluentes y de los
sólidos recirculados al reactor (tanque de aireación), y (2) extracción uniforme del
líquido mezcla del reactor. Las características del diseño de un reactor de flujo
discontinuo se consideran en el Ejemplo 10-3. Al final del presente capítulo se
considera la aplicación de los principios comentados en este capítulo y en el Capítulo 8
a otros tipos de sistemas.
Ejemplo 10-2. Diseño de un proceso de fangos activados. Proyectar un sistema de
fangos activados de mezcla completa y las instalaciones de decantación secundaria para
el tratameinto de un caudal de 0,25 m3/s de agua residual decantada con 250 mg/l de
DBO. El efluente debe contener 20 mg/l o menos de DBO. Suponer que la temperatura
es de 20ºC y que son aplicables los siguientes datos:
1. Los sólidos suspendidos volátiles del afluente al reactor son despreciables.
2. Relación entre los sólidos suspendidos volátiles del líquido mezcla (SSVLM) y
los sólidos suspendidos del líquido mezcla = 0,8.
3.
4.
5.
6.
Concentración del fango de retorno = 10.000 mg/l de sólidos suspendidos (SS).
SSVLM = 3.500 mg/l.
Tiempo medio de retención celular de proyecto, THETAc = 10d.
El efluente contiene 22 mg/l de sólidos biológicos, de los que el 65 por 100 es
biodegradable.
7. DBO5 = 0,68 · DBOL.
8. El agua residual contiene nitrógeno y fósforo y otros nutrientes a nivel de trazas
en cantidades suficientes para el crecimiento biológico.
9. El caudal punta sostenido de un día es 2,5 veces el caudal medio.
10. En estudios en planta piloto se obtuvieron los siguientes datos de sedimentación
de SSLM:
11.
Solución
1. Estimar la concentración de DBO5 soluble en el efluente utilizando la siguiente
relación:
DBO5 del efluente = DBO soluble del afluente que escapa al tratamiento + DBO5 de los
sólidos suspendidos del efluente
a) Determinar la DBO5 de los sólidos suspendidos del efluente:
1. Fracción biodegradable de los sólidos biológicos del efluente = 0,65 · (22 mg/l)
= 14,3 mg/l.
2. DBOL última de los sólidos biodegradables del efluente = [0,65 · (22 mg/l)] ·
(1,42 mg O2 consumidos/mg células oxidadas) = 20.3 mg/l.
3. DBO5 de los sólidos suspendidos del efluente = 20,3 mg/l · (0,68) = 13,8 mg/l.
b) Calcular la DBO5 soluble del agua a tratar que escapa al tratamiento:
20 mg/l = S = 13,8 mg/l
S = 6,2 mg/l
2. Determinar la eficiencia E utilizando la Ecuación 8.50:
E = ((So - S)/So) · 100
a) La eficiencia, basada en la DBO5 soluble, vale:
Es = (((250 - 6,2)mg/l) / 250 mg/l) · 100 = 97,5 %
b) La eficiencia conjunta de la planta es:
Eglobal = (((250 - 20) mg/l) / 250 mg/l) · 100 = 92%
3. Calcular el volumen del reactor. El volumen del reactor se puede determinar
empleando la Ecuación 8.42.
X = THETAc Y(So - S)/THETA(1 + kd THETAc)
y la Ecuación 8.33:
THETA = Vr / Q
a) Sustituyendo THETA en la Ecuación 8.42 y despejando el valor de Vr, resulta:
Vr = THETAc QY(So - S)/X(1 + kd THETAc)
b) Calcular el volumen del reactor empleando los siguientes datos:
THETAc = 10 d
Q = 21.600 m3/d
Y = 0,50 g/g (valor supuesto, véase Tabla 8-7)
So = 250 mg/l
S = 6,2 mg/l
X = 3.500 mg/l
kd = 0,06 d-1 (valor supuesto, véase Tabla 8-7)
V = ((10 d)(21.600 m3/d)(0,50)[(250 - 6,2) mg/l]) / ((3.500 mg/l)(1 +0,06
· 10)) = 4.702 m3
4. Calcular la cantidad de fango a purgar diariamente.
a) Determinar Yobs utilizando la Ecuación 8.44:
Yobs = Y / (1 + kd THETAc) = 0,5 / (1+ 0,06 · 10) = 0,3125
b) Determinar la masa de fango activado volátil purgado por medio de la Ecuación 10.3:
Px = Yobs Q(So - S)(1/1.000 kg/g)
= 0,3125(21.600 m3/d)(250 - 6,2 mg/l)(1/1.000 kg/g)
= 1.646 kg/d
c) Determinar la masa total de fango en base a los sólidos totales en suspensión:
Px(SS) = (1.646 kg/d)/0,8 = 2.057 kg/d
d) Determinar la cantidad de fango a purgar.
Masa a purgar = incremento de SSLM - SS perdidos en el efluente
= 2.057 kg/d 0,25 m3/s.· 22 mg/l · (86.400/1.000 s/d · kg/d)
= 2.057 - 475 = 1.582 kg/d
Nota. Si en el paso 4a se hubiera supuesto que la cantidad adicional de fango en los
tanques de sedimentación y en la línea de retorno de fango fuera igual al 30 por 100 de
la existente en el aireador, suponiendo que son aplicables los valores de Y y kd, el valor
de Yobsb calculado sería 0,281. La masa de fango calculada en el paso 4c seria entonces
de 1.850 kg/d en lugar de 2.057 kg/d.
5. Calcular la cantidad de fango a purgar si la purga se realiza en el reactor. Suponer Qe
= Q y que los SSV en el efluente corresponden al 80 por 100 de los SS (véase
Comentario al final del ejemplo). Utilizando la Ecuación 8.34:
THETAc = VrX / (QwX + QeXe)
10 d = (4.702 m3)(3.500 mg/l) / ((Qw,m3/d)(3.500 mg/l) + (12.600 m3/d)(22 mg/l · 0,8))
Qw = 362 m3/d
6. Estimar la relación de recirculación formulando un balance de masa en el reactor.
Nota. Para llevar a cabo una estimación más precisa, es necesario tener en cuenta, a la
hora de establecer la relación de recirculación, la tasa neta de crecimiento celular en el
interior del reactor.
Concentración de SSV en el aireador = 3.500 mg/l
Concentración de SSV en la línea de retorno = 8.000 mg/l
3.500(Q + Qr) = 8.000Qr
Qr / Q = alfa = 0,78
7. Calcular el tiempo de detención hidráulica del reactor
THETA = Vr/Q = 4.702 m3/(21.600 m3/d) = 0,218 d = 5,2 h
8. Calcular la demanda de oxígeno basándose en la demanda carbonosa última, DBOL
Nota. Aunque la demanda de O2 necesario para la nitrificación se desprecia en este
ejemplo, puede ser importante y se debe considerar a la hora de proyectar sistemas que
funcionan con tiempos de detención hidráulica suficientemente elevados como para que
se produzca la nitrificación (véase análisis en el Cap. 11).
a) Calcular la masa de DBOL última del agua residual afluente que se convierte en el
proceso, suponiendo DBO5 = 0,68 · DBOl
Masa de DBOL utilizada = (Q(S - So)/0,68) · (1/1.000 kg/g)
= (21.600 m3/d(250 mg/l - 6,2 mg/l)/0,68) · (1/1.000 kg/g)/(Mgal (mg/l))
= 7.744 kg/d
b) Calcular la demanda de oxígeno utilizando la Ecuación 10.6:
kg, O2/d = 7.744 kg/d -1,42 (1.646 kg/d) = 5.407 kg/d
9. Comprobar la relación F/M y el factor de carga volumétrica.
a) Determinar la relación F/M utilizando la Ecuación 8.48.
F/M = So / THETA X = (250 mg/l)/(0,218 d)(3.500 mg/l) = 0,33 d-1
b) Determinar la carga volumétrica:
Carga volumétrica, kg/m3 · d = (SoQ/Vr) · (1/1.000 kg/d)
= ((250 mg/l).(21.600 m3/d)/(4.702 m3)) · (1/1.000 kg/g)
= 1,15 kgDBO5/m3 · d
10. Calcular el caudal de aire necesario suponiendo que la eficiencia en la transferencia
de oxígeno de los equipos de aireación es del 8 por 100. Para el dimensionamiento de
las soplantes, es conveniente adoptar un factor de seguridad 2.0.
a) La cantidad teórica de aire necesario, suponiendo que el aire tiene un contenido de
oxígeno del 23,2 por 100, es
5.407 / 1.210 kg/m3 = 19.406 m3/d
b) Determinar el aire necesario en la realidad, suponiendo un 8 por 100 de eficiencia en
la transferencia de oxígeno:
19.406 m3/d / 0,08 = 242.575 m3/d
o
242.575 m3/d / 1.440 min/d = 168 m3/min
c) Determinar la demanda de aire de proyecto:
2 · 168 m3/min = 336 m3/min
11. Comprobar el caudal de aire utilizando el valor real determinado en el paso 10b.
a) Aire necesario por unidad de volumen:
242.575 m3/d / 21.600 m3/d = 11,2 m3/m3
b) Aire necesario por kg de DBO5 eliminada:
242.575 m3/d / (250 mg/l - 6,2 mg/l) ·(21.600 m3/d) · (1/1.000) = 46,1 m3/kg
12. Construir la curva de flujo de sólidos por gravedad en las instalaciones a proyectar
utilizando los datos de sedimentación disponibles.
a) Representar los datos de sedimentación en columna en papel doblemente logarítmico.
b) Utilizando la curva representada en la figura, obtener los datos necesarios para
elaborar la curva de flujo de sólidos.
a
SFg = SYi/16.030 (véase Ecuación 6.28).
c) Representar los valores del flujo de sólidos obtenidos en el paso (b) frente al valor de
la concentración.
13. Utilizando la curva de flujo de sólidos elaborada en el paso 12c, determinar los
valores límite del flujo de sólidos para concentraciones del fango del fondo variables
entre 8.000 y 12.000 mg/l.
a) Utilizando el método alternativo de construcción geométrica descrito en el Capitulo
6, trazar las tangentes a la curva de flujo de sólidos en los puntos de concentración del
fango del fondo deseados (véase figura).
b) Preparar una Tabla resumen de los valores limite del flujo de sólidos (intersección en
el eje y) para las diferentes concentraciones del fango del fondo.
14. Determinar la relación de recirculación necesaria para mantener la concentración de
sólidos suspendidos del líquido mezcla en 4.375 mg/l (3.500 mg/l/0,8)
a) La relación de recirculación necesaria se puede determinar mediante un balance de
materiales en el afluente al reactor.
Q(Xo) + Qr(Xu) = (Q + Qr) · 4.375 mg/l
donde:
Q = caudal afluente, m3/d.
Qr = caudal de recirculación, m3/d.
Xo = sólidos suspendidos del afluente, mg/l.
Xu = sólidos suspendidos del caudal inferior, mg/l.
Suponiendo que Xo = 0 y Qr = alfaQ, la anterior expresión se puede reescribir como:
alfaQX - alfa(4.375 mg/l)Q = Q(4.375 mg/l)
alfa = 4.375 mg/l / (Xu mg/l - 4.375 mg/l)
donde alfa relación de recireulación, Qr/Q.
b) Determinar las diferentes relaciones de recirculación en función de las diferentes
concentraciones del fango del fondo:
15. Determinar la superficie de espesamiento necesaria del decantador para las
diferentes concentraciones del fango del fondo y las diferentes relaciones de
recirculación, utilizando la siguiente forma modificada de la Ecuación 6.33.
SFa = (1 + alfa)(Q)(X)((3.600 s/h)/A · 1.000 g/kg
donde:
SFa = flujo de sólidos medio aplicado, kg/m2 · h.
alfa = relación de recirculación.
Q = caudal, m3/s.
X = concentración de sólidos en el líquido mezcla, mg.
A = superficie transversal, m2.
a) Suponer que SFa = SFL, el flujo de sólidos limite determinado en el apartado 13.
b) Construir una tabla de cálculo para la determinación de la superficie necesaria.
16. Determinación de las cargas de superficie correspondientes a las cargas de sólidos
calculadas en el apartado 15b.
17. Comprobar que se cumplen las exigencias de clarificación suponiendo que el diseño
final estará basado en una concentración del fango del fondo de 10.000 mg/l.
a) Como se muestra en el paso 16, la carga de superficie para una concentración de
fango del fondo de 10.000 mg/l es de 0,37 m3/m2 · h, equivalente a una velocidad de
sedimentación de 0,37 m/h.
b) Refiriéndose a la curva de sedimentación, una velocidad de sedimentación de 0,37
m/h corresponderla a una concentración de fango del fondo de 4.700 mg/l. Comoquiera
que la concentración de sólidos en la interfase será inferior a este valor, la superficie de
clarificación adoptada parece responder a criterios conservadores.
18. Estimar la profundidad necesaria para el espesamiento. Suponer que la profundidad
mínima permisible en la zona clarificada del tanque de sedimentación se establece en
1,5 m.
a) Estimar la profundidad necesaria de la zona de espesamiento. Suponer que bajo
condiciones normales, la masa de fango retenida en el tanque de sedimentación
secundaria es igual al 30 por 100 de la masa del tanque de aireación, y que la
concentración media de solidos en la zona de fango es aproximadamente 7.000 mg/l
[(4.000 + 10.000)mg/l/2].
i. Determinar la masa de sólidos en el tanque de aireación.
Sólidos en el tanque de aireación = (4.702 m3) · (4.375 mg/l) · (1/1.000 kg/g) = 20.571
kg
ii. Determinar la masa de sólidos en el tanque de sedimentación.
Sólidos en el tanque de sedimentación = 0,3 · (20.571) = 6.171 kg.
iii. Determinar la profundidad de la zona de fango en el tanque de sedimentación
utilizando la siguiente relación:
(A, m2)(d, m)(7.000 mg/l) = 6.171 kg
d = (6.171 kg /(7.000 mg/l)) · (1.000 g/kg) = 0,36 m
b) Estimar la capacidad de almacenamiento necesaria en la zona de fango suponiendo
que en condiciones de caudal punta el exceso de sólidos se debe almacenar en el tanque
de sedimentación secundaria debido a la limitada capacidad de las instalaciones de
manejo de fangos. Suponer que el caudal punta sostenido de 2 d es 2,5 · Qmedio y que la
carga punta sostenida de DBO en 7 días es 1,5 DBOmedia, y que ambas puntas se
producen simultáneamente.
i. Estimar la producción de sólidos bajo las condiciones dadas utilizando la Ecuación
10.3.
Px = YobsQ(So - S) x (1/1.000 kg/ g)
Yobs = 0,3125
Q = 2,5(21.600 m3/d) = 54.000 m3/d
So = 1,5(250 mg/l) = 375 mg/l
S = 15 mg/l (valor supuesto para condiciones de cargas aumentadas)
(Px)sp = 0,3125(54.000 m3/d)(375 - 15)(1/1.000 kg/g) = 6.075 kg
ii. Como el caudal punta se mantiene durante 2 d, los sólidos totales para el período de 2
d valen 12.150 kg.
iii. Calcular la profundidad de almacenamiento de fangos necesaria para el tanque de
sedimentación. Suponer que los sólidos totales en el tanque de sedimentación equivalen
a 18.321 kg (12.150 + 6.171).
d = (18.321 kg / (7.000 mg/L)(1.000 g,kg)) · (2.463 m2) = 1,06 m
c) Estimar la profundidad total necesaria.
Profundidad = (1,5 + 0,36+1,06) = 2,92 m
(utilizar una profundidad mínima de 3.6 m, véase Tabla 10-12)
19. Comprobar la carga de superficie a caudal punta
a) El caudal punta es Qp = 2,5.· 21.600 = 54.000 m3
b) La carga de superficie a caudal punta es
Carga de superficie a caudal punta = 54.000 m3/d / 2.463 m2 = 21,9 m3/m2 · d
Este valor queda muy por debajo del valor de la Tabla 10-2 relativo al caudal punta.
20. Preparar una tabla resumen de los datos de diseño de las instalaciones de
sedimentación.
a
No incluye el resguardo.
Comentario. La fracción volátil de los sólidos suspendidos descargados en el efluente
de la planta variará en función del tipo de proceso y modo de operación. El agua que se
pierde con el fango deshidratado y por evaporación se considera despreciable,
asumiéndose Qe = Q
Ejemplo 10-3. Proyecto de un reactor de flujo discontinuo secuencial. Se pretende
emplear un proceso de fangos activados en un reactor de flujo discontinuo secuencial
para tratar un agua residual con las características que se indican a continuación.
Determinar la masa de sólidos suspendidos en el interior del reactor durante un ciclo
operativo de 7 días. El efluente debe contener un máximo de 20 mg/l de DBO5.
Determinar asimismo la profundidad de líquido limpio, medida desde el nivel superior
del fango sedimentado y el mínimo nivel del agua alcanzado durante la fase de vaciado.
Utilizar los siguientes criterios de diseño y condicionantes.
1. Características del agua residual:
a) Caudal afluente = 3.800 m3/d.
b) Sólidos suspendidos del afluente, 200 mg/l.
c) SSV del afluente, 150 mg/l.
d) Temperatura del agua residual = 20ºC.
e) DBO5 del afluente (véase Tabla adjunta).
a
Asumir que el exceso sobre 250 mg/l es DBO soluble.
2. Criterios de diseño y condicionantes:
a) Tiempo de detención hidráulica = 24 h.
b) F/M de proyecto = 0,1 kg DBO aplicada kg SSVLM · d (véase Tabla
10-5).
c) Relación SSVLM/SSLM producida por la conversión de la materia
orgánica del afluente = 0,8.
d) Coeficientes cinéticos: Y = 0,65 g g, kd = 0,05 d-1 (véase Tabla 8-7).
e) Concentración media del fango sedimentado = 8.000 mg/l.
f) Peso especifico del fango = 1,02.
g) Suponer que cada día se vacía el 60 por 100 del volumen del reactor.
h) Profundidad del reactor = 6,5 m.
i) Purga de fangos semanal.
j) Se estima que el efluente contiene 20 mg/l de sólidos biológicos, de los
que el 65 por 100 son biodegradables.
k) DBO5 =0,68DBOL.
l) DBOL de las células = 1.42 veces la concentración de células.
m) El agua residual contiene cantidades de nitrógeno, fósforo, y otros
nutrientes de trazas, adecuadas para el crecimiento biológico.
Solución
1.Estimar la concentración de DBO5 soluble del efluente utilizando la siguiente
relación:
DBO5 efluente = DBO5 soluble del afluente que escapa al tratamiento +
+ DBO5 de los sólidos suspendidos del efluente
a) Determinar la DBO5 de los sólidos suspendidos del efluente.
1. La fracción biodegradable de los sólidos biológicos del efluente es 0,65 (20
mg/l) = 13,0 mg/l.
2. La DBOL última de los sólidos biodegradables del efluente es (13,0 mg/l) · (1,42
mg/mg) = 18,5 mg/l.
3. DBO5 de los SS del efluente = 18,5 mg/l · 0,68 = 12,6 mg/l.
b) Despejar el valor de la DBO soluble del afluente que escapa al tratamiento.
20 mg/l = S + 12,6 mg/l
S= 7,4 mg/l
2. Calcular las concentraciones de sólidos suspendidos totales y volátiles en el líquido
mezcla y la masa de SSV en el reactor:
a) Los sólidos suspendidos volátiles se pueden estimar utilizando la Ecuación 8.48:
X = QSo/V(F/M)
Dado que el tiempo de detención hidráulica es de 1,0 d y que el 60 por 100 del volumen
total del reactor se vacía cada día, el volumen de tanque necesario será de:
V = 3.800 m3 · 1,0 d / 0,60 = 6.333 m3
Utilizando el volumen de tanque calculado, la concentración de SSVLM resulta ser de:
X = (3.800 m3/d (250 mg/l))/(6.333 m3/d(0,1 kg DBO/kg SSVLM · d)) = 1.500 mg/l
b) La concentración total de sólidos suspendidos en el reactor se puede estimar de la
siguiente forma:
SST = concentración media de SS inertes del afluente + SSV/0,8 =
= (200 - 150)mg/l + (1.500 mg/l)/0,8 = 50 mg/l + 1.875 mg/l = 1.925 mg/l
c) La masa de SSV en el reactor es de:
Masa de SSV = (6.333 m3) · (l.500 mg/l) · (1/1.000 kg/mg · l/m3) = 9.500kg
d) La masa total de SS en el reactor es de:
Masa de SS = (6.333 m3) · (l.925 mg/l) · (1/1.000kg/mg ·1/m3) = 12.191 kg
3. Estimar el volumen ocupado por el fango sedimentado al final del ciclo de 7 días
antes de que se realice la purga de fango del reactor.
a) Determinar la masa de SS contenida en el reactor al final de cada día utilizando la
siguiente relación:
Xn = Xo + S(n=1,...,7)[(Pxn)/0,8 + SSin]
donde:
Xo = SS iniciales después del vaciado.
Pxn =Sólidos generados durante el n-ésimo día debido a la conversión de la materia
orgánica contenida en el agua residual.
SSin = Sólidos inertes añadidos cada día.
El valor de Pxn basado en los SSV, se puede calcular utilizando la siguiente expresión:
Pxn = Y(So - S)Q(1/1.000 l/m3.kg/mg) - kdXn-1
donde Xn-1 = SSV contenidos en el sistema al inicio del n-ésimo día. Para aumentar la
precisión, el valor de X a emplear en la ecuación indicada debería ser el valor medio
correspondiente al n-ésimo día. Sin embargo, al utilizar el valor de X correspondiente al
inicio del día, el valor de Pxn se sobreestima ligeramente (véanse los cálculos que
siguen). La ligera sobreestimación del valor de Pxn conduce a estimaciones de la masa
total contenida en el reactor más conservadoras, lo cual es aceptable.
Por ejemplo, la masa neta de SSV producida durante el primer día vale:
Px1 = 0,65(250 - 7,4)(3.800 m3)(1/1.000 l/m3 kg/mg) - 0,05 · 9.500kg = 124 kg
Los sólidos suspendidos inertes añadidos el primer día valen:
Px1 = (50) · (3.800) · (1/1.000) = 190kg
La masa de SS contenida en el reactor al final del primer día es:
X1 = 12.191 + 124/0,8 + 190 = 12.536 kg
Análogamente, la masa neta de SSV producida durante el segundo día, será:
Px2 = 0,65(250 - 7,4)(3.800 m3)(1/1.000 l/m3 kg/mg) - 0,05(9.500 + 124) kg =488 kg
Los sólidos suspendidos inertes añadidos el segundo día valen:
Px2= (59) · (3.800) · (1/1.000) = 190kg
La masa de SS contenida en el reactor al final del segundo día es:
X2 = 12.536 + 488/0,8 + 417 = 13.336 kg
Siguiendo el mismo razonamiento, se puede calcular la masa de SSV y SS contenidos
en el reactor al final de cada día, datos que se ofrecen en la siguiente tabla:
4. Determinar el volumen necesario para el almacenamiento de fango. Para una
concentración media del fango sedimentado de 8.000 mg/l y un peso especifico 1,02, el
volumen aproximado será de:
Vs = 16.000 kg /1,02(1.000 kg/m3 · 8.000/106) =l.960m3
El volumen disponible es de 2.533 m3. Comoquiera que el volumen necesario para
almacenar el fango es inferior al volumen disponible, el sistema de vaciado funcionará
adecuadamente (véase Comentario).
5. Determinar la profundidad de líquido limpio situado por encima del nivel del fango:
Profundidad total de líquido después del vaciado = (1 0,60) · 6,5 m = 2,6 m
Profundidad de fango = (2,6 m) (1.960 m3)/(2.533 m3) =201 m
Profundidad de líquido limpio = 2,6 m - 2,01 m = 0,59 m
Comentario. El volumen de vaciado de los reactores discontinuos secuenciales se suele
limitar a alrededor del 50 por 100 del volumen total. En el punto más bajo del ciclo de
vaciado, el nivel del liquido debe estar a una distancia adecuada del nivel de fango para
evitar la descarga de sólidos sedimentados.
10.4 LAGUNAS AIREADAS
Una laguna aireada es un depósito en el que el agua residual se trata en la modalidad de
flujo continuo sin o con recirculación de sólidos. La principal función de este proceso es
la conversión de la materia orgánica. Normalmente se suele aportar oxígeno con
aireadores superficiales o con sistemas de difusión de aire. Al igual que en otros
sistemas de cultivo en suspensión, la turbulencia creada por los sistemas de aireación se
utiliza para mantener en suspensión el contenido del depósito.
Dependiendo del tiempo de retención, el efluente de una laguna aireada puede contener
entre un tercio y la mitad de la DBO afluente, en forma de tejido celular. La mayor parte
de estos sólidos se debe eliminar por decantación antes de la descarga del efluente (un
tanque de sedimentación o un estanque suelen ser elementos habituales en la mayoría de
los sistemas de lagunaje). Si se realiza la recirculación de sólidos a la laguna, el proceso
no presenta diferencia alguna con un proceso de fangos activados modificado. En la
Figura 10-30 se muestra una laguna aireada típica.
FIGURA 10-30
Laguna aireada típica equipada con aireadores flotantes de baja velocidad de grandes
dimensiones.
Consideraciones de diseño del proceso
Los factores que hay que tener en cuenta en el diseño de lagunas aireadas son (1)
eliminación de DBO; (2) características del efluente; (3) demanda de oxígeno; (4) efecto
de la temperatura; (5) demanda energética para el mezclado, y (6) separación de sólidos.
En lo que sigue se consideran los cuatro primeros de estos factores, y su aplicación se
ilustra en el Ejemplo 10-4. Las necesidades energéticas ya se han comentado
anteriormente (véase el apartado «Aireadores mecánicos»), y la separación de sólidos se
analiza al final de esta sección.
Eliminación de DBO. Ya que una laguna aireada se puede considerar como un reactor
de mezcla completa sin recirculación, como se comentó en el Capítulo 8, el diseño se
puede llevar a cabo basándose en el tiempo medio de retención celular. La elección del
tiempo medio de retención celular se debe llevar a cabo asegurando (1) que los
microorganismos en suspensión bioflocularán haciendo sencilla su eliminación por
sedimentación, y (2) la adopción de un factor de seguridad adecuado en relación con el
tiempo medio de retención celular límite que produce la pérdida de sólidos. Los valores
típicos de lagunas aireadas para el tratamiento de aguas residuales domesticas varían
entre 3 y 6 días. Una vez seleccionado el valor de THETAc se puede estimar la
concentración de substrato soluble en el efluente, y calcularse la eficiencia de
eliminación utilizando las ecuaciones propuestas en el Capítulo 8.
Una posibilidad alternativa es suponer que la eliminación de DBO observada (sea la
global, incluida la contribución de los sólidos suspendidos y de los sólidos solubles, o
sólo la soluble), se puede describir con una función de eliminación de primer orden. La
eliminación de DBO5 se mide entre la entrada y la salida de la laguna de aireación (no a
la salida de las instalaciones de sedimentación). La ecuación correspondiente para una
única laguna aireada es la siguiente (vease deducción en el Apéndice G):
S/So = 1 / (1 + k(V/Q)) (10.20)
donde:
S = DBO5 del efluente, mg/l.
So = DBO5 del afluente, mg/l.
k = constante global de eliminación de DBO5 de primer orden, d-1.
V = volumen, m3.
Q = caudal, m3/d.
Los valores registrados de k varian entre 0,25 y 1,0. Para la fracción de DBO5 soluble,
los valores de k serían mayores. La aplicación de esta ecuación se ilustra más adelante
en este capítulo, en el Ejemplo 10-5.
Características del efluente. Las características del efluente de una laguna aireada que
revisten importancia son la concentración de DBO5 y de sólidos suspendidos. La DBO5
del efluente estará compuesta por los constituyentes anteriormente citados en relación
con el proceso de fangos activados y, en algunas ocasiones, podrán tener un pequeño
contenido de algas. Los sólidos del efluente están constituidos por una fracción de los
sólidos suspendidos entrantes, los sólidos biológicos generados en la conversión de los
residuos, y ocasionalmente pequeñas cantidades de algas. La producción de sólidos
debida a la conversión de los residuos orgánicos solubles se puede estimar mediante la
Ecuación 8.27.
Demanda de oxígeno. La demanda de oxígeno se calcula siguiendo el método
anteriormente descrito en la Sección 10.1, que trata sobre el diseño de los procesos de
fangos activados. A partir de resultados obtenidos en plantas de tratamiento de aguas
residuales domésticas e industriales, se ha podido comprobar que la necesidad de
oxígeno oscila entre 0,7 y 1,4 veces la cantidad de DBO5 eliminada.
Temperatura. Los efectos de los cambios de temperatura se deben considerar en el
proyecto de lagunas aireadas ya que éstas se suelen construir y explotar en lugares con
condiciones climáticas muy variables. Los dos efectos de la temperatura más relevantes
son (1) reducción de la actividad biológica y de la eficiencia del tratamiento, y (2)
formación de hielo.
El efecto de la temperatura sobre la actividad biológica se describe en el Capitulo 8. A
partir de la temperatura del agua residual entrante, la temperatura del aire, la superficie
de la laguna, y del caudal de agua residual, la temperatura resultante en la laguna
aireada se puede estimar empleando la siguiente ecuación, cuyo desarrollo corresponde
a Mancini y Barnhart [241:
(Ti - Tw) = (Tw - Ta)fA/Q (10.21)
donde:
Ti = temperatura del afluente, ºC.
Tw = temperatura del agua de la laguna, ºC.
Ta = temperatura ambiente del aire, ºC.
f = factor de proporcionalidad.
A = superficie, m2.
Q = caudal de agua residual, m3/d.
El factor de proporcionalidad incorpora los coeficientes de transferencia de calor
adecuados al caso e incluye el incremento de la superficie que se produce debido a la
aireación, el efecto del viento, y el efecto de la humedad. En el este de los Estados
Unidos, este coeficiente presenta un valor típico de 0,5. Para calcular la temperatura de
la laguna, la Ecuación 10.21 se puede reescribir en la forma:
Tw = (AfTa + QTi) / (Af + Q) (10.22)
Como alternativa, si se dispone de datos climatológicos, la temperatura media de la
laguna se puede determinar a partir del análisis del inventario del calor suponiendo que
la laguna se halla en condiciones de mezcla completa.
En los casos en los que la posibilidad de heladas represente un problema, los efectos
sobre la explotación de las lagunas se deben minimizar aumentando la profundidad de
aquéllas o modificando el sistema de explotación. El efecto que produce la reducción de
la superficie se ilustra en el Ejemplo 10-4. Como se observa en el cálculo realizado, la
reducción de la superficie a la mitad conlleva un incremento de temperatura de 3,8 ºC,
lo cual corresponde aproximadamente a un incremento de la actividad biológica de un
30 por 100. Conforme se aumenta la profundidad de la laguna, crecen las dificultades
para mantener un régimen de flujo de mezcla completa. Si la profundidad se incrementa
hasta superar los 3,7 m, se hace necesario emplear sistemas de aireación mediante
difusores o aireadores con campanas de aspiración.
Ejemplo 10-4. Etecto de la superficie de una laguna sobre la temperatura del líquido.
Determinar el efecto que se produce al reducir a la mitad la superficie de una laguna (de
9.290 a 4.645 m2) doblando la profundidad de la misma. Considerar las siguientes
condiciones:
1. Caudal = 3.800 m3/d.
2. Temperatura del agua residual = 15,6ºC.
3. Temperatura del aire, Ta = -6,7ºC
4. Constante de proporcionalidad, f = 0,5.
Solución
1. Determinar la temperatura de laguna para el caso en el que la superficie es de 9.290
m2 utilizando la Ecuación 10.22.
Tw = (AfTa + QTi) / (Af + Q)
Tw = (9.290(0,5)(-6,7) + 3.800 · 15,6) / (9.290(0,5) + 3.800) = 3,4ºC
2. Determinar la temperatura de laguna para el caso en el que la superficie es de 9.290
m2 utilizando la Ecuación 10.22.
Tw = (4.645(0,5)(-6,7) + 3.800 · 15,6) / (50.000(0,5) + 3.800) =7,2ºC
En los sistemas de lagunaje de varias lagunas, los efectos del clima frío se pueden
mitigar introduciendo cambios estacionales en los métodos de explotación. Durante las
épocas cálidas, las lagunas se explotarán en paralelo. En invierno, funcionarán en serie.
En el esquema de funcionamiento invernal, se pueden dejar fuera de servicio y retirar
los aireadores de la segunda laguna, dejando que se hiele su superficie. Una vez se
produce el deshielo, en primavera, se recupera el esquema de funcionamiento en
paralelo. Con este sistema de operación, se pueden conseguir rendimientos de
eliminación de DBO5 del 60 y el 70 por 100 aún en los meses más fríos del invierno.
Otro método alternativo para mejorar el rendimiento en invierno consiste en recircular
parte de los sólidos eliminados por sedimentación.
Proyecto de lagunas de aireadas
El proyecto de lagunas aireadas se ilustra en el Ejemplo 10-5.
Ejemplo 10-5. Proyecto de una laguna aireada. Diseñar una laguna aireada para tratar
una caudal de agua residual de 3.800 m3/d, incluyendo el número de aireadores
superficiales y sus potencias. El agua tratada se va a mantener en un tanque de
sedimentación durante un tiempo de detención de 2 d antes del vertido. Suponer
aplicables las siguientes condiciones y requisitos:
1. Sólidos suspendidos del afluente = 200 mg/l.
2. Los sólidos suspendidos del afluente no están biológicamente
degradados
3. DBO5 soluble del afluente = 200 mg/l.
4. DBO5 soluble del efluente = 20 mg/l.
5. Sólidos suspendidos del efluente tras la sedimentación = 20 mg/l.
6. Coeficientes cinéticos: Y = 0,65, Ks = 100 mg/l, kd = 0,07 d-1.
7. Los sólidos totales producidos son iguales a los SSV calculados
divididos por 0,80.
8. Constante de tasa de eliminación de la DBO5 soluble de primer orden
k = 2,5 d-1 a 20ºC.
9. Temperatura en verano = 30ºC.
10. Temperatura en invierno = 10ºC.
11. Temperatura del agua residual = 15ºC.
12. Coeficiente de temperatura: THETA = 1,06.
13. Constantes de aireación: alfa = 0,85, ß = 1,0.
14. Altitud = 610 m.
15. Concentración de oxígeno a mantener en el líquido = 1,5 mg/l.
16. Profundidad de la laguna = 3 m.
17. Tiempo medio de retención celular = 4 días.
Solución
1. Sobre la base de un tiempo medio de retención celular de 4 días, se determina la
superficie de la laguna:
Volumen V = Q THETAc = (3.800 m3/d)4 d = 15.200 m3
Superficie = 15.200 m3/3 m = 5.066 m2
2. Cálculo de las temperaturas del liquido en verano y en invierno utilizando la
Ecuación 10.22:
Verano:
Tw = (5.066 · 0,494 · 30 + 3.800 · 15,6)/(5.066 · 0,494 · 3.800) = 21,2ºC
Invierno:
Tw = (5.066 · 0,494 · 10 + 3.800 · 15,6)/(5.066 · 0,494 · 3.800) = l3,4ºC
3. Estimación de la DBO5 soluble del efluente durante el verano empleando la Ecuación
8.28.
S = Kx(1 + THETA kd)/(THETA(Yk - kd) -1)
= 100[1 + 4(0,07)]/(4[0,65(6) - 0,07] - 1) = 8,9 mg/l
(Nota: El valor correspondiente al efluente de las instalaciones de sedimentación será
aproximadamente el mismo.)
Este valor se ha calculado utilizando constantes cinéticas de crecimiento establecidas
para temperaturas entre 20 y 25 ºC. Por lo tanto, durante los meses de verano, la
limitación de 20 mg/l se satisfará con relativa facilidad. Comoquiera que no existe
información fiable acerca de cómo corregir estas constantes para adecuarlas a
temperaturas invernales (13,4 ºC), se puede obtener una estimación del efecto de la
temperatura utilizando la constante de eliminación de la DBO5 soluble de primer orden.
4. Estimación de la DBO5 del efluente.
a) Corregir la constante de velocidad de eliminación por los efectos de la temperatura de
acuerdo con la Ecuación 8.14.
kT / k20 = THETAT-20
Verano (21,3 ºC):
k21,3 = 2,5(1,06)21,3 - 20 = 2,70
Invierno (13,4 ºC):
k13,4 = 2,5(1,06)13,4 - 20 = 1,7
b) Determinar la DBO5 del efluente empleando la Ecuación 10.20 sustituyendo THETA
por V/Q:
S/So = 1/(1+k THETA)
Verano (21,3 ºC):
S/200 = 1/(1+2,71(4))
S = 16,9 mg/l
Invierno, (13.4 ºC):
S / 200 = 1 / ( 1 + 1,7(4))
S = 25,6 mg/l
Relación de (Sinvierno/Sverano) 0 25,6 / 16,9 = 1,5
Aplicando esta relación a la DBO5 soluble del efluente calculada utilizando las
constantes cinéticas de crecimiento, se obtiene un valor de 13,4 mg/l aproximadamente.
Si se utiliza la relación de las constantes de tasa de eliminación se obtiene
aproximadamente el mismo valor.
Nota. Los cálculos precedentes se han efectuado únicamente para ilustrar el método. El
valor de la constante de eliminación se deberá calcular para el agua residual en cuestión,
en ensayos de laboratorio o en plantas piloto, tal como se había indicado en el Capítulo
8 y en el Apéndice H.
5. Estimación de la concentración de sólidos biológicos producidos (Ec. 8.27).
X = Y(So - S)/(1 + kdTHETA) = 0,65(200 - 8,9)/(1 + 0,07(4)) = 97 mg/l VSS
Un cálculo aproximado de los sólidos biológicos producidos se puede obtener
multiplicando el coeficiente de producción propuesto (base DBO5) por la DBO5
eliminada.
6. Estimación de los sólidos suspendidos del efluente de la laguna antes de la
decantación.
SS = 200 mg/l + (97 mg/l/0,80) = 321 mg/l
Con una carga de superficie extremadamente baja y en un estanque de retención con
tiempo de detención de 2 días, se puede conseguir un efluente con contenido en sólidos
inferior a 20 mg/l.
7. Estimar la demanda de oxígeno utilizando la Ecuación 10.5.
kg O2/d = (Q(So - S) · 1/1000)/f - 1,42 Px
a) Determinar Px, cantidad de sólidos purgados diariamente:
Px = (97 mg/l) · (3.800 m3/d) · (1/1.000 l/m3 · kg/mg) = 369 kg
b) Suponiendo que el factor de conversión de DBO5 a DBOL es 0,68, determinar la
demanda de oxígeno:
kg O2/d = ((3.800 kg/d)[(200 - 8,9) mg/l · (1/1000)]/0,68) - 1,42(369 kg/d) = 544 kg/d
8. Calculo de la relación entre el oxígeno necesario y la DBO eliminada.
Demanda de O2 / DBO5 eliminada = 544 kg/d / ([(200 - 8,9) mg/l] · (3.800 m3/d ·
1/1.000)) = 0,75
9. Determinar las necesidades de potencia de aireación suponiendo que la capacidad
nominal de transferencia de los aireadores a utilizar es de 1,8 kg O2/kW · h.
a) Determinar el factor de corrección para aireadores superficiales en condiciones de
verano utilizando la Ecuación 10.19. (Nota: Factor de corrección N/No)
1. Concentración de saturación de oxígeno a 21,3 ºC = 8,87 mg/l (véase Apéndice
E).
2. Concentración de saturación de oxígeno a 21,3ºC corregida por altitud = 8,87 ·
0,94 = 8,34 mg/l (véase Fig. 10-17).
3. Cs20 = 9,08 (Apéndice E).
Factor de corrección = [(ßCwalt - CL)/Cs20 1,024T-20 alfa]
= (8,34 - 1,5)/9,08 (1,02421,2 -20)0,85 = 0,67
b) El valor N de la capacidad de transferencia de oxigeno en condiciones reales es igual
a:
N = No · (0,67) = 1,8(0,67) = 1,20kg kW · h
La cantidad de O2 transferida diariamente por aireador es de 28,8 kg/kW · d.
La potencia total necesaria para satisfacer la demanda de oxigeno es de:
hp = (544 kg O2/d) / (28,8 kg O2/hp · d) = 18,9 kW
10. Comprobar las necesidades energéticas para el mezclado. Suponer que para un
régimen de flujo de mezcla completa la potencia necesaria es de 15,6kW/103 m3.
1. Volumen de la laguna = 15.200 m3.
2. Potencia necesaria = 15,6 · 15,2 = 237 kW.
3. Utilizar 8 aireadores superficiales de 30 kW.
Comentario. Para instalaciones proyectadas para el tratamiento de aguas residuales
domésticas, la potencia necesaria para el mezclado suele ser el factor de diseño que
controla el dimensionamiento de los aireadores. La energía necesaria para satisfacer la
demanda de oxígeno suele ser el factor de diseño que controla el dimensionamiento de
los aireadores en los casos en los que se tratan aguas residuales de origen industrial. Es
conveniente hacer constar que, en algunos casos en los que la potencia necesaria para el
mezclado es notablemente superior a la potencia necesaria para la transferencia de
oxígeno, las lagunas aireadas no se hacen funcionar en régimen de mezcla completa.
Separación de sólidos
Si el efluente de las lagunas aireadas debe cuplir los requisitos definidos por la EPA
para los tratamientos secundarios (véase Tabla 4-1), será necesario incorporar algún
sistema de sedimentación. Normalmente, la sedimentación se lleva a cabo en grandes
tanques excavados en el terreno expresamente construidos a tales efectos o en
instalaciones de sedimentación más convencionales. En el caso de que se empleen
tanques de grandes dimensiones excavados en el terreno, se deben observar
detalladamente los siguientes requisitos: (1) el tiempo de retención debe ser adecuado
para conseguir el grado de eliminación de sólidos suspendidos deseado; (2) se debe
disponer de espacio (volumen) suficiente para el almacenamiento de fangos; (3) se debe
minimizar el crecimiento de algas; (4) se deben controlar los olores que puedan
producirse como resultado de la descomposición anaerobia del fango , y (5) estudiar la
necesidad de impermeabilizar el terreno. En algunos casos, debido a las condiciones
locales, estos factores pueden oponerse unos a otros.
En la mayoría de los casos, para conseguir los niveles de separación de sólidos
deseados, son precisos tiempos de retención mínimos de 6 a 12 horas [1]. Si se emplea
un tiempo de detención entre 6 y 12 horas, se deben tomar las medidas oportunas para el
almacenamiento de fango, de modo que la acumulación de sólidos no reduzca el tiempo
de retención. Es más, si todos los sólidos se depositan en zonas delimitadas, puede ser
necesario aumentar el tiempo de detención para contrarrestar los efectos de mala
distribución hidráulica existente. Bajo condiciones anaerobias, entre el 40 y el 60 por
100 de los sólidos suspendidos volátiles se degradarán cada año. Suponiendo que sea
aplicable un análisis cinético de primer orden, para estimar la degradación de sólidos
suspendidos volátiles se puede emplear la siguiente expresión:
Wt = Woe-kdt (10.23)
donde:
Wt = masa de SSV no degradada en el tiempo t, kg.
Wo = masa de sólidos inicialmente depositada, kg.
kd = coeficiente de degradación, d-1 o año-1.
t = tiempo, d o años.
Dos problemas que a menudo se presentan en el uso de tanques de sedimentación son el
crecimiento de algas y el desprendimiento de olores. Los crecimientos de algas,
normalmente, se pueden controlar limitando el tiempo de detención hidráulica por
debajo de 2d. En el caso de que se deban emplear tiempos de detención más dilatados,
el contenido de algas se puede reducir con un filtro de piedras (véase Sección 10.8), o
con un tamiz. Los olores que se producen como consecuencia de la descomposición
anaerobia, generalmente, se pueden controlar manteniendo una profundidad mínima de
agua de 1 m. En zonas extremadamente calurosas, se ha tenido que emplear
profundidades de hasta 1.8 para eliminar los olores, especialmente los producidos por la
formación de sulfuro de hidrógeno.
Si no se dispone de espacio para tanques de sedimentación de grandes dimensiones, se
pueden emplear instalaciones de sedimentación convencionales. Para reducir los costes
constructivos asociados a los decantadores convencionales de hormigón o de acero, se
pueden emplear tanques excavados en el terreno dotados de revestimientos adecuados.
El proyecto de grandes tanques de sedimentación excavados en el terreno para el uso
con lagunas aireadas se ilustra en el Ejemplo 10-6.
Ejemplo 10-6. Diseño de un tanque de sedimentación de gran tamaño para una
laguna aireada excavado en el terreno sin recubrimiento. Proyectar un tanque de
sedimentación excavado en el terreno para la laguna aireada del Ejemplo 10-5. Suponer
un tiempo de detención hidráulica de 2 d y que el nivel del liquido sobre la capa de
fangos al máximo nivel de acumulación de los mismos es de 1,5 m. En este ejemplo,
suponer que el 70 por 100 de los sólidos totales descargados en el tanque de
sedimentación son volátiles. Suponer, asimismo, que el tanque de sedimentación se
limpia cada 4 años.
Solución
1. Determinar la masa de fangos que se puede acumular en el tanque cada año sin que se
produzca descomposición anaerobia.
Masa = (SSi - SSe) · Q · (1/1.000 m3/l · kg/mg)(365 d/año)
donde:
SS = sólidos suspendidos en el afluente al tanque de sedimentación, mg/l.
SSe = sólidos suspendidos en el efluente del tanque de sedimentación, mg/l.
Q = caudal, m3/d.
a) Calcular los sólidos totales añadidos cada año.
Masa = [(321 - 20) mg/l] · (3.800 m3 d) · (1/1.000) = 417.487 kg/año
b) Calcular la masa de sólidos volátiles y sólidos fijos añadidos cada año, suponiendo
que SSV = 0,70 · SS.
i. Sólidos volátiles:
(Masa)SSV = 417.487 kg/año · 0,70 = 292.241 kg/año
ii. Sólidos fijos:
(Masa)SF = (417.487 - 292.241) kg/año = 125.246 kg año
2. Determinar la cantidad de fango que se acumulará al final de los 4 años. Suponer que
la máxima reducción de sólidos volátiles que se producirá será del 75 por 100, y que
ello tendrá lugar en 1 año. Para simplificar el problema, suponer que los sólidos
suspendidos volátiles depositados experimentan una descomposición lineal. Dado que
los sólidos volátiles sufrirán la máxima descomposición en 1 año, para determinar la
cantidad máxima de sólidos volátiles remanentes al final de cada año de operación, se
puede utilizar la siguiente expresión:
(SSV)t = [0,7 + 0,25(t - 1)] · 292.241 kg/año
donde (SSV)t = sólidos suspendidos volátiles al cabo de t años, kg.
t = tiempo, años.
a) Sólidos suspendidos volátiles acumulados al final del 4º año
SSVt = [0,7 + 0,25(4 - 1)] · 292.241 kg/año = 423.749 kg
b) Sólidos totales acumulados al final del 4º año
SSt = 423.749 + 4 años · (125.246 kg/año) = 924.733 kg
3. Determinar el volumen de liquido necesario y las dimensiones del tanque de
sedimentación:
a) Volumen del tanque de sedimentación
V = (2 d) · (3.800 m3/d) = 7.600 m3
b) Superficie del tanque de sedimentación
As = 7.600 m3 / 1,5 = 5.066 m3
La relación de forma de la superficie del tanque de sedimentación (relación entre
anchura y longitud) depende de la geometría de la parcela disponible.
4. Determinar la profundidad necesaria para el almacenamiento del fango.
a) Determinar la masa de fango acumulado por cada metro cuadrado.
Masa acumulada de fango = 924.733 kg
Masa por unidad de área = 924.733/5.066 m2= 182 kg/m2
b) Determinar la profundidad necesaria suponiendo que los sólidos depositados se
compactarán hasta un valor medio del 15 por 100 y que su densidad es 1,06.
(182 kg/m2)/d,m = (1,06)(0,15)(1.000 kg/m3)
d = (182 kg/m2) / (1,06)(0,15)(1.000 kg/m3) = 1,14 m
Dado que puede ser difícil proporcionar una profundidad total de 2,64 m (1,50 + 1,14),
puede ser necesario aumentar el tiempo de detención o bien limpiar los tanques de
sedimentación con mayor frecuencia.
10.5 FILTROS PERCOLADORES
Los filtros percoladores han sido utilizados para el tratamiento biológico del agua
residual durante casi 100 años. Los filtros percoladores modernos están formados por un
lecho de medio filtrante sobre el que se distribuye continuamente el agua residual. El
análisis teórico del funcionamiento de los filtros percoladores y la microbiología del
proceso se describen en el Cap. 8. En los siguientes apartados se discute la clasificación
de los diferentes tipos de filtros, el proyecto de las instalaciones y el diseño del proceso
de filtros percoladores.
Clasificación de los filtros
Los filtros percoladores se clasifican por las cargas orgánicas o hidráulicas aplicadas.
Las categorías en las que se dividen son de carga baja o normal, de carga media, de alta
o muy alta carga, y de desbaste. A menudo, se emplean sistemas de filtros de dos etapas
en los que se conectan en serie dos filtros percoladores. El intervalo habitual de cargas y
las características operacionales de los diferentes tipos de filtros se indican en la Tabla
10-13.
Filtros de baja carga. Un filtro de baja carga es un dispositivo relativamente sencillo y
de gran fiabilidad, que produce una calidad estable del efluente con independencia de la
naturaleza cambiante del afluente. Los filtros pueden ser circulares o rectangulares.
Generalmente, se mantiene una carga hidráulica constante, no por recirculación, sino
por medio de bombas con control del nivel de succión o con sifones dosificadores. Los
tanques dosificadores son de pequeño tamaño, generalmente con un tiempo de
detención de tan sólo 2 minutos para el caudal doble del de proyecto, de tal modo que se
minimice la intermitencia de la dosificación. Aún así, en plantas de pequeñas
dimensiones, el escaso caudal nocturno puede dar lugar a dosificaciones intermitentes,
hecho que puede hacer necesario recircular caudales para mantener la humedad del
medio [48]. Si el tiempo entre dosificaciones es superior a 1 o 2 horas, se reduce la
eficiencia del proceso debido a que el descenso de la humedad afecta a la película
biológica.
En la mayoría de los filtros de baja carga, sólo los niveles superiores del mismo (0,6 a
1,2 m) presentan un desarrollo elevado de película biológica. Como consecuencia de
ello, en las zonas inferiores pueden proliferar bacterias nitrificantes autótrofas que
oxidan el nitrógeno amoniacal para transformarlo en nitritos y nitratos. Si la población
nitrificante está suficientemente desarrollada, y si las condiciones climáticas y las
características del agua residual son las adecuadas, los filtros de baja carga bien
operados pueden producir un efluente con un elevado nivel de eliminación de DBO y
altamente nitrificado.
Si se dispone de una línea piezométrica favorable, una ventaja de los filtros
percoladores reside en el hecho de que el flujo se puede mantener por gravedad. Si el
terreno es demasiado llano para ello, puede ser necesario bombear el agua. El
desprendimiento de olores es un problema habitual en los filtros percoladores,
especialmente si el agua residual es séptica o si el clima es caluroso. Los filtros no se
deben ubicar en lugares en los que el desprendimiento de olores pueda representar un
inconveniente. A no ser que se adopten medidas de control adecuadas, en los filtros
pueden aparecer poblaciones de moscas (Psychoda).
TABLA 10-13
Información típica de diseño para filtros percoladores
b
Consultar la Tabla 10-15 para información acerca de las características físicas de varios
medios filtrantes.
Filtros de media y alta carga. En los filtros de carga media y alta, la recirculación del
efluente del filtro o del efluente final permite la utilización de cargas orgánicas más
elevadas. En la Figura 10-31 se muestran los diagramas de flujo de diversos sistemas de
carga media y alta carga. Los filtros de carga media son similares a los filtros de baja
carga, y puede ser circulares o rectangulares. El flujo de caudal al filtro suele ser
continuo, a pesar de que se considera aceptable el riego intermitente del medio filtrante.
Los filtros de alta carga se proyectan para cargas notablemente superiores a las
correspondientes a filtros de baja carga. La recirculación del efluente del clarificador del
filtro permite conseguir rendimientos de eliminación parecidos a los de los filtros de
baja carga y de carga media. La recirculación a través del filtro del efluente del filtro
(primer diagrama de la Fig. 10-31a y b) da lugar al retorno de organismos viables y, a
menudo, mejora la eficiencia del tratamiento. La recirculación también ayuda a prevenir
el encharcamiento del filtro y a reducir los problemas de olores y de proliferación de
moscas [48]. Los filtros de alta carga suelen utilizar medios constituidos por piedras o
materiales plásticos. Estos filtros suelen ser circulares, y funcionan con caudal continuo.
Filtros de muy alta carga. Los filtros de muy alta carga trabajan a altas cargas
hidráulicas y orgánicas (véase Tabla 10-3). Las principales diferencias entre los filtros
de muy alta carga y los filtros de alta carga radican en las mayores cargas hidráulicas y
la mayor profundidad (véase Fig. 10-32). El aumento de la profundidad se hace posible
por el empleo de medios más ligeros, de plástico. La mayoría de estos filtros se
constituyen en forma de torres. [62].
Filtros de desbaste. Los filtros de desbaste son filtros de alta carga que se proyectan
para trabajar con cargas orgánicas superiores a 1,6 kg/m3 · d y cargas hidráulicas
superiores a 187 m3/m2 · d. En la mayoría de los casos, estos filtros se utilizan como
pretratamiento del agua residual antes del tratamiento secundario. El proyecto de la
mayoría de los filtros de contacto contempla el uso de medios de plástico [62].
Filtros de dos etapas. En el tratamiento de aguas residuales muy concentradas se suele
utilizar un sistema de dos filtros en serie con un decantador intermedio para la
eliminación de los sólidos generados en el primer filtro (véase el segundo esquema de la
Fig. 10-31b). Fn el Ejemplo 8-2 del Capítulo 8 se ilustra el proceso de diseño de un
sistema de filtros percoladores de dos etapas. El filtro de la primera etapa y el
clarificador reducen la DBO carbonosa, y en la segunda etapa se produce la
nitrificación.
FIGURA 10-31
Diagramas de ftujo de filtros percoladores de intermedia y alta carga con diversos
sistemas de recirculación: (a) filtros de una sola fase, y (b) de dos fases.
FIGURA 10-32
Filtros percoladores típicos de muy alta carga: (a) sin cubrir (de American Surfpac
Corp.), y (b) vista del interior de un filtro cubierto.
Proyecto de las instalaciones físicas
Los factores que hay que tener en cuenta en el proyecto de las instalaciones físicas
asociadas a los filtros percoladores incluyen (1) dosificación del caudal; (2) tipo y
características de alimentación del sistema de distribución; (3) tipo y características
físicas del medio filtrante a utilizar; (4) configuración del sistema de drenaje inferior;
(5) provisión de sistemas de ventilación adecuados, naturales o forzados, y (6) proyecto
de los tanques de sedimentación necesarios.
Dosificación del caudal. Para optimizar el rendimiento de los filtros percoladores, se
debería asegurar de forma continua y uniforme (1) el crecimiento
de la biomasa, y (2) el desprendimiento del exceso de biomasa en función de la carga
orgánica [4]. Para conseguir un crecimiento y desprendimiento uniformes, se ha
comprobado que se necesitan caudales de alimentación del filtro superiores a los valores
normalmente empleados [4,66]. En la Tabla 10-4 se indican los caudales recomendados
que hay que aplicar. El caudal necesario, en cm/paso, también se puede aproximar
multiplicando la carga orgánica aplicada expresada en kg DBO5/103 m3 por el factor
19,0. El caudal instantáneo dosificado es función de la velocidad de rotación del
distribuidor o de la duración de las fases de funcionamiento y parada de un dosificador
fijo. La velocidad de rotación de un distribuidor giratorio se puede determinar utilizando
la siguiente relación [4,66].
n = 1,66(QT) / (A)(DR) (10.24)
donde:
n = velocidad de rotación del distribuidor, r.p.m.
QT = carga hidráulica total aplicada, m3/m2 · h = Q + Qr.
Q = carga hidráulica del agua residual afluente, m3/m2 · h.
Qr = carga hidráulica del caudal recirculado, m3/m2 · h.
A = número de brazos del distribuidos.
DR = caudal de dosificación, cm/paso del brazo distribuidor.
Para conseguir las dosificaciones recomendadas, la velocidad del distribuidor giratorio
se puede controlar (1) invirtiendo la posición de algunos de los orificios existentes
pasándolos a la parte frontal del brazo del distribuidor; (2) añadiendo deflectores para
invertir el sentido de descarga de los orificios existentes, o (3) conectando el
distribuidor a un motor eléctrico de velocidad variable [4]. A velocidad mínima, en
filtros con cargas inferiores a 400 kg/103 · m3 se debería asegurar una dosificación
mínima de 10 cm/paso.
TABLA 10-14
Caudales de dosificación típicos de filtros percoladores
Sistemas de distribución. Debido a su fiabilidad y facilidad de mantenimiento, el
distribuidor rotatorio ha llegado a ser un elemento estándar en los procesos de filtros
percoladores. El distribuidor está formado por dos o más brazos montados sobre un
pivote central, que giran en un plano horizontal. Los brazos son huecos y cuentan con
una serie de boquillas por las cuales se distribuye el agua residual sobre el medio
filtrante. El movimiento del distribuidor puede estar gobernado por la reacción dinámica
de la descarga del agua residual en su salida por las boquillas, o por un motor eléctrico.
La velocidad de rotación, que varía en función de la carga orgánica y del caudal, se
puede determinar con la Ecuación 10.24. Entre la parte inferior del distribuidor y la
superficie del medio filtrante debe existir un espacio libre de entre 150 y 225 mm. Este
espacio libre permite la distribución del agua residual que sale por las boquillas de
forma que el medio quede uniformemente cubierto, y evita que las acumulaciones de
hielo que se puedan producir en los periodos fríos interfieran con el movimiento del
distribuidor.
Los distribuidores se fabrican para filtros percoladores con diámetros de hasta 60 m.
Los brazos del distribuidor pueden ser de sección transversal constante para unidades
pequeñas, o de sección decreciente para mantener una velocidad mínima de transporte.
El espaciamiento de las boquillas es irregular para asegurar un mayor caudal por unidad
de longitud en la periferia que en la zona central. Para obtener una distribución
uniforme sobre toda la superficie del filtro, el caudal por unidad de longitud debe ser
proporcional a la distancia al centro del filtro. La pérdida de carga a través del
distribuidor suele ser del orden de 0,6 a 1,5 m. Las características más importantes que
hay que tener en cuenta al elegir un determinado distribuidor son la robustez de la
estructura, la facilidad de limpieza, la capacidad de manejar grandes variaciones de
caudal manteniendo una adecuada velocidad de giro, y la resistencia a la corrosión de
los materiales y recubrimientos.
Los sistemas de distribución de boquilla fija consisten en una serie de boquillas
rociadoras situadas en los vértices de un conjunto de triángulos equiláteros que cubren
el lecho del filtro. Un sistema de tuberías distribuye el agua residual uniformemente a
todas las boquillas. Se utilizan unas boquillas especiales que consiguen un rociado plano
variándose de forma sistemática la presión para que el agua rociada caiga primero a
mayor distancia de la boquilla para luego, conforme se produce un descenso gradual de
la carga, caiga a una distancia cada vez menor. De esta manera, se consigue aplicar una
dosis uniforme a toda la superficie del filtro. A lo largo de las paredes laterales del filtro
también se utilizan boquillas de medio rociado. Las boquillas se alimentan por medio de
unos tanques de dosificación gemelos que tienen el fondo de manera que proporcionan
mayor volumen a mayor carga (requerida por la mayor superficie de rociado). Los
tanques están dispuestos de manera que se llenan y descargan de forma alternada, y la
descarga a las boquillas se realiza a través de sifones automáticos. La carga necesaria,
medida desde la superficie del filtro hasta el nivel máximo del agua en el tanque de
dosificación, suele oscilar entre 2,4 y 3 m.
Medio filtrante. El medio filtrante ideal es un material que tenga una gran área
superficial por unidad de volumen, que sea económico, y que no se obstruya fácilmente.
En la Figura 10-33 se muestran algunos medios filtrantes típicos. Las características
físicas de los medios filtrantes más empleados, entre los que se incluyen los mostrados
en la Figura 10-33, se indican en la Tabla 10-15. Hasta mediados de los años sesenta, el
material más empleado era granito de alta calidad o escoria triturada. Debido su coste a
problemas como la escasa superficie de poros y la facilidad de obstrucción por la
biomasa, los materiales rocosos se han venido sustituyendo por medios filtrantes de
plástico, madera de secoya, o madera prensada.
FIGURA 10-33
Medios filtrantes típicos para filtros percoladores: (a) piedra; (b) y (c) de plástico de
flujo vertical; (d) de plástico de flujo transversal; (e) de madera de secuoya horizontal, y
(f) desordenada (Figs. (c) y (d), de American Surfpac Corp., (e) de Neptune Microfloc,
y (f) de Jaeger Products, Inc.).
En determinados casos, el uso de materiales rocosos puede más económico, siempre en
función de la disponibilidad de materiales tales como gravas de río o áridos de
machaqueo, que son los más indicados para el uso en filtros percoladores. Los áridos
deben estar bien clasificados, de manera que el 95 por 100 tenga un tamaño entre 75 y
100 mm. Exigiendo un determinado nivel de uniformidad de tamaños se asegura la
presencia de suficientes poros para permitir el flujo del agua residual y para la
circulación de aire. Otras características de los medios filtrantes que revisten
importancia son la resistencia y la durabilidad. La durabilidad se puede determinar con
el ensayo de sulfato de sodio, que se utiliza para probar la consistencia del hormigón.
Debido al peso del medio filtrante, la profundidad de los filtros de medio rocoso se
suele limitar entre 1,5 y 3 m.
TABLA 10-15
Propiedades físicas de los medios filtrantes de los filtros percoladores
b
Tamaño del modulo.
En la Figura 10-33 se ilustran varios tipos de medios filtrantes a base de plásticos. Los
medios de plástico moldeado tienen apariencia de colmena. En su construcción, se
entrelazan láminas de cloruro de polivinilo (PVC) lisas o corrugadas para formar
módulos rectangulares. Estas láminas suelen tener una superficie corrugada para
favorecer el crecimiento de la película biológica y para aumentar el tiempo de
detención. Cada nivel de módulos se dispone ortogonalmente al nivel anterior para
mejorar la distribución del agua residual. Los dos principales tipos de medios de
láminas de plástico corrugado son los verticales y los de flujo transversal (véase Fig. 1033h, e, d). Ambos tipos de medio resultan eficientes en la eliminación de la DBO y de
los SS para un amplio intervalo de cargas [8, 15]. Con el uso de medios de madera o de
plástico, se han construido filtros de hasta 12 m de profundidad. La capacidad de
trabajar a altas cargas y la dificultad de obturación que ofrecen estos tipos de medios los
hacen especialmente indicados para su uso en filtros de alta carga.
Sistemas de drenaje inferior. El sistema de recogida del agua residual, en los filtros
percoladores, consiste en unos dispositivos de drenaje inferior para la recogida del agua
residual filtrada y de los sólidos desprendidos del medio filtrante, y su conducción al
tanque de sedimentación final. En el caso de medios filtrantes rocosos, el sistema de
drenaje inferior suele consistir en bloques de arcilla vitrificada o parrillas de fibra de
vidrio que descansan sobre un falso fondo sobre la solera del filtro (Fig. 10-34). La
solera y el sistema de drenaje inferior deben ser suficientemente resistentes para
soportar el peso del medio, de la película biológica, y del agua residual. La solera y el
sistema de drenaje están dotados de una cierta pendiente (entre el 1 y el 5 por 100) para
llevar el agua recogida a canales de drenaje perimetrales o situados en el centro del
filtro. Los canales de extracción del efluente se diseñan de modo que se consiga una
velocidad mínima de flujo de 0.6 m/s para el caudal medio diario [62]. Los sistemas de
drenaje inferiores pueden estar abiertos en ambos extremos para facilitar las labores de
inspección y limpieza en caso de que estén obturados. También sirven para ventilar el
filtro, proporcionando el aire que precisan los microorganismos de la película biológica,
de modo que deberían estar comunicados al menos con un canal perimetral para la
ventilación de la zona del muro y con el canal de recogida central.
FIGURA 10-34
Sistemas de drenaje inferior para filtros de piedra: (a) parrilla de fibra de vidrio, y (b)
bloques de gres.
En el caso de medios de plástico, el sistema de drenaje inferior y de soporte consiste o
en un sistema de apoyos y viguetas o una parrilla. En la Figura 10-35 se muestra un
sistema de drenaje inferior típico para filtros de torre. El sistema de vigas y apoyos suele
emplear vigas prefabricadas de hormigón que descansan sobre unos soportes. El medio
se dispone encima de las vigas, que tienen canales en su parte superior para asegurar el
libre flujo de agua residual y aire. Todos los sistemas de drenaje inferior se deben
diseñar de modo que permitan la posterior incorporación de un sistema de ventilación
forzada caso de que se produzcan variaciones en las condiciones de funcionamiento del
filtro.
Ventilación. Para el correcto funcionamiento de un filtro percolador es de esencial
importancia la existencia de un flujo de aire a través del mismo. Los principales factores
que intervienen en el flujo de aire en un filtro abierto en su parte superior son la
ventilación natural y la acción del viento. En el caso de la ventilación natural, el agente
que genera el flujo de aire es el gradiente de temperatura existente entre el aire
contenido y el aire atrapado en los poros del filtro. Si el agua residual tiene una
temperatura inferior a la del aire ambiente, el aire de los poros será frío y el flujo de aire
se producirá en sentido descendente. Si el aire ambiente tiene menor temperatura que el
agua residual, el flujo de aire será ascendente. La primera situación es menos favorable
desde el punto de vista de la transferencia de masas, ya que la presión parcial del
oxígeno (y por lo tanto la velocidad de transferencia del oxigeno) es menor en la zona
de mayor demanda de oxígeno. En muchas regiones del país, especialmente en verano,
hay épocas en las que apenas se produce circulación de aire alguna a través del filtro
percolador, ya que los gradientes de temperatura son inapreciables.
FIGURA 10-35
Sistema de drenaje inferior típico de un filtro de torre.
La ventilación, que es la altura de presión resultante de la diferencia de temperaturas, se
puede determinar mediante la siguiente expresión [38].
Daire = 3,53 ((1/Tc) - (1/Th)) Z unidades SI (10.25)
donde:
Daire = ventilación natural del aire, mm de agua.
Tc = temperatura menor, ºK.
Th = temperatura mayor, ºK.
Z = altura del filtro.
Una estimación más conservadora de la temperatura media del aire de los poros se
obtiene empleando la temperatura media logarítmica, Tm:
Tm= (T2 - T1) / ln (T2/T1) (10.26)
donde:
T1 = temperatura mayor, ºK.
T2 = temperatura menor, ºK.
El caudal volumétrico de aire se puede estimar igualando la fuerza actuante a la suma de
pérdidas de carga producidas en la circulación del aire a través del filtro y del sistema de
drenaje inferior [3].
Se ha podido comprobar que la ventilación natural resulta adecuada para los filtros
percoladores siempre y cuando se adopten las siguientes precauciones:
1. Los sistemas de drenaje y los canales de recogida del efluente se deben diseñar
de modo que nunca funcionen a más de la mitad de su capacidad, de modo que
siempre quede un espacio libre para la circulación de aire.
2. En ambos extremos del canal central de recogida se instalarán cámaras de
registro con tapa de rejilla abierta para asegurar la ventilación.
3. Los filtros de gran diámetro deberán estar provistos de canales colectores
secundarios con orificios o chimeneas de ventilación situados cerca de la
periferia.
4. La superficie de la zona abierta de las ranuras de la parte superior de los bloques
de los drenajes inferiores no debe ser inferior al 15 por 100 de la superficie del
filtro.
5. Por cada 23 m2 de superficie del filtro deberá existir una superficie de 0,10 m2 de
rejilla abierta en las cámaras y chimeneas de ventilación.
En el caso de filtros extremadamente cargados o extremadamente profundos, la
ventilación forzada puede presentar algunas ventajas siempre y cuando el diseño,
instalación y uso del sistema se realicen correctamente. En estos casos se debe disponer
de un caudal mínimo de aire, en cualquier dirección, de 18 m3/m2 · h. En épocas en que
la temperatura del aire sea extremadamente baja, puede ser necesario restringir el flujo
de aire a través del filtro para evitar su congelación.
Tanques de sedimentación. La función de los tanques de sedimentación que siguen a
los filtros percoladores es la producción de un efluente clarificado. La diferencia
respecto a los tanques de sedimentación de los procesos de fangos activados es la
ausencia de recirculación de fangos, que es un aspecto esencial en aquél proceso. Todo
el fango extraído en los tanques de sedimentación de filtros percoladores se conduce a
las instalaciones de tratamiento del fango. El diseño de estos tanques es similar al de los
tanques de sedimentación primaria, con la excepción de que la carga de superficie se
basa en el caudal de la planta más el caudal de recirculación (véase Fig. 10-1) y menos
el flujo de sólidos hacia el fondo del tanque (a menudo considerado despreciable). En la
Tabla 10-12 se indican valores recomendados de la carga de superficie de los tanques de
sedimentación de filtros percoladores.
Diseño del proceso de filtros percoladores
Como se ha comentado en el Capítulo 8, no existe una ecuación universal para el diseño
de filtros percoladores. Sin embargo, se ha comprobado que la Ecuación 8.73 resulta
apropiada para describir los rendimientos de eliminación observados en filtros
percoladores rellenos de materiales de plástico:
Se/Si = exp [-k20D(Qv)-n] (8.73)
donde:
Se = DBO5 total del efluente del filtro decantado, mg/l.
Si = DBO5 total del agua residual afluente al filtro, mg/l.
k20 = constante de tratabilidad correspondiente a una determinada profundidad del
medio filtrante (D) a 20ºC.
D = profundidad del filtro, m.
Qr = caudal volumétrico aplicado por unidad de superficie del filtro, (Q/A), m3/h · m2.
Q = caudal total aplicado al filtro sin tener en cuenta la recirculación, m3 · h.
A = superficie del filtro, m2.
n = constante empírica, normalmente 0,5.
En las ocasiones en las que se pretenda emplear el valor de una constante de tratabilidad
medida para un filtro de una determinada profundidad para el diseño de un filtro de
diferente profundidad (véase Tabla 10-16), la corrección del valor de la constante para
adaptarlo a la nueva profundidad se puede llevar a cabo mediante la siguiente expresión:
k2 = k1 (D1/D2)x (8-74)
donde:
k2 = constante de tratabilidad para un filtro de profundidad D2.
D1 = profundidad del primer filtro.
D2 = profundidad del segundo filtro.
x = 0,5 para filtros verticales y de medio rocoso, ó = 0,3 para filtros de plástico de flujo
transversal.
EI diseño del proceso de un filtro percolador se ilustra mediante el Ejemplo 10-7.
TABLA 10-16
Constantes de tratabilidad típicas para filtros percoladores de torre de 6 m rellenos con
medio de plásticoa
a
Los datos son para 20 ºC.
Ejemplo 10-7. Diseño de un filtro percolador. Diseñar un filtro percolador de torre de
9 m de profundidad con relleno de plástico para el tratamiento de las aguas residuales de
una comunidad rural en la que se halla emplazada una pequeña industria conservera de
verduras. Suponer aplicable la información y datos que se facilitan a continuación,
obtenidos a partir de registros locales y ensayos piloto. Suponiendo que se utilice un
distribuidor giratorio, determinar también la velocidad de rotación del distribuidor tanto
en invierno como en verano.
1. Caudal medio anual de agua residual doméstica = 9.460 m3.
2. Caudal punta sostenido de la industria conservera durante la
temporada = - 4.730 m3.
3. La temporada conservera se extiende desde mayo hasta octubre.
4. DBO5 doméstica media anual = 220 mg/l.
5. DBO5 punta sostenida combinada entre la doméstica y la procedente
de la industria conservera = 550 mgh/l.
6. DBO5 exigida del efluente = 30 mg/l.
7. Datos de temperaturas críticas:
a) Temperaturas bajas sostenidas entre mayo y octubre =
20ºC.
b) Temperatura baja sostenida en el mes de enero = 10ºC.
8. Constante de tratabilidad = 0,275(l/s)0,5/m2 para un valor de n = 0,5. El
valor de esta constante se obtuvo en ensayos en planta piloto llevados a
cabo con un filtro de 6 m de profundidad en época de verano, con
temperatura media de 25ªC.
Solución
1. Determinar la superficie necesaria para un filtro de 9 m de profundidad durante la
temporada conservera (Ec. 8.73).
Se/Si = exp [-k20D(Qv)-n]
a) Sustituyendo Q/A por Qv, y reordenando la Ecuación 8.73, se obtiene:
A = Q ((-ln Se/Si)/KT/D30 D)1/n
b) Corregir la constante de tratabilidad de la DBO observada para tener en cuenta los
efectos de la temperatura sostenida del agua residual durante los meses de mayo a
octubre:
k20/D20 = k25/D20THETAT-25
k20/D20 = 0,275(1,0320-25) = 0,231
c) Corregir la constante de tratabilidad de la DBO observada para tener en cuenta la
diferencia de profundidad entre el filtro de ensayo y el filtro real (Ec. 8.74):
k20/D30 = k20/D20 (D20/D30)x
k20/D30 = 0,231 (6/9)0,5 = 0,189
d) Determinar la superficie necesaria a partir de los datos conocidos:
Se = 550 mg/l
Si = 30 mg/l
n = 0,5
k20/D30 = 0,189
D = 9m
Q = 9.460 + 4.730 · 1/86.400 d/s ·100 l/m3 = 164,2 ls
A = (164,2)((-ln 30/550)/0,189 · 9)2 = 8.480 m2
2. Determinar la superficie de filtro (9 m) necesaria para cumplir con la calidad del
efluente establecida en condiciones invernales.
a) Corregir la constante de tratabilidad de la DBO para tener en cuenta el efecto de las
temperaturas sostenidas observadas en el mes de enero.
k10/D20 = k25/DTHETAT-25
k10/D20 = 0,275(1,03510-25) = 0,164
b) Corregir la constante de tratabilidad para tener en cuenta la profundidad de 9 m.
k10/D30 = 0,164 (20/30)0,5 = 0,134
c) Determinar la superficie necesaria a partir de los datos conocidos:
Se = 220 mg/l
Si = 30 mg/l
n = 0,5
k10/D30 = 0,134
D = 9m
Q = 9.460 m3/d = 109,5 ls
A = (109,5)((-ln 30/220)/0,134 · 9)2 = 299 m2
Comoquiera que la superficie necesaria para satisfacer la calidad del efluente exigida es
mayor para las condiciones de verano, el diseño viene controla-do por las condiciones
de verano.
3. Comprobación de las cargas hidráulicas:
a) Verano
(HLR)S = 164,2 l/s · 3.600 s/h · 1/1.000 m3/l / 480 m2 =1,23 m3/m2 · h
b) Invierno
(HLR)W = 109,5 l/s · 3.600 s/h · 1/1.000 m3/l / 480 m2 =0,82 m3/m2 · h
4. Comprobar las cargas orgánicas:
a) Verano
(OLR)s = (14.190 m3/d)(550 mg/l)(1.000 l/m3 · 1/106 kg/mg / 9 m .480 m2 = 1,80 kg/m3
b) Invierno
(ORL)w = (9.460 · 220 · 103/106)/(9 · 480) = 0,48 kg/m3
5. Determinar la velocidad de giro del distribuidor giratorio utilizando la Ecuación
10.24:
DR = 1,66 (QT)/(A)(n)
a) Verano:
i. La dosificación necesaria en verano es 19 · 1,80 kg/m3 = 34,2 cm/paso.
ii. La velocidad de giro necesaria es de
n = 1,66(QT)/(A)(DR) = 1,66(1,23)/2 · 34,2 = 0,03 rpm
o una revolución cada 33 minutos.
b) Invierno:
i. La dosificación necesaria en invierno es 19 x 0,48 kg m3 9,12 cm paso.
ii. La velocidad de giro necesaria es de
n = 1,66(QT)/(A)(DR) = 1,66(0,82)/2 · 9,12 = 0,075 rpm
o una revolución cada 13.3 minutos.
10.6 CONTACTORES BIOLÓGICOS ROTATIVOS (RBCs)
Los contactores biológicos rotativos, comúnmente conocidos como biodiscos, se
instalaron por vez primera en Alemania en 1960, y más tarde se introdujeron en los
Estados Unidos (véase Fig. 10-36). En Estados Unidos y Canadá, el 70 por 100 de los
sistemas de biodiscos instalados se emplean únicamente para la eliminación de la DBO
carbonosa, el 25 por 100 combinan la eliminación de la DBO con la nitrificación, y el 5
por 100 se emplean para la nitrificación de efluentes de tratamientos secundarios [52,
53, 54]. En el Capítulo 8 se presenta la descripción general del proceso y sus aspectos
teóricos. En esta sección se analizan los aspectos relativos a su diseño, la descripción de
los equipos, los problemas operacionales, y el diseño del proceso de los sistemas de
biodiscos.
Aspectos relativos al diseño
Con un diseño adecuado, los biodiscos pueden tener mejores rendimientos que otros
sistemas de tratamiento de película fija, debido a la menor relación carga
orgánica/biomasa, al mayor tiempo de retención de los sólidos en la fase biológica, y al
mejor control sobre la formación de cortocircuitos. En la Figura 10-37 se ilustra un
diagrama de flujo típico de la aplicación de un sistema de biodiscos para el tratamiento
secundario. En el diseño de un sistema de biodiscos, se debe prestar atención a (1) la
distribución en etapas de las unidades de biodiscos; (2) los criterios de carga; (3) las
características del efluente, y (4) los tanques de sedimentación.
FIGURA 10-36
Unidades de RBCs típicas: (a) RBC convencional con accionamiento mecánico y
alimentación de aire opcional; (b) RBC convencional en un reactor cerrado; (c) RBC
sumergido equipado con dispositivos de captura de aire (el aire se utiliza tanto para
conseguir la rotación como para airear los biodiscos), y (d) Unidad típica de RBCs
sumergidos con dispositivos para la captura de aire (de Envirex Inc.).
FIGURA 10-37
Esquema típico de RBCs para el tratamiento secundario.
Distribución en etapas de las unidades de biodiscos. La organización en etapas de un
sistema de biodiscos es una parte integral del diseño del proceso. Por distribución en
etapas se entiende la subdivisión del medio soporte del proceso en una serie de celdas
independientes. La subdivisión se puede llevar a cabo dentro de un mismo tanque por el
empleo de deflectores, o disponiendo diferentes tanques en serie. La distribución en
etapas promueve el desarrollo de una serie de condiciones que favorecen el desarrollo
de diferentes organismos y a diferentes niveles. El nivel de desarrollo en cualquier etapa
depende, principalmente, de la concentración de materia orgánica soluble del líquido
que atraviesa la etapa. Conforme el agua residual circula por el sistema, cada nueva
etapa recibe un agua residual con menor contenido en materia orgánica que la etapa
anterior. En la Figura 10-38 se ilustran algunos esquemas típicos de división en etapas.
En aplicaciones de tratamiento secundario, se suelen disponer tres o más etapas por cada
línea de tratamiento. Para llevar a cabo la nitrificación o la eliminación conjunta del
amoníaco y de la DBO, se suelen añadir más etapas.
En plantas de pequeñas dimensiones, los ejes de accionamiento de los biodiscos se
orientan paralelos a la dirección de flujo, separándose las diferentes etapas por medio de
deflectores (Fig. 10-38a). En plantas más grandes, los ejes se disponen perpendiculares
a la dirección de flujo con las diferentes etapas conectadas en serie, formando una
cadena de tratamiento (Fig. 10-38b). Para poder manejar las cargas que llegan a las
primeras unidades, se puede emplear un sistema de alimentación escalonada (10-38c) o
de alimentación graduada (10-38d). Es conveniente instalar dos o más cadenas de
tratamiento en paralelo, de modo que sea posible aislar una de ellas para efectuar
operaciones de mantenimiento y reparación. Los tanques se pueden construir de
hormigón o de acero, siendo preferible el uso de acero en las plantas de pequeño
tamaño.
Criterios de carga. En un principio, cuando los biodiscos se introdujeron por vez
primera en Estados Unidos, para conseguir los rendimientos de eliminación deseados, el
diseño del proceso se basaba en la carga hidráulica expresada en m3/m2 · d. En los
últimos 15 años, el criterio de diseño ha cambiado, primero para basarse en la DBO
total por unidad de superficie (kg DBOt/m2), y más recientemente para basarse en la
DBO soluble por unidad de superficie (kg DBOs/m2) o, en el caso de nitrificación, en
los kg NH3/m2.
En los sistemas sobrecargados se han observado rendimientos bajos, lo cual produce
bajas concentraciones de OD, olores producidos por la presencia de H2S, y bajos
rendimientos de eliminación en las primeras etapas. En estas circunstancias se pueden
desarrollar algunos organismos filamentosos como la Beggiatoa, un organismo reductor
de sulfatos. Los problemas de sobrecargas se pueden superar suprimiendo los
deflectores entre la primera y la segunda etapa para reducir la carga de superficie y
aumentar la capacidad de transferencia de oxígeno. Otras posibilidades incluyen la
incorporación de sistemas de aireación suplementarios, la alimentación escalonada, o la
recirculación de agua desde la última etapa. Los primeros diseños se basaban en las
recomendaciones excesivamente optimistas de los fabricantes, que no tenían en cuenta
las cargas punta, los caudales de recirculación de fangos, ni los efectos de la
temperatura.
FIGURA 10-38
Configuraciones típicas de los sistemas de RBCs: (a) flujo paralelo al eje; (b) flujo
perpendicular al eje: (c) alimentación escalonada, y (d) alimentación graduada.
Características del efluente. Los sistemas de biodiscos se pueden diseñar para llevar a
cabo tratamientos secundarios o avanzados. Las características del efluente, en lo que se
refiere a la DBO, son comparables a las de los procesos de fangos activados bien
operados. En los casos en los que se precisa producir un efluente nitrificado, los
biodiscos se pueden utilizar para el tratamiento conjunto de la DBO y del amoníaco, o
para nitrificar por separado el efluente del tratamiento secundario. En la Tabla 10-17 se
indican los intervalos en los que se mueven los parámetros de calidad de los efluentes
de los sistemas de biodiscos. Para la desnitrificación del agua residual se ha utilizado un
sistema de biodiscos modificado, en el que el medio se halla totalmente sumergido.
TABLA 10-17
Información típica para el proyecto de RBCs
a
Temperatura del agua residual superior a 13 ºC.
b
DBO5 = DBO soluble.
c
DBOT = DBO total.
Instalaciones físicas de los sistemas de biodiscos
En este apartado se describen los principales elementos de un sistema de biodiscos y su
importancia dentro del proceso. El diseño de casi todos los elementos de los equipos
asociados a los sistemas de biodiscos es diferente para cada fabricante. Para más
detalles sobre las diferencias entre los diversos equipos.
Ejes. Los ejes de los biodiscos se utilizan como soporte del medio y para su rotación.
La longitud máxima de los ejes está actualmente limitada a 8,23 m de los que un
máximo de 7,62 están ocupados por el medio. También se puede disponer de ejes más
cortos, con longitudes variables entre 1,52 y 7,62 m. La geometría y detalles de diseño
varían notablemente en función del fabricante. Las propiedades estructurales del eje y el
método de soporte del medio constituyen elementos de gran importancia en el diseño de
las unidades. En el apartado «Problemas operacionales» se estudia con mayor detalle el
problema de la rotura o fallo de los ejes.
Medio. El medio que se utiliza en los sistemas de biodiscos se fabrica con polietileno de
gran densidad, y se suministra con diferentes configuraciones o corrugados. El hecho de
que el medio sea corrugado aumenta la superficie disponible y favorece su estabilidad
estructural. Los tipos de medio se clasifican en función de la superficie de medio por eje
y suelen ser en medios de baja densidad (o densidad estándar), de densidad media, y de
alta densidad. Los medios de baja densidad, con una superficie de 9.290 m2 por eje de
8,23 m, presentan mayor espaciamiento entre láminas, y se suelen emplear en las
primeras etapas de la línea de tratamiento. Los medios de media o alta densidad tienen
superficie variable entre 11.150 y 16.750 m2 por eje de 8,23 m, y se suelen emplear en
las etapas intermedias y finales del proceso de biodiscos, etapas en las que la película
biológica es de menor grosor.
Mecanismos de transmisión. La mayoría de las unidades de biodiscos rotan por la
acción directa sobre el eje central de mecanismos de transmisión mecánica. También es
posible el empleo de aire como sistema motriz. Los sistemas con aire consisten en una
serie de cangilones profundos de plástico dispuestos en el perímetro del medio, un
conducto de aire situado debajo de aquél, y un compresor. La descarga de aire dentro
del interior de los cubos crea una fuerza boyante que impulsa el giro del eje. Ambos
sistemas han demostrado ser mecánicamente fiables. Para regular la velocidad de
rotación del eje, se pueden incorporar dispositivos de variación de la velocidad.
Volumen de los tanques. El volumen óptimo de los tanques en los que se instalan los
biodiscos, se ha establecido en 0,0049 m3/m2 de medio, lo cual implica un volumen de
45,42 m3 para un eje de 9.290 m2 de medio. Basándose en este volumen, para una carga
de 0,08 m3/m2 · d se consigue un tiempo de detención de 1,44 h. Un valor típico de la
profundidad de agua es 1,50 m, el cual permite sumergir el 40 por 100 del medio.
Cerramientos. Normalmente, sobre cada uno de los ejes se dispone una cubierta de
plástico reforzado con fibra de vidrio. En algunos casos, para la protección contra el
frío, para mejorar el acceso, o por razones estéticas, las unidades se han instalado en el
interior de edificios. Los RBCs se cubren para (1) proteger el medio de plástico de la
radiación ultravioleta; (2) proteger el proceso de las bajas temperaturas; (3) protección
del medio y de los equipos contra daños, y (4) controlar la proliferación de algas (véase
Fig. 10-36b).
Tanques de sedimentación. Los tanques de sedimentación de los sistemas de biodiscos
comparten con los tanques de sedimentación de filtros percoladores la características de
que todo el fango producido se evacúa a las instalaciones de tratamiento de fangos. En
la Tabla 10-12 se indican las cargas de superficie empleadas en el diseño de tanques de
sedimentación asociados a sistemas de biodiscos.
Problemas operacionales
La mayoría de los primitivos sistemas de biodiscos presentaron problemas
operacionales relacionados con la rotura de los ejes, rotura del medio, fallos en los
cojinetes de apoyo, y problemas de olores. Los fallos y roturas de ejes han sido el
problema más importante relacionado con los equipos, puesto que representan la
pérdida de una unidad para el proceso y posibles daños a parte del medio. La rotura de
los ejes se puede atribuir a un incorrecto diseño estructural, a fatiga de metales, o a la
excesiva acumulación de biomasa en el medio. La rotura del medio se puede producir
por exposición a altas temperaturas, disolventes orgánicos o a radiación ultravioleta, o
debido al inadecuado diseño de los sistemas de soporte de medio. Los fallos en los
cojinetes de apoyo se han atribuido a la falta de lubricación. Los problemas de olores se
producen, en la mayoría de los casos, debido a cargas orgánicas excesivamente
elevadas, especialmente en las primeras etapas de los procesos. Para solventar estos
problemas y para facilitar las labores de mantenimiento, se han introducido
modificaciones en los equipos. Recientemente se han desarrollado unidades con mayor
sumergencia para reducir las cargas sobre el eje y los cojinetes, y para mejorar la
fiabilidad del sistema.
Diseño del proceso de sistemas de biodiscos
A pesar de que se han desarrollado varios modelos teóricos que relacionan los
rendimientos con las cargas aplicadas para una determinada planta a partir del análisis
de datos del funcionamiento de la misma, la utilidad de estos modelos para predecir los
rendimientos de otras plantas no está comprobada. Como consecuencia de ello, el
proyecto de los sistemas de biodiscos se basa, principalmente, en el uso de parámetros
de diseño. Los parámetros de diseño que se presentan en esta sección derivan de la
experiencia obtenida en el análisis de los registros de explotación de numerosas plantas
de biodiscos existentes. La aplicación de los parámetros de diseño se estudia en este
apartado y se ilustra en el Ejemplo 10-8.
FIGURA 10-39
Curvas de diseño de RBCs para: (a) eliminación de la DBO total, y (b) eliminación de la
DBO total y soluble del efluente (T> 13ºC) [53].
Dimensionamiento del proceso. En la Tabla 10-17 y en la Figura 10-39 se presentan
una serie de parámetros de diseño asociados a las principales modificaciones del
proceso. Los parámetros que se indican en la Tabla 10-17 se aplican a mezclas de aguas
residuales domésticas que contienen pequeñas cantidades de agua residual de origen
industrial. La elección de un valor de la carga dentro del intervalo propuesto se realiza
en función de las especificaciones relativas a la calidad del efluente, a los intervalos de
temperaturas, el grado de incertidumbre sobre la carga a tratar, y la calificación del
personal de la planta. La superficie total de medio se suele dimensionar basándose en
las condiciones medias del año horizonte de proyecto, a no ser que se disponga de
información acerca de variaciones importantes de las cargas a lo largo del año. Una vez
determinada la superfice total necesaria, se debe hacer una comprobación del proceso a
fin de asegurar que no se exceda la capacidad de transferencia de oxigeno en las primera
etapa. Las cargas máximas que hay que aplicar a la primera etapa se han establecido en
torno a 37,5-56,5 kg DBO5/103 m2 o 19-28 kg DRO5 soluble/103 m2.
Efecto de la temperatura. En los casos en los que se esperan temperaturas del agua
residual inferiores a 13 ºC, se puede producir una reducción de los rendimientos de
eliminación de materia orgánica. Para compensar el efecto de las bajas temperaturas es
preciso aumentar la superficie de medio necesaria. En la Figura 10-40 se muestran las
curvas de corrección de la superficie necesaria para temperaturas inferiores a 13ºC.
FIGURA 10-40
Curvas de corrección de la superficie necesaria de las unidades de RBCs para
temperaturas inferiores a 13ºC.
Ejemplo 10-8. Diseño de un proceso de RBCs. Un agua residual municipal con DBO
soluble y total de 150 y 250 mg/l respectivamente, se desea tratar mediante un proceso
de RBCs. La DBO5 del efluente debe ser igual o inferior a 25 mg/l. El caudal medio de
diseño es de 2.850 m3/d. Suponer que la temperatura del agua residual afluente es de 20
ºC y que los factores punta horaria tanto de la carga hidráulica como de la carga
orgánica son 3,5. Determinar las dimensiones de la unidad de RBCs y de las
instalaciones de sedimentación.
Solución
1. Determinar la superficie necesaria de los RBCs.
a) Para conseguir una concentración de DBO5 inferior a 25 mg/l en el efluente, 0,0075
kg DBO soluble/m2 · d es un factor de carga adecuado (véase Tabla 10-17).
b) La superficie necesaria es de:
A = (2.850 m3 (150 mg/l SBOD)/0,0075 kg/m3 ·d) (1/1.000 kg/g) = 57.000 m2
2. Comprobar el dimensionamiento frente a las sobrecargas orgánicas:
a) Factor punta de la carga orgánica = 3,5.
b) Determinar la carga por unidad de superficie
OLRpunta = 2.850 · 150(1.000)(3 , 5)/57.000 m2 = 26,25 kg DBOs5/m3
Observando los datos de la Tabla 10-17, se puede concluir que la máxima carga
orgánica sobre la primera etapa resulta aceptable.
3. Determinar la superficie necesaria para las instalaciones de sedimentación.
a) Determinar la superficie necesaria basándose en el caudal medio contem-plando una
carga de superficie de 25 m3 m2 h.
Acaudal medio = 2.850 m3/d / 25 m3/m2 · d = 114 m2
b) Determinar la superficie necesaria basándose en el caudal punta y en una carga de
superficie de 50 m3/m2 h
Acaudal punta = 2.850 m3/d / 50 m3/m2 · d = 199,5 m2
C) A partir de los resultados obtenidos, se puede comprobar que el diseño está
controlado por el caudal máximo.
Comentario. En plantas pequeñas sujetas a grandes variaciones de caudal, el
dimensionamiento de las instalaciones de sedimentación se basará, en casi todos los
casos, en el caudal punta horario.
10.7 PROCESOS COMBINADOS DE TRATAMIENTO AEROBIO
Investigaciones recientes han estudiado las posibles combinaciones de los procesos de
tratamiento aerobio para intentar conseguir el mejor rendimiento y mayor economía en
el tratamiento del agua residual [31]. Mediante la combinación de los procesos de
tratamiento aerobios descritos anteriormente, se pueden desarrollar gran número de
sistemas de tratamiento. La principal razón para combinar procesos es el hecho de que
proporcionan la estabilidad y resistencia a las cargas de choque de los procesos de
película fija y la gran calidad del efluente de los sistemas de cultivo en suspensión. El
uso de sistemas combinados ha aumentado notablemente en los últimos años,
potenciado en gran parte por las mejoras en los medios de los filtros percoladores que
ya se han comentado. En esta sección se analizarán algunos ejemplos de los sistemas
combinados más comunes: (1) biofiltro activado; (2) filtros percoladores con contactos
de sólidos; (3) filtro de desbaste seguido de un proceso de fangos activados; (4) biofiltro
seguido de un proceso de fangos activados, y (5) filtro percolador seguido de un proceso
de fangos activados. Los diagramas de flujo esquemáticos de estas sistemas se muestran
en la Figura 10-41, y en la Tabla 10-18 se aporta información típica de proyecto. En
varias de estas aplicaciones, el primer proceso de la serie se puede considerar como un
«proceso de desbaste» que se incluye para reducir la carga sobre el siguiente proceso a
un nivel que permita su rendimiento óptimo.
Proceso de biofiltro activado
El proceso de biofiltro activado (ABF) es similar a un filtro percolador de alta carga,
con la excepción de que el fango secundario se recircula al filtro percolador. No se suele
utilizar un proceso de cultivo suspendido independiente, a pesar de que existe una
modificación del proceso que incorpora un corto periodo de aireación antes de la
sedimentación secundaria. El fango de recirculación se controla con el fin de mantener
una elevada concentración de cultivo en suspensión en el interior del filtro. El biofiltro
utiliza madera de secoya en lugar de otros tipos de medio. Las ventajas de este proceso
son las siguientes: (1) se pueden conseguir rendimientos de eliminación de DBO
notablemente superiores al conseguir una combinación de cultivo fijo y cultivo en
suspensión; (2) se pueden aplicar cargas de DBO entre 4 y 5 veces superiores a las
aplicadas a filtros convencionales. Las cargas de diseño suelen estar entre 3,21 y 4,0
kg/m3 · d para conseguir rendimientos de eliminación en el biofiltro entre 60 y 65 por
100 [7].
La eliminación combinada de DBO entre el biofiltro y el decantador secundario se
puede calcular mediante la Ecuación 10.27 [7]:
Le/Lo = exp [-KT[1/(TL)]0,48] unidades SI (10.27)
donde:
Le = DBO total del efluente secundario, mg/l.
Lo = DBO total del efluente primario, mg/l.
KT = constante de tratabilidad o velocidad de eliminación a la temperatura T, ºC =
Ecuación 10.27 bis.
K20 = 12,16 para el agua residual.
TL = carga orgánica aplicada al biofiltro, kg/m3 · d.
THETA = 1,016 para agua residual doméstica.
FIGURA 10-41
Diagramas de flujo de procesos combinados de tratamiento aerobio: (a) biofiltro
activado; (b) filtro percolador/contacto de sólidos y filtro de desbaste/fangos activados;
(c) biofiltro/fangos activados, y (d) filtro percolador/fangos activados en serie.
Se ha comprobado que para profundidades y cargas hidráulicas superiores a 4,27 m y 88
m3/m2 · d respectivamente el rendimiento de eliminación en el biofiltro no se ve afectado
por variaciones en estas magnitudes.
Información típica de proyecto para combinaciones de procesos de tratamiento aerobios
Normalrnente inferior a 0,64 kg DBO5/rn3 d
c
Normalmente superior a 1,6 kg DBO5/rn3 d
N/A = No aplieable.
b
Proceso de filtro percolador con contacto de sólidos
El proceso de filtro percolador con contacto de sólidos (TF/SC) consiste en un filtro
percolador, un tanque de aireación de contacto, y un clarificador final (véase Fig. 1041b). Las modificaciones de este sistema incluyen un tanque de aireación del fango
recirculado y el uso de clarificadores-floculadores. Los filtros percoladores se
dimensionan para eliminar la mayor parte de la DBO, normalmente del 60 al 85 por
100. Los sólidos biológicos desprendidos en el filtro percolador se concentran mediante
la recirculación en el tanque de contacto. En el interior de éste, el cultivo en suspensión
se airea durante menos de 1 hora, provocando la floculación de los sólidos suspendidos
y una mayor eliminación de la DBO soluble. Cuando se emplean tiempos de contacto de
sólidos cortos suele ser necesario incorporar un tanque de reaireación del fango. Debido
al alto contenido de sólidos dispersos en el efluente del tanque de contacto, se ha
comprobado que los decantadores-floculadores son muy efectivos para la captura de
sólidos.
El rendimiento global en la eliminación de la DBO en los procesos TF/SC se determina
calculando la eliminación de la DBO soluble que se produce en el filtro percolador y en
el tanque de aireación de contacto. Se ha desarrollado un modelo para predecir la
eliminación de DBO soluble en filtros percoladores que utilizan medio de material
plástico, y en la Figura 10-42 se muestra un ejemplo de curva de rendimiento. La curva
se basa en el uso de medio de flujo transversal con módulos de 0,61 m de profundidad.
Empleando la Figura 10-42 como ejemplo, en un filtro de torre de 2,44 m de
profundidad de medio y una carga hidráulica de 40 m3/m2 · d, se pueden conseguir
rendimientos de eliminación del 50 por 100 de la DBO soluble. Para estimar la
eliminación de DBO soluble en el tanque de aireación de contacto, se puede utilizar un
esquema de reactor de flujo en pistón con cinética de primer orden, que conduce a la
siguiente expresión [26, 35]:
ln (C/Co) = [-K20THETA(T-20)Xv]t (10.28)
donde:
Co = DBO soluble carbonosa del líquido mezcla a la entrada del tanque de contacto,
mg/l.
C = DBO soluble carbonosa al cabo de un tiempo t, mg/l.
K20 = constante de reacción de primer orden a 20ºC, 1/mg · min.
THETA = coeficiente de corrección de la temperatura, suponer = 1,035.
T = temperatura del agua residual, ºC.
Xv = SSVLM, mg/l.
t = tiempo de contacto, en minutos, basado en el flujo total al tanque.
FIGURA 10-42
Efecto de la carga hidráulica y del número de módulos de medio filtrante de plástico
sobre la eficiencia de los filtros percoladores.
El valor de Co a la entrada del tanque de contacto se puede relacionar con la DBO5
soluble del efluente del filtro percolador mediante el siguiente balance de masas:
(1 + R)Co = RC1 + S1 (10.29)
donde:
R = relación de recirculación de fango.
C1 = DBO5 soluble del filtro percolador.
S1 = DBO5 soluble del efluente del tanque aerobio de contacto de sólidos.
Proceso de filtro de desbaste seguido de fangos activados
La configuración del proceso de filtro de desbaste y fangos activados (RF/AS) es
idéntica a la del sistema TE/SC (véase Fig. 10-41b). El sistema RF/AS, sin embargo.
trabaja con cargas orgánicas totales más elevadas. El filtro percolador se emplea para
eliminar parte de la DBO y para dotar el proceso de mayor estabilidad, especialmente en
los casos en los que se producen cargas de choque. Los tanques de aireación son
necesarios para tratar la carga orgánica no eliminada en el filtro percolador.
Proceso de biofiltro seguido del proceso de fangos activados
El proceso de biofiltro y fangos activados (BF/AS) es similar al proceso ABF, con la
excepción de que se incorpora un tanque de aireación a continuación del filtro
percolador (véase Fig. 10-41c). El fango activado se recircula a través del filtro
percolador. Las cargas orgánicas medias y los tiempos de detención hidráulica en los
tanques de aireación son típicamente los mismos que los del proceso RF/AS. El
concepto de relación F/M global, considerando el biofiltro y el tanque de aireación
como sistema de tratamiento integral, se analiza en la bibliografía [7]. El valor de la
relación F/M del sistema típicamente empleado en el diseño del tanque de aireación
para la eliminación de la DBO carbonosa suele estar entre 1,0 y 1,5, lo cual es del orden
de tres y cuatro veces superior al valor correspondiente a un tanque de aireación de un
proceso de fangos activados convencional no precedido por un biofiltro. Como
consecuencia de ello, las dimensiones del tanque de aireación son del orden de la cuarta
parte de las dimensiones de los tanques de aireación de los procesos de fangos activados
convencionales.
Proceso de filtro percolador en serie con un proceso de fangos activados
El proceso representado en la Figura 10-41d, formado por un filtro percolador situado
aguas arriba de un proceso de fangos activados, es un proceso a menudo empleado para
mejorar el nivel de tratamiento de un proceso de fangos activados ya existente. Una
configuración alternativa correspondería al caso de la incorporación de un proceso de
fangos activados a continuación de un filtro percolador ya existente. Este sistema
también se utiliza para reducir la concentración del agua residual en los casos en los que
es necesaria la nitrificación o en los que se lleva a cabo el tratamiento conjunto, en las
mismas instalaciones, de aguas residuales domésticas e industriales. En algunos
sistemas, especialmente en aquellos en los que se tratan aguas residuales muy
concentradas, se instalan decantadores entre las unidades del proceso de fangos
activados y el filtro percolador.
La microbiología de estos procesos combinados es básicamente la misma que la de los
procesos individuales, descrita en el Cap. 8. Debido a las elevadas cargas hidráulicas
normalmente aplicadas a los filtros percoladores, se pueden producir algunas
variaciones en las poblaciones de microorganismos. Además, muchos de los
microorganismos asociados a filtros convencionales de roca o de escorias no están
presentes debido a que se suelen emplear filtros tipo torre.
10.8 ESTANQUES DE ESTABILIZAClÓN
Un estanque (o laguna) de estabilización es una masa de agua relativamente poco
profunda contenida en un tanque excavado en el terreno. El término «estanque de
oxidación», de uso común, es sinónimo. Los estanques de estabilización son de uso muy
frecuente en pequeñas comunidades, debido a que sus reducidos costes de construcción
y explotación representan una importante ventaja frente a los restantes métodos de
tratamiento. El uso de estanques de estabilización para el tratamiento de aguas
residuales industriales y mezclas de aguas residuales domésticas e industriales
susceptibles de tratamiento biológico también está muy extendido. Este tipo de
instalaciones también se utilizan en industrias tales como refinerías de petróleo,
mataderos, lecherías, mataderos de aves y recuperación de subproductos. El objetivo de
esta sección es describir (1) los diferentes tipos de estanques y su aplicación; (2) diseño
de los procesos; (3) técnicas de separación de sólidos, y (4) proyecto de las instalaciones
físicas.
Clasificación de los estanques y su aplicación
Los estanques de estabilización se suelen clasificar en función de la naturaleza de la
actividad biológica que tiene lugar; aerobia, anaerobia, o aerobia-anaerobia. Este es el
esquema general empleado en la Tabla 8-1, en la que los procesos también se clasifican
atendiendo a si son de cultivo en suspensión, cultivo fijo, o cultivo combinado. Los
principales tipos de estanques de estabilización comúnmente empleados se indican en la
Tabla 10-19. También se han seguido otros esquemas de clasificación, en función del
tipo de afluente (agua residual bruta, tamizada, decantada o si se trata de un efluente de
un proceso de fangos activados), en función de las condiciones de salida del efluente del
tanque (inexistente, intermitente o continua), y del método de oxigenación (fotosíntesis,
reaireación superficial atmosférica, o aireadores mecánicos).
Los estanques de estabilización se han utilizado, en unidades independientes o en forma
de combinaciones de unidades, para el tratamiento tanto de aguas residuales domésticas
como industriales. Las aplicaciones típicas también se indican en la Tabla 10-19. Como
se puede observar, la principal aplicación de los estanques de estabilización es el
tratamiento de residuos orgánicos solubles y efluentes de plantas de tratamiento. Los
estanques anerobios-aerobios son los más frecuentes, y se emplean para el tratamiento
de aguas residuales domésticas y de una gran variedad de residuos industriales (véase
Fig. 10-43). Los estanques anaerobios son especialmente eficaces en la rápida
estabilización de residuos con grandes concentraciones de materia orgánica.
Normalmente, los estanques anaerobios se conectan en serie con estanques aerobiosanaerobios para conseguir un tratamiento completo.
Los estados en los que se emplean estanques de estabilización tienen normativas que
rigen su proyecto, instalación, y gestión (explotación). A menudo, para los estanques
facultativos de flujo continuo, son necesarios tiempos de detención mínimos de 60 días.
Con frecuencia se han especificado tiempos de detención superiores (90 a 120 d). Aún
con tiempos de detención de 30 días se consiguen elevados niveles de eliminación de
coliformes.
Análisis y diseño del proceso
De todos los procesos de tratamiento biológico, el diseño del proceso de los estanques
de estabilización es posiblemente el menos definido. Los métodos que se contemplan en
la literatura son numerosos, pero cuando se aborda la correlación entre ellos se
presentan grandes diferencias. En la bibliografía se incluye un resumen de los diferentes
métodos [51]. En la Tabla 10-20 se incorporan valores típicos de los parámetros de
diseño de los diferentes tipos de estanques, y también se incluyen, como elemento de
comparación, datos relativos a lagunas aireadas. La mayor parte de los datos se han
obtenido gracias a la experiencia con una gran variedad de estanques individuales y
sistemas de lagunaje. En lo que sigue se comentan algunos métodos propuestos para el
diseño de estanques de estabilización, incluyéndose la problemática de la acumulación
del fango.
TABLA 10-19
Tipos y aplicaciones de estanques de estabilización de uso común
FIGURA 10-43
Estanques de estabilización facultativos típicos.
Estanques aerobios. El proceso de diseño se suele basar en las cargas orgánicas y los
tiempos de detención hidráulica; los intervalos de uso común son los que se incluyen en
la Tabla 10-20. Los sistemas de grandes dimensiones se suelen diseñar como reactores
de mezcla completa, utilizando dos o tres reactores conectados en serie. Una segunda
posibilidad es utilizar la siguiente ecuación de velocidad de eliminación de primer
orden, desarrollada por Wehner y Wilhelm [65] para un reactor con esquema de flujo
arbitrario (entre mezcla completa y flujo en pistón):
S/So = 4aexp(1/2) / ((1+a)2 exp(a/2d) - (1 - a)2 exp(-a/2d)) (10.30)
donde:
S = concentración de substrato en el efluente.
So = concentración de substrato en el afluente.
a = sqrt(1 + 4ktd).
d = factor de dispersión = D/uL.
u = velocidad del fluido, m/h.
D = coeficiente de dispersión axial, m2/h.
L = longitud característica, m.
k = constante de reacción de primer orden, 1/h.
t = tiempo de detención, h.
Para facilitar la aplicación de la Ecuación 10.30 a los tanques de estabilización,
Thirumurthi desarrolló la gráfica de la Figura 10-44, en la que se representa el término
kt frente a la relación S/So para diferentes factores de dispersión entre 0
(correspondiente a un reactor de flujo en pistón ideal) hasta infinito (correspondiente a
un reactor de mezcla completa) [45]. Para la mayoría de los tanques de estabilización,
los factores de dispersión se hallan en el intervalo entre 0,1 y 2,0. Debido a que para la
consecución de un mejor rendimiento es necesario mezclar el contenido del tanque de
estabilización, se ha estimado como valor típico del coeficiente de dispersión el valor
1,0. Los valores típicos de la constante de eliminación de DBO5 de primer orden (k)
varían entre 0,05 y 1,0 al día, en función de las características hidráulicas y
operacionales d. El uso de la Figura 10-44 se ilustra en el Ejemplo 10-9, y el diseño de
un estanque de estabilización aerobio se ilustra en el Ejemplo 10-10.
TABLA 10-20
Parámetros típicos de diseño para estanques de estabilización
FIGURA 10-44
Valores del término kt de la ecuación de Wehner y Wilhelm respecto al porcentaje
remanente para diversos factores de dispersión [45].
Ejemplo 10-9. Reducción de la presencia de bacterias en una serie de estanques de
estabilización. Se ha constatado que el coeficiente de desaparición de Escherichia Coli
observado en estanques de estabilización se puede describir adecuadamente mediante la
cinética de primer orden. Suponiendo un valor de la constante específica de reacción de
1,0 d-1, determinar la concentración de E. Coli en el efluente de una serie de tres
estanques cuando la concentración inicial, No, es de 106 organismos/ml y el caudal
medio es de 5.000 m3/d. Los estanques son rectangulares y tienen una profundidad
media de 1,5 m. La superficie de los estanques es de 1,2 y 1 ha.
Soluc¡ón
1. Determinar el valor del término kt asociado a los estanques:
a) Para los estanques de 1 ha:
kt = k V/Q = k A·d/Q
= 1,0 (1/d) (1 ha · 1,5 m 10.000 m2/ha) / 5.000 m3/d = 3,0
b) Para el estanque de 2 ha:
kt = k V/Q = k A·d/Q
= 1,0 (1/d) (2 ha · 1,5 m 10.000 m2/ha) / 5.000 m3/d = 6,0
3. Determinar los valores de S/So correspondientes obtenidos a partir de la Figura 10-44:
a) Para los estanques de 1 ha:
S/So = 0,15
b) Para los estanques de 2 ha:
S/So = 0,03
4. Estimar la concentración de organismos en el efluente. La relación entre la
concentración de organismos en el efluente y la concentración de organismos en el
afluente es igual al producto de la relación observada en los tres reactores.
N/No = (0,15)(0,03)(0,15)
= 6,75 · 10-4
N = 106 organismos/ml (6,75 · 10-4)
= 675 organismos/ml
Ejemplo 10-10. Diseño de un estanque de estabilización aerobio. Diseñar un
estanque de estabilización aerobio para el tratamiento de un caudal de agua residual de
3.800 m3/d con una DBO5 de 100 mg/l. Suponer aplicables las siguientes condiciones:
1.
2.
3.
4.
5.
6.
Sólidos suspendidos del afluente = despreciable.
DBO5 (conversión) = 90 por 100.
Constante de eliminación de la DBO5 soluble de primer orden = 0,25 d-1 a 20 ºC.
Coeficiente de temperatura = 1,06 a 20ºC.
Temperatura del estanque en verano = 32 ºC.
Temperatura del estanque en invierno = 10 ºC.
7. Superficie máxima de un estanque individual = 4 ha.
8. Profundidad máxima del estanque = 0,9 m.
9. Factor de dispersión del estanque = 1,0.
Solución
1. A partir de la Figura 10-44, determinar el valor de kt para el estanque, con un factor
de dispersión de 1,0 y una eficiencia de eliminación del 90 por 100.
kt = 5
2. Determinar el coeficiente de temperatura para las condiciones estivales e invernales:
a) Invierno:
k10ºC = k20ºCTHETAT-20
k10 = 0,25(l,06)10-20 =0,14 d-1
b) Verano:
k32ºC = k20ºCTHETAT-20
k32 = 0,25(l,06)32-20 =0,5 d-1
3. Determinar el tiempo de detención para las condiciones estivales e invernales:
a) Invierno:
0,14 d-1(t) = 5
t = 35,7 d
b) Verano:
0,5 d-1(t) = 5
t = 10 d
4. Determinar la superficie necesaria para las condiciones estivales e invernales:
a) Invierno:
Superficie = (3.800 m3/d · 37,5 d/0,90 m)[1/10.000 ha/m2] = 15,8 ha
b) Verano:
Superficie = (3.800 m3/d · 10 d/4,22 m)[1/10.000 ha/m2] = 4,22 ha
Por lo tanto, prevalecen las condiciones invernales.
Estanques aerobios-anaerobios (facultativos). El proceso de diseño de estanques
facultativos es muy similar al método utilizado para el diseño de los aerobios. Debido al
sistema de explotación (por ejemplo, mantenimiento de condiciones quiescentes para
favorecer la eliminación de sólidos suspendidos por sedimentación), se puede
considerar que los factores de dispersión en esta clase de estanques adoptarán valores
dentro del intervalo entre 0,3 y 1,0.
Otro factor que se debe tener en cuenta es la acumulación de fango, que resulta
importante para las reservas de oxígeno y para el funcionamiento global del estanque.
Por ejemplo, en climas fríos, una parte de la DBO5 entrante se almacenará en el fango
acumulado durante los meses invernales. Conforme aumenta la temperatura en
primavera y en verano, la DBO5 acumulada se convertirá por vía anaerobia, de modo
que la demanda de oxígeno de los gases y ácidos producidos puede llegar a superar las
reservas de oxígeno del estrato aerobio de la superficie de la laguna. En los casos en los
que se prevé que la acumulación de fango vaya a ser un problema, se recomienda
utilizar aireadores superficiales. Si el diseño se basa en la DBO5, los aireadores deberán
tener capacidad para satisfacer la demanda correspondiente al 175-225 por 100 de la
DBO5 que entra en el sistema. Otro problema provocado por la acumulación de fango es
la reducción del rendimiento del estanque, medido en términos de sólidos suspendidos
presentes en el efluente. El diseño de un estanque facultativo con aireadores
superficiales se ilustra en el Ejemplo 10-11.
Ejemplo 10-11. Diseño de un estanque de estabilización aerobio-anaerobio. Diseñar un
estanque de estabilización aerobio-anaerobio para el tratamiento de un caudal de agua
residual de 3.800 m3/d. Puesto que los estanques se deben instalar en las proximidades
de una zona residencial, se utilizarán aireadores superficiales para mantener el nivel de
oxigeno en las capas superiores. Suponer aplicables las siguientes condiciones:
1. Sólidos suspendidos del afluente = 200 mg/l.
2. DBO5 del afluente = 200 mg/l.
3. Temperatura del líquido en verano = 25 ºC.
4. Temperatura del líquido en invierno = 15 ºC.
5. Constante global de eliminación de la DBO5 de píimer orden = 0,25 d-1
a 20ºC.
6. Coeficiente de temperatura = 1,06.
7. Profundidad del estanque = 1,8 m.
8. Factor de dispersión del estanque = 0,5.
9. Eficiencia global de eliminación de la DBO5 = 80 por 100.
Solución
1. A partir de la Figura 10-44, determinar el valor del término kt para un factor de
dispersión de 0,5 y una eliminación de DBO5 del 80 por 100.
kt = 2,4
2. Determinar el coeficiente de temperatura para condiciones estivales e invernales.
a) Invierno:
k15 = (0,25 d-1)[(l,06)5-20] = 0,187 d-1
h) Verano:
k25 = (0,25 d-1)[(l,06)25-20] = 0,335 d-1
3. Determinar el tiempo de detención hidráulica para condiciones estivales e invernales:
a) Invierno:
(0,187 d-1)(t) = 2,4
t = 12,8 d
b) Verano:
(0,335 d-1)(t) = 2,4
t = 7,2 d
4. Determinar el volumen y superficie necesarios:
ci) Invierno:
Volumen = (3.800 m3d)(12,8 d) = 48.640 m3
Superficie = 48,640 m3 / 1,8 m · 10.000 m2/ha = 2,7 ha
b) Verano:
Volumen = 27.360 m3
Superficie = 1,52 ha
Por lo tanto, las condiciones estivales controlan el diseño.
5. Determinar la carga superficial.
kg DBO5/ha · d = (3.800 m3/d · 200 g/m3 · 1/1.000 kg/g) / 2,7 ha
= 287 kg DBO5/ha · d
6. Determinar la potencia necesaria para los aireadores superficiales. Suponer que la
capacidad de transferencia de oxígeno de los aireadores es el doble del valor de la carga
de DBO5 aplicada diariamente y que un aireador típico permite transferir 21,75 kg
O2/CV · d.
kg O2/d demandados = 2 · 3.800 m3/d · 200 gr/m3 · 1/1.000 kg/g = 1.520 kg/d
CV= (1.520 kg/d) / 21,75kg O2/CV · d = 70 CV
Utilizar cinco unidades de 15 CV.
7. Comprobar el aporte energético para determinar el grado de mezclado:
CV/l.000 m3 = CV/48.640 = 1,54 CV/1.000 m2 (1,13 kW/1.000 m3)
Comentario. Independientemente del modo de operación de los estanques (en serie o
en paralelo), la potencia necesaria para mantener aireada la superficie no será suficiente
para mezclar el contenido del estanque (el mínimo absoluto requerido se suele situar
alrededor de los 3 kW/103 m3).
Lagunas anaerobias. El diseño de estanques de estabilización anaerobios se realiza de
acuerdo con los principios expuestos en el Capítulo 8 y en los apartados anteriores de
este Capítulo. Debido a que con la excepción del mezclado, los estanques anaerobios
son similares a los digestores anaerobios, conviene repasar los métodos de diseño que se
describen en el Capítulo 12.
Sistemas de estanques. Los sistemas de estanques, como los anteriormente descritos,
se diseñan aplicando sucesivamente las ecuaciones anteriormente expuestas, teniendo en
cuenta, si se da el caso, los sistemas de recirculación. Los estanques de estabilización se
pueden conectar en serie o en paralelo para conseguir objetivos de tratamiento
específicos. La conexión en serie reporta ventajas en los casos en los que es preciso un
alto nivel de eliminación de DBO o de coliformes. El efluente de estanques facultativos
conectados en serie presenta una concentración de algas mucho menor que los sistemas
conectados en paralelo, con el consiguiente descenso en el color y en la turbiedad. Se
han realizado proyectos que incluyen muchas unidades conectadas en serie para
conseguir un tratamiento completo o la ausencia de efluente, por la evaporación del
agua residual a la atmósfera, o por percolación en el terreno. Las unidades en paralelo
permiten una mejor distribución de los sólidos sedimentados. Las unidades de menor
tamaño permiten una mejor circulación y están menos sujetas a la acción del oleaje. El
coste adicional de proyectar las unidades para que puedan funcionar tanto en serie como
en paralelo suele ser mínimo. En algunas circunstancias, puede representar un ahorro
debido al menor volumen de movimiento de tierras necesario para adaptar a la
topografía las unidades de pequeñas dimensiones.
Recirculación. La recirculación del efluente de los estanques ha resultado una medida
efectiva en la mejora de los rendimientos de los sistemas de estanques conectados en
serie. Si se conectan en serie tres estanques facultativos, el modo normal de operación
contempla la recirculación al primer estanque del efluente del segundo o del tercero. Si
se sustituye el primer estanque facultativo por uno anaerobio, el modo de explotación es
el mismo. Se han utilizado tasas de recirculación variables entre 0,5 y 2,0 Q (caudal de
la planta). Si se considera la incorporación de un sistema de recirculación, la capacidad
de las bombas deberá ser, al menos, de 1,0 Q.
Separación de sólidos
En las limitaciones mínimas impuestas por la EPA para el tratamiento secundario (véase
Tabla 4-1), figuran correcciones aplicables a la calidad del efluente de los estanques de
estabilización. Estas correcciones son aplicables siempre y cuando los estanques
constituyan el principal proceso utilizado y, según el análisis de los registros de
explotación y mantenimiento, se pueda demostrar que no se pueden alcanzar los valores
establecidos para las concentraciones de sólidos suspendidos en el efluente. Cuando las
correcciones no sean aplicables, será necesario incorporar instalaciones de eliminación
de sólidos para reducir la presencia de algas. Los principales métodos de separación de
sólidos se indican en la Tabla 10-21. Para mayor información acerca de los procesos de
separación de sólidos, consúltese la bibliografía [30, 46, 51].
Proyecto de las instalaciones físicas asociadas a los estanques de estabilización
A pesar de que el proceso de diseño de los estanques de estabilización es poco preciso,
para asegurar el rendimiento óptimo de las instalaciones es necesario prestar especial
atención al proyecto de las unidades físicas. Los factores que se deben tener en cuenta
incluyen: (1) proyecto de las estructuras de entrada y de salida; (2) conductos de
interconexión; (3) construcción de los diques; (4) profundidad del líquido; (5)
construcción del fondo d, y (6) control de la escorrentía superficial.
Proyecto de las estructuras de entrada y de salida. Muchos estanques se han
diseñado con una única entrada de agua, situada en el centro del mismo. Para conseguir
mejores distribución hidráulica y rendimiento d, se recomienda utilizar sistemas de
entradas múltiples, especialmente en el caso de estanques facultativos de grandes
dimensiones, en los que es conveniente distribuir los sólidos sedimentables sobre una
gran superficie. Para conseguir una mayor flexibilidad de explotación, se pueden
incorporar entradas móviles. La salida se debería situar tan lejos de la entrada como sea
posible, y debería estar diseñada para permitir reducir el nivel de agua a una velocidad
inferior a 0,3 m/semana mientras la unidad recibe su carga normal. La salida deberá ser
de dimensiones tales que permita el fácil acceso para llevar a cabo labores de
mantenimiento. Durante los períodos en los que no se producen heladas, la salida del
agua debería realizarse justo por debajo de la superficie libre, a fin de descargar el
efluente de mayor calidad y retener los sólidos flotantes. En los estanques de flujo
continuo, el máximo caudal de descarga del efluente es inferior al caudal punta de agua
residual, hecho que se debe a las pérdidas en el estanque y a la laminación de las puntas.
Habitualmente, se utilizan estructuras de rebose similares a los pozos de registro de las
redes de alcantarillado, y el nivel de descarga deseado se regula mediante válvulas
instaladas en las conducciones, u otros dispositivos ajustables. Para evitar
sifonamientos, los conductos de descarga deberán estar ventilados. Por razones de
mantenimiento, es conveniente dotar los estanques con sistemas de drenaje completos.
Todos los conductos de entrada, salida e interconexión, deberían estar equipados con
juntas que garantizan la estanqueidad.
Conductos de interconexión. La ubicación y dimensiones de las estructuras de
transferencia de caudales del estanque afecta a los esquemas de flujo que se producen en
el interior del mismo. Las conducciones se deben construir de modo que se minimicen
las pérdidas de carga a caudal punta, y de que se asegure la distribución uniforme del
caudal a todas las zonas d. Se deben disponer diversas conducciones, y sus dimensiones
deben ser suficientemente grandes para limitar las pérdidas de carga a caudal punta a
valores por debajo de los 70 a 100 mm, con calados comprendidos entre dos tercios y
tres cuartos del diámetro [46]
TABLA 10-21
Tipos de instalaciones de separación de sólidos empleadas en combinación con los
estanques de estabilización
FIGURA 10-45
Filtro de piedras para la separación de sólidos del efluente procedente de un estanque
facultativo: (a) planta de un filtro de piedras, y (b) sección transversal del filtro.
Construcción de los diques. Los diques se deben construir de modo que se minimicen
las filtraciones. Normalmente, suele ser adecuado el grado de compactación que se
consigue con la maquinaria de construcción habitual. Es necesario eliminar la
vegetación, y la zona en la que se debe ubicar el talud debe ser escarificada.
El dique debe ser lo suficientemente ancho como para permitir la circulación de las
segadoras y demás maquinaria necesaria para llevar a cabo las labores de
mantenimiento. El acceso para las labores de inspección y mantenimiento se facilita
disponiendo una capa superficial de grava. Se recomienda datar el dique de una anchura
en coronación de 3 m, aunque en pequeñas instalaciones puede ser adecuado emplear
diques más estrechos. Los materiales de construcción y las dimensiones de la
instalación influyen en las pendientes de los taludes. En el caso de los paramentos
externos, las pendientes 3:1 son satisfactorias. En los paramentos interiores, se suelen
emplear pendientes entre 3:1 y 4:1, aunque en algunos casos, para instalaciones de
grandes dimensiones, se han adoptado pendientes inferiores a 5:1. La pendiente elegida
depende del material del dique y del revestimiento contra la acción erosiva del agua que
se emplee.
La geometría y dimensiones de la instalación influyen, en cierto modo, en el resguardo
de que se dota, ya que cuanto mayor sea el volumen de agua contenido, mayor es el
efecto del oleaje. Normalmente, se especifica como resguardo mínimo 0,9 m por encima
de la superficie libre d, pero en algunos estados se emplea el valor 0,6, especialmente
para estanques de superficie inferior a 2 ha o no expuestos a fuerte acción eólica.
Un problema frecuente en muchos estanques de estabilización es la erosión de los
paramentos interiores. La erosión se produce por efecto de la escorrentía superficial y la
acción del oleaje (inducido por el viento). Las principales medidas para el control de la
erosión son la minimización de la energía del oleaje, la reducción de la superficie de
impacto de las gotas de lluvia sobre los materiales que conforman los diques, y el
aumento de la resistencia a la erosión de los materiales que forman el dique. Las
técnicas normalmente empleadas para controlar o combatir la erosión incluyen el
recubrimiento vegetal de los paramentos, y el uso de revestimientos y rompeolas. Si se
decide recubrir los paramentos con vegetación, es preciso tener en cuenta las
pendientes, el tipo de terreno, la profundidad de la capa de terreno superficial, y el tipo
de vegetación a plantar. Un revestimiento es una protección de los paramentos contra el
oleaje empleando materiales pesados. En la Figura 10-46 se ilustra un revestimiento
rocoso típico. Los rompeolas disipan la energía de las olas, y pueden ser fijos o
flotantes. Para mayor información sobre los métodos de protección de los paramentos
de los estanques de estabilización, consúltese la bibliografía [56].
FIGURA 10-46
Revestimiento típico empleado para la protección de los taludes de los estanques [56].
Profundidad del líquido. La superficie d influye, en cierto modo, en la profundidad de
liquido óptima; en las unidades de mayor tamaño se permite adoptar mayores
profundidades. Los estanques poco profundos favorecen el crecimiento de vegetación y
pueden favorecer la aparición de mosquitos.
Existe una ventaja evidente en el uso de instalaciones que permitan el funcionamiento a
profundidades variables de hasta 1,5 m, y en el caso de estanques grandes, deberá ser
posible aumentar la profundidad. Los dispositivos para ajustar los niveles de
profundidad d se pueden adquirir a precios económicos. En los estanques de 12 ha o
mayores, puede ser conveniente un funcionamiento de tipo periódico a profundidades
superiores a 1,5 m.
Construcción del fondo d El fondo de los estanques aerobios y la mayoría de las
estanques anaerobios deberá ser lo más horizontal posible, excepto en la zona cercana a
la entrada del líquido. No conviene que la cota del acabado varíe en más de 15 cm de la
cota media del fondo, excepto en los casos en los que el fondo de un estanque aerobioanaerobio se diseñe especialmente para la retención de los sólidos sedimentables en
celdas o compartimentos en forma de tolvas. Para evitar el exceso de filtraciones, el
fondo deberá estar bien compactado. Si se presentan problemas relacionados con una
excesiva percolación que produzca la contaminación del subsuelo, será necesario
impermeabilizar o recubrir. Los tipos de impermeabilizantes o recubrimientos incluyen
(1) recubrimientos sintéticos o de goma; (2) recubrimientos arcillosos o de cemento, y
(3) recubrimientos naturales o por tratamiento químico. Para información más detallada
acerca del recubrimiento e impermeabilización de los estanques, consúltese la
bibliografía [51].
Control de la escorrentía superficial. Los estanques no deberían recoger cantidades
sustanciales de agua procedente de la escorrentía superficial. Caso de ser necesario, se
deberán tomar medidas adecuadas para desviar el flujo de agua superficial alrededor de
los estanques. En instalaciones nuevas, en las que el mantenimiento de un adecuado
nivel de agua es problemático, la estructura de desviación del agua se puede diseñar de
modo que se pueda introducir el agua de escorrentía en la laguna caso de ser necesario.
10.9 TEMAS DE DEBATE Y PROBLEMAS
10.1. En el Ejemplo 10-1, calcular las cantidades de nitrógeno y de fósforo necesarias si
la demanda de nitrógeno es 0,12Px y la demanda de fósforo es una quinta parte de la
demanda de nitrógeno. ¿En qué forma se deben añadir estos nutrientes?
10.2. Un proceso de fangos activados de mezcla completa debe tratar un caudal de
efluente primario de 0,65 m3/s que contiene 175 mg/l de DBO5 y 125 mg/l de SS. Si la
DBO5 y los SS en el efluente se limitan a 20 mg/l, determínese la demanda teórica de
oxígeno del sistema. Se supone que el 65 por 100 de los SS del efluente son
biodegradables.
10.3. En el Problema 10.2, se considera la alternativa de instalar en un tanque de
aireación otros dispositivos de aireación sumergidos a 5 m. Determinar la SOTE y la
demanda teórica de aire tanto para el caso de una malla de difusores cerámicos tipo
domo como para el caso de difusores no porosos instalados en una doble espiral. La
temperatura del agua residual es de 20 ºC y los factores alfa de los difusores son 0,64
para los difusores cerámicos de domo y 0,75 para los difusores no porosos.
10.4. Una planta convencional de fangos activados ha de tratar 4.000 m3/d de un agua
residual con una DBO5 de 200 mg/l después de la sedimentación. La carga del proceso
es de 0,30 kg DBO/kg SSVLM · d. El tiempo de detención es de 6 h y la relación de
recirculación es 0,33. Determinar la concentración de SSVLM.
10.5. Una planta convencional de fangos activados funciona con un tiempo medio de
retención celular de 10 d. El volumen del reactor es de 8.000 m3 y la concentración de
SSLM es de 3.000 mg/l. Determinar. (1) la producción diaria de fango; (2) el caudal de
fango purgado cuando la purga se lleva a cabo en el reactor, y (3) el caudal de fango
purgado cuando la purga se realiza en la línea de retorno. Suponer que la concentración
de SS en la línea de recirculación es de 10.000 mg/l.
10.6. El sistema de fangos activados por aireación escalonada que se muestra en la
Figura 10-4 se ha de analizar como una serie de reactores de mezcla completa (véase
figura adjunta). Utilizando los parámetros de diseño que se dan a continuación,
determinar la concentración de SSVLM de cada tanque.
10.7. Los siguientes datos se obtuvieron en un ensayo de aireación realizado con agua
limpia a 7,5 ºC. Determinar el valor de KLa expresado en h-1 utilizando las Ecuaciones
6.56 y 6.58.
10.8. Utilizando el valor de KLa determinado en el problema anterior, estimar la
máxima concentración del agua residual que se podría tratar con un proceso de fangos
activados de mezcla completa si la producción observada es de 0,35 kg/kg.
10.9. Se considera el funcionamiento de un reactor de flujo discontinuo secuencial que
emplea 2 h para el llenado, 4 h para el periodo de reacción, y 1 h de decantación, y las
características de caudal que se facilitan a continuación. Determinar el número de
reactores de flujo discontinuo necesarias y el ciclo diario de cada unidad, incluyendo el
tiempo de espera mientras el reactor está vacío. Suponer que el 30 por 100 del contenido
del reactor queda retenido después de la decantación.
10.10. Utilizando el Ejemplo 10-3, determinar los valores medios de la relación F/M
para el periodo de funcionamiento de 7 días del reactor secuencial de flujo discontinuo.
10.11. Determinar la temperatura del agua residual en una laguna aireada de 32 ha. El
agua residual se vierte a la laguna a razón de 2.000 m3/d. Utilizar un valor de f= 60 · 106
La temperatura del aire es de 10ºC y la temperatura del agua residual entrante es de
20ºC.
10.12. Diseñar una laguna aireada para el tratamiento de 10.000 m3/d bajo las siguientes
condiciones:
a) DBO soluble y SS del afluente 150 mg/l.
b) Constante global de eliminación de DBO de primer orden = 2,0 d-1 a
20ºC.
c) Temperatura en verano = 27 ºC.
d) Temperatura en invierno = 7 ºC.
e) Temperatura del agua residual = 15 ºC.
f) Coeficiente de temperatura = 1,07.
g) alfa = 0,85, ß = 1,0.
h) Altura = 1.250 m.
i) Concentración de oxígeno a mantener = 2,0 mg/l.
j) Profundidad de la laguna = 2 m.
k) Tiempo de detención hidráulica = 10 d.
l) Constante de proporcionalidad de la temperatura = 0,50.
Determinar el área superficial, las temperaturas de la laguna en verano y en invierno, así
como la DBO del efluente en ambas épocas. Si el coeficiente de crecimiento es
aproximadamente 0,5 (basado en la DBO), determinar la concentración de sólidos
biológicos en la laguna, la demanda de oxigeno, y la potencia necesaria tanto en verano
como en invierno. Utilizar aireadores superficiales de 1,5 kg O2/kW · h.
10.13. Preparar una gráfica de la ventilación natural disponible en un filtro percolador
de torre de 6,5 m de altura, para flujo en dirección ascendente y descendente, entre el
aire exterior y el aire interior del filtro. Como estimación de la temperatura del aire
interior del filtro, utilizar: (1) la temperatura del agua residual, y (2) la media
logarítmica de la temperatura. Suponer que la máxima diferencia de temperaturas entre
el aire ambiente y el agua residual es de ± 15 ºC y que la temperatura del agua residual
es de 26 ºC.
10.14. Un filtro percolador de torre de 6,5 m de altura va a ser utilizado para tratar una
combinación de aguas residuales domésticas e industriales. La temperatura del agua
residual es de 26ºC. Utilizando los siguientes datos de temperaturas tomadas en el
emplazamiento de la planta y el gráfico del problema anterior, determinar la ventilación
disponible a lo largo del día en centímetros de agua. Para determinar la temperatura del
aire del interior del filtro utilizar la estimación media logarítmica.
Si se necesita un caudal de aire a través del filtro de 0,1 m3/m2 min para conseguir el
oxígeno necesario, determinar el número de horas diarias en que el flujo de aire será
insuficiente. Suponer que la superficie de las aberturas de las ranuras en el fondo del
filtro percolador corresponde al 5 por 100 de la superficie del filtro y que la pérdida de
carga a través del filtro se puede aproximar mediante la siguiente expresión:
hf = 0,017 (Vv2/2g) (ROa/ROw)
donde:
hf = pérdida de carga a través del filtro, cm.c.a.
Vv = velocidad del aire, a través de la ranura, m/min.
g = aceleración de la gravedad = 9,8 m/s2
ROa = densidad del aire, kg/m3.
ROw = densidad del agua, kg/m3.
10.15. Se va a tratar un agua residual industrial en un filtro percolador tipo torre seguido
de un proceso de fangos activados y sin decantación primaria. El medio filtrante a
utilizar en el filtro percolador de torre será de plástico y el tiempo medio de retención
celular de funcionamiento para el proceso de fangos activados será de 5 días durante el
periodo crítico estival y variará entre 5 y 15 días durante el invierno. La temperatura
invernal media sostenida más baja (al menos durante dos semanas), es de 5 ºC, y la
máxima temperatura estival media sostenida es de 26 ºC. Las características del agua
residual industrial, obtenidas en estudios en planta piloto, y los restantes datos
relacionados con el proyecto, se facilitan a continuación. Utilizando estos datos,
dimensionar las unidades y determinar la concentración de SSLM a mantener durante el
funcionamiento en verano y en invierno, las relaciones de recirculación para el filtro y
el proceso de fangos activados, la cantidad de fango a purgar, y la cantidad de nutrientes
a añadir. Suponer que el caudal es de 20.000 m3/d, y que ha sido homogeneizado.
Características del agua residual:
DBO5 = 1.200 mg/l
SS = 100 mg/l
SSV = 0 mg/l
Nitrógeno total como N = 10 mg/l
Fósforo total como P = 4 mg/l
Hierro total como Fe = 0,15 mg/l
Datos de la planta piloto de filtro percolador:
K = 0,075 m/d
Y(DBO5) = 0,70 mg/mg
THETA = 1,06
Datos de la planta piloto de fangos activados:
Y(DBO5) = 0,8 mg/mg
Kd = 0,1 d-1
k = 6,0 d-1
Ks= 90 mg 1
THETA = 1,035
Parámetros de diseño:
Sa (filtro percolador) = 1,0 cm/cm2
THETAc = 5 días (período crítico de verano)
THETAc = 5 a 15 días (invierno)
10.16. Utilizando los parámetros de diseño de las Tablas 10-12 y 10-17 para el nivel de
tratamiento secundario, diseñar un proceso de tratamiento utilizando biodiscos para el
tratamiento de un agua residual con las características proporcionadas en el Ejemplo 102. Compare y contraste su diseño con el propuesto en el Ejemplo 10-2.
10.17. Preparar una gráfica de la eficiencia de eliminación de la DBO soluble (en
porcentaje) frente al tiempo de contacto (en minutos) para un tanque de contacto a
utilizar en un proceso TF/SC. Las condiciones de funcionamiento son las siguientes:
T = 15ºC
SSVLM = 2.000 mg/l
K20=3 ·10-5 l/mg · min
10.18. Utilizando la gráfica del problema anterior, diseñar dos procesos TF/SC
alternativos para el tratamiento de un efluente primario con una DBO soluble de 100
mg/l. El caudal medio de agua residual es de 28.000 m3/d, y los procesos se deben
diseñar en base a una carga hidráulica sobre el filtro percolador de 1,5 m/h y 2,5 m/h
respectivamente para cada una de las alternativas. Compare las ventajas y desventajas
de ambas alternativas y elija una de entre ambas razonando su elección.
10.19. Diseñar un estanque de estabilización aerobio para el tratamiento de 10.000m3/d
de agua residual con un rendimiento de eliminación de DBO5 del 90 por 100 bajo las
siguientes condiciones:
a) DBO5 del afluente = 250 mg/l.
b) Constante global de eliminación de DBO5 de primer orden = 0,2 d-1 a
20ºC.
c) Temperatura estival de la laguna = 30ºC.
d) Temperatura invernal de la laguna = 12ºC.
e) Coeficiente de temperatura = l,06.
f) Superficie máxima de la laguna = 40 ha.
g) Profundidad máxima de la laguna = 1,5 m.
h) Factor de dispersión en la laguna = 0,5.
Determinar los tiempos de detención y las necesidades de superficie para las
condiciones estivales e invernales.

Proyecto de instalaciones para el tratamiento biológico del agua

Transcripción

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