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Edicin y correccin: Dania Relova Fernndez

Diseo de interior y cubierta: Frank Herrera

Diagramacin: Israel de Jess Zaldvar Pedroso

Carlos L. Menndez Gutirrez y Jess Garca, 2007

Versin impresa

ISBN 978-959-07-0339-3

Flix Varela

Versin electrnica

ISBN 978-959-16-0619-8

Editorial Universitaria

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III

PRESENTACIN

En 1984, los autores, en colaboracin con el Dr. Jan Chudoba, del Instituto de

Tecnologa Qumica de Praga, publicaron el libro Fundamentos Tericos deAlgunos Procesos para la Purificacin de Aguas Residuales, con el prop-sito de que sirviera de apoyo a aquellos profesionales de habla hispana querealizaban su trabajo de doctorado en la Repblica de Checoslovaquia. Dosaos despus se public la segunda edicin de ese ttulo.

Para continuar supliendo las crecientes necesidades de los profesionales deeste campo de trabajo, los autores publicaron en Cuba en 1991, bajo el ttulo deProcesos para el Tratamiento Biolgico de Aguas Residuales Industriales

un texto enfocado fundamentalmente, tal como indica su ttulo, en los procesosbiolgicos para el tratamiento de aguas residuales. Doce aos despus se pre-senta esta segunda edicin con el mismo propsito.

Como generalmente ocurre, una vez que concluy la preparacin de estanueva edicin, es que los autores se consideraron en condiciones de iniciar eltrabajo. Esto es consecuencia de la inconformidad natural que se experimenta,a partir de la conviccin de que toda obra humana es perfectible. Tambin estoforma parte de las enseanzas que nos leg Jan Chudoba.

La justificacin que nos anima ahora, como en las ocasiones anteriores,estimulados por los resultados ya logrados, es continuar contribuyendo a la su-peracin de los profesionales dedicados a esta esfera de trabajo, con temasactualizados y expuestos de manera ms completa que en la primera edicin.Otra justificacin quizs sea el de siempre haber pensado que el camino porrecorrer era ms largo del que en realidad ha sido y que sentimos la necesidadde expresarnos. Ambas justificaciones son igualmente vlidas.

Agradecemos a todos los que han colaborado en este nuevo empeo, enespecial a la profesora Julia Mara Hernndez por su apoyo en la preparacin delos materiales, y a nuestras familias por la paciencia manifestada una vez ms.

Deseamos dedicar esta obra, que es a su vez un nuevo punto de partida a lamemoria de Jan Chudoba, que sigue estando entre nosotros.

a JAN

Procesos para el tratamiento de aguas residuales / Carlos Menendez Gutierrez y Jess M. Prez Olmo

Ciudad de La Habana : Editorial Flix Varera - Editorial Universitaria, 2007. ISBN 978-959-16-0619-8

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IV

LOS AUTORES

Carlos L. Menndez Gutirrez

Graduado de Ingeniero Qumico en la Universidad de La Habanay de Especialista en Saneamiento Ambiental en el Centro Nacio-nal de Investigaciones Cientficas de Cuba. Obtuvo el ttulo deDoctor en Ciencias Tcnicas en el Instituto de Tecnologa Qu-mica de Praga. Ha impartido cursos en el tema de tratamiento deaguas residuales en universidades cubanas y latinoamericanas.Miembro del Comit Doctoral del Instituto Tecnolgico de Tolu-ca, Mxico, y del Tribunal de Grados Cientficos para IngenieraQumica de Cuba. Miembro de varias sociedades cientficas. Esautor de artculos tcnicos.

Jess M. Prez OlmoGraduado de Ingeniero Qumico en la Universidad de La Habanay Mster en Ingeniera Saneamiento Ambiental. Ha impartidocursos sobre tratamiento de aguas residuales en universidadescubanas. Es Especialista Principal en el tratamiento de aguasresiduales de la Compaa Especializada en Soluciones Integra-les Geogrficas y Medio Ambientales (CESIGMA S.A.) y habrindado asesora en plantas cubanas y de otros pases latinoa-mericanos.

Edicin auspiciada por:Environmental Capacity Enhancement Project in Cuba.Proyecto internacional establecido entre la University of Guelph y elInstituto Superior Politcnico Jos Antonio EcheverraFinanciado por:Canadian International Development Agency (CIDA)



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CAPTULO 1. Indicadores de la contaminacin / 1

1.1. Introduccin / 11.2. Contenido de slidos / 1

1.3. Demanda bioqumica de oxgeno (DBO) / 3

1.4. Demanda terica de oxgeno (DTO) y demanda qumicade oxgeno (DQO) / 11

1.5. Carbono orgnico total (COT) / 13

1.6. Nitrgeno / 17

1.7. Fsforo / 19

1.8. Caractersticas de las aguas residuales / 20

1.9. Mediciones del caudal / 29

1.10. Disminucin del volumen y fortaleza de los residuales / 35

CAPTULO 2. Pretratamiento de aguas residuales / 39

2.1. Compensacin / 39

2.2. Sedimentacin / 53

CAPTULO 3. Oxidacin biolgica nitrificacin / 77

3.1. Principios de la oxidacin biolgica / 77

3.2. Metabolismo / 78

3.3. Biodegradabilidad de las aguas residuales / 82

3.4. Cintica del crecimiento biolgico y remocin de sustrato / 873.5. Nitrificacin-desnitrificacin / 98

CAPTULO 4. Lodo activado / 119

4.1. Generalidades / 119

4.2. Parmetros bsicos / 123

4.3. Principales modificaciones tecnolgicas / 128

NDICE



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4.4. Aplicacin de los modelos cinticos / 135

4.5. Factores que inciden en la eficiencia de purificacin / 138

4.6. Presencia de compuestos orgnicos en el efluente / 144

4.7. Produccin de biomasa y lodo / 146

4.8. Determinacin de constantes a escala de laboratorio / 157

4.9. Requerimientos nutricionales / 160

CAPTULO 5. Transferencia de oxgeno / 165

5.1. Introduccin / 165

5.2. Consideraciones fundamentales de la transferenciade oxgeno / 165

5.3. Requerimiento de oxgeno / 173

5.4. Implementos de aereacin / 180

5.5. Consumo de potencia / 192

CAPTULO 6. Filtros percoladores / 199


6.2. Partes de las que consta un filtro percolador. Mecanismode remocin de la DBO / 201

6.3. Parmetros bsicos del proceso. Definiciones / 206

6.4. Clasificacin de los filtros percoladores / 207

6.5. Recirculacin / 208

6.6. Factores que inciden en la eficiencia de purificacin / 209

6.7. Diseo de filtros percoladores / 214

6.8. Clculo de las constantes del modelo de primer orden / 224

CAPTULO 7. Lagunas de estabilizacin / 235

7.1. Caractersticas generales / 235

7.2. Lagunas aerobias / 235

7.3. Lagunas anaerobias / 236

7.4. Lagunas facultativas / 236

7.5. Rgimen de flujo en las lagunas / 240

7.6. Diseo de lagunas de estabilizacin / 241

7.7. Relacin rea: volumen para las lagunas / 247

7.8. Remocin de patgenos / 248



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VII

7.9. Balance hdrico de las lagunas / 248

7.10. Criterios para la operacin y mantenimiento de las lagunasde estabilizacin / 251

CAPTULO 8. Digestin anaerobia / 255


8.2. Mecanismo de la digestin anaerobia / 256

8.3. Distintas variantes de los procesos de digestin anaerobia / 257

8.4. Factores que controlan el proceso de digestin / 265

8.5. Parmetros indicadores del curso de la digestin / 2698.6. Mtodos de diseo / 272

8.7. Puesta en marcha de los digestores anaerobios / 282

CAPTULO 9. Manejo de lodos / 285


9.2. Contenido de humedad y volumen de los lodos / 285

9.3. Lodos primarios y secundarios. Criterios de estimacin / 287

9.4. Espesamiento por gravedad / 290

9.5. Lechos de secado / 291

9.6. Volumen de agua producida / 293ANEXO 1. Volmenes mnimos de muestras y criterios

para su conservacin / 295

ANEXO 2. Distribucin normal acumulativa / 296



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Indicadores de la Contaminacin

CAPTULO 1INDICADORES DE LA CONTAMINACIN

1.1. INTRODUCCIN

Generalmente el nivel de contaminacin de las aguas residuales nose mide a partir del conocimiento de la concentracin de los distintosconstituyentes de un agua residual que pueden ser considerados conta-minantes, sino determinando parmetros globales como son la demandabioqumica de oxgeno (DBO) y la demanda qumica de oxgeno (DQO)entre otros. En ocasiones, fundamentalmente cuando se trabaja conresiduales industriales, las caractersticas de estos son tales que serequiere conocer constituyentes especficos como los metales pesados,tensoactivos, fenoles y otros.

En algunos casos, por ejemplo, para la determinacin de trazas de con-taminantes orgnicos en aguas superficiales y para beber, se emplean tc-nicas analticas especiales a saber la cromatografa y la espectrometra demasas.

1.2. CONTENIDO DE SLIDOS

El conocimiento del contenido de slidos de un agua o agua residual aporta

valiosa informacin sobre sus caractersticas, lo cual permite conocer de formageneral su naturaleza y si estas requieren de algn tratamiento en particular quefacilite su remocin o eliminacin.

Cuando se habla de slidos contenidos en un agua residual se est haciendoreferencia a aquello que permanece como residuo despus de la evaporacin ysecado de la muestra a 103 oC.

Los slidos en las aguas residuales pueden estar en forma suspendida, coloi-dal y disuelta. Todos ellos a su vez son de naturaleza inorgnica u orgnica. Lafraccin orgnica de los slidos se determina mediante la prdida por ignicin a600 oC.

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1.3. DEMANDA BIOQUMICA DE OXGENO (DBO)

La DBO es uno de los parmetros ms utilizados en la caracterizacin delos contaminantes orgnicos. Esta determinacin brinda un estimado del oxge-

no disuelto requerido por los microorganismos en la degradacin de los com-puestos biodegradables.

El mecanismo presente durante la prueba de laboratorio de la DBO es esen-cialmente biolgico y no depende solo del oxgeno presente y utilizado en unmomento dado, sino tambin de la velocidad a la que este se consume, y portanto, del tiempo. As, es necesario fijar un tiempo y temperatura de incubacinestndar, que normalmente es de cinco das, y 20 C como temperatura de refe-rencia.

En muchos casos se necesita conocer la demanda bioqumica de oxge-no total de un agua residual (DBO ltima). En tal sentido se requiere deter-minar previamente la velocidad a la cual ocurre la reaccin en toda suextensin.

La variacin en el tiempo de la demanda bioqumica de oxgeno de unagua residual sigue una cintica de primer orden, segn se observa en la figu-ra 1.2.

La determinacin de la DBO implica conocer el oxgeno consumido por

las bacterias en un intervalo de tiempo, ya que existe una relacin cuantita-tiva entre el oxgeno consumido y la concentracin del material orgnico quese transforma en dixido de carbono y amonaco. Esta relacin puede serrepresentada por la siguiente ecuacin generalizada:

3NH2H2

3

22CO2O4

3

24NOHC cOc

anc

bancban

(1.1)

La diferencia en el contenido de oxgeno al inicio y al final del anlisis,por litro de muestra utilizada constituye la DBO de la muestra expresada enmg de O

2L.

Lgicamente la velocidad y extensin a la cual ocurre esta degradacindepende de la temperatura y del tiempo, de ah que se ha aceptado paraestos dos parmetros 20 oC y cinco das respectivamente, tal como ya fueexpresado.

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Menndez Gutirrez, C. y J. Prez Olmo

Fig. 1.2. Variacin en el tiempo de la DBO: a) remanente, b) satisfecha.

1.3.1. Cintica de la DBO

Los estudios cinticos sobre la DBO han indicado que para propsitosprcticos esta puede ser considerada, con un buen grado de aproximacin,como una reaccin de primer orden, lo cual se expresa matemticamentemediante la ecuacin:

tt Lk

tdL (1.2)

donde:L

t: DBO remanente, mg L.

t: tiempo, das.k: constante de velocidad, da.

Como toda constante de velocidad de reaccin, k es funcin de la tempera-

tura. Aunque el anlisis tpico o estndar se realiza a 20o

C el valor de k

puedecalcularse a otra temperatura mediante la relacin:

2020

Tt kk (1.3)

en la que = 1,056

La integracin de la ecuacin 1.2 conduce a:

tko

tk-ot LeLL

10 (1.4)

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donde:Lo: DBO ltima o total de la muestra, mg L

.k: k/2,3

Tal como se aprecia en la ecuacin anterior, el conocimiento de la DBOremanente de la muestra en un instante dado exige conocerLoy k. La determi-

nacin de Lt no es lo ms comn en el trabajo rutinario. Generalmente lo quems interesa conocer es aquella parte de la demanda bioqumica de oxgeno quese ha satisfecho en un intervalo de tiempo y a una temperatura dada. As, si Loes la demanda total o ltima de un agua residual, y Lt es la demanda remanenteen un instante tdado, la demanda satisfecha o ya ejercida (Y) ser:

tkotto LDBOLLY

101 (1.5)

Para el caso del anlisis realizado a 200 C y cinco das:

ko,do LDBOLLY

5C2055 101

(1.6)

Estas expresiones describen los lugares geomtricos representados en lafigura 1.3.

Fig. 1.3. Relacin entre Lo

y Lt.

Como ya fue expresado, es la DBO ejercida la que se determinanormalmente en el periodo de incubacin de cinco das y a la temperatura dereferencia de 20 oC. El conocimiento de la DBO total (L

o), se requiere solamente

en casos especficos y conlleva un tratamiento matemtico especial de losdatos experimentales.

Para que la muestra de agua residual sea analizada exitosamente es nece-sario que contenga una determinada poblacin microbiana o en su defecto esta

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sea suministrada, a fin de que la materia orgnica pueda ser degradada y tengalugar consumo de oxgeno.

Este aspecto reviste una gran importancia porque puede ocurrir que el aguaresidual objeto de anlisis contenga bacterias del gnero Nitrosomonas y

Nitrobacter, las cuales no degradan la materia orgnica, sino que oxidan dife-rentes formas del nitrgeno con el consiguiente consumo de oxgeno (fenmenoeste denominado nitrificacin), y por lo que se falsean los resultados. En lassiguientes ecuaciones se muestra la estequiometra del proceso de nitrificacin.

322

2223

2NOO2NO

2HO2H2NO3O2NH

Siendo la reaccin total:

O2H2H2NO4O2NH 2323 (1.7)

En aquellos casos en que se analizan efluentes de plantas de tratamientoque utilizan filtros percoladores o lodos activados estn presentes las bacteriasnitrificantes, por lo que al realizar el anlisis de la DBO se debe aadir algunasustancia que las inhiba. El compuesto ms comnmente empleado para inhibirel crecimiento de organismos nitrificantes es el alilthiourea (ATU).

Cuando estos tipos de bacterias estn presentes, la curva de la DBO puedemostrar un comportamiento similar al representado en la figura 1.4.

Fig. 1.4. Efecto de la nitrificacin sobre la DBO.

Obsrvese que de estar presente el fenmeno de la nitrificacin la DBO de-

terminada resultar mayor que la que corresponde a la degradacin de la materiaorgnica, lo cual introduce un error por exceso con respecto a lo deseado.

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1.3.2. Influencia de la constante de velocidaden la determinacin de la DBO

La constante de velocidad desempea un rol importante en la fraccin de la

DBO que puede ser estimada en un periodo de cinco das. Cuanto mayor sea elvalor de esta constante, mayor ser el valor de la DBO determinada.Esta influencia se puede apreciar en la figura 1.5 donde a manera de ejem-

plo se han considerado cuatro valores de k.

Fig. 1.5. Influencia de k sobre la DBO.

En la figura 1.5 puede apreciarse cmo para el mismo tiempo, por ejemplo

cinco das, la DBO ser distinta en funcin del valor de la constante de velocidad k.La variacin que puede experimentar la constante kha sido motivo de am-

plias discusiones, pero se pueden considerar como las principales causas:

La naturaleza de la materia orgnica. La habilidad de los microorganismos para utilizar esa materia orgnica.

As por ejemplo, se puede sealar que en general la parte soluble es degra-dada ms rpidamente que aquella que se presenta en forma coloidal o en sus-pensin.

Otro aspecto de importancia en la determinacin de la DBO es la concen-tracin de microorganismos que aporte el inculo, ya que de ser muy baja, laDBO ejercida en el tiempo tambin ser baja debido a que las bacterias tardanun tiempo apreciable en multiplicarse como para ejercer una oxidacin notable.Este fenmeno se destaca en la figura 1.6. En el caso mostrado por la curva A,la concentracin de microorganismos es tres rdenes de magnitud mayor que enB. Esta es la razn por la cual este es un aspecto que debe ser tenido en cuentaen el momento de realizar el anlisis de la DBO. En el caso de efluentes de

plantas de tratamiento o residual humano este aporte est garantizado de por s,pudiendo no ocurrir lo mismo cuando la muestra tiene otra procedencia.

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Fig. 1.6. Efecto de la concentracin del inculo sobre la DBO.Otro factor no menos importante en la determinacin de la DBO es el grado

de aclimatacin de las bacterias utilizadas en el curso del anlisis para el sustratoen particular que presenta la muestra. Por supuesto este fenmeno se presentacuando la muestra no contiene microorganismos y resulta necesario inocularlos.

En la figura 1.7 se muestra el caso de un inculo no adaptado al sustrato deinters. De ah que se presente retraso en la DBO ejercida en la etapa inicial.Por el contrario, en el ejemplo representado en la figura 1.8, se ilustra una situa-

cin en la que el inculo est perfectamente adaptado al sustrato y no se pre-senta la fase inicial de retraso.

Fig. 1.7. Efecto de la aclimatacin del inculo sobre la DBO.

Se puede apreciar que las curvas que aparecen en las figuras 1.6, 1.7 y 1.8presentan una tendencia que no se corresponde exactamente con lo que predice

una cintica de primer orden (figura 1.4), ya que las primeras presentan unameseta ms o menos acentuada y que pudiera ser falsamente interpretado como

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un proceso de nitrificacin. La explicacin de la aparicin de estas mesetaspudiera ser la siguiente: durante el primer y segundo da de incubacin, la mate-ria orgnica soluble es rpidamente oxidada y la remanente es convertida en

velocidad de oxidacin, lo cual lleva asociada una fase de respiracin endgena.Posteriormente se aprecia un incremento en la velocidad de oxidacin, que esatribuible a un incremento en la poblacin de protozoos, los cuales son predadoresde las bacterias. La presencia y duracin de esta meseta entre estas fasesdepende del intervalo de tiempo entre el pico de la poblacin bacteriana y el dela poblacin de protozoos.

Fig. 1.8. Efecto sobre la DBO de un inculo adaptado.

Se ha comprobado que mientras menor sea la constante de autooxidacinde la biomasa, la meseta ser ms acentuada. Por otra parte, mientras sean losvalores mayores de esta constante la meseta tiende a no aparecer.

Otro aspecto importante relacionado con la DBO est en el hecho de quepor mucho tiempo se pens que despus de un largo periodo de incubacin (porejemplo, 20 das) la DBO determinada era la DBO ltima o total de la muestra

(Lo), y que al mismo tiempo era igual a la DQO terica, cuando en realidadexiste discrepancia entre el valor determinado y la demanda terica de oxgeno.El siguiente ejemplo pondr en evidencia esta discrepancia.

La oxidacin de la glucosa a dixido de carbono y agua requiere de 192 g deoxgeno por mole de glucosa (180 g/mol) 1,065 mg de oxgeno por miligramode glucosa segn la estequiometra de la ecuacin 1.8:

OH6CO606OHC 2226126 (1.8)

As, una solucin de glucosa de 300 mg Ltiene una demanda terica deoxgeno de 320 mg L, sin embargo la determinacin de la DBO con periodos

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de incubacin de 20 das ha reportado valores de Lo en el intervalo de 250 a285 mg L. De aqu resulta evidente que no toda la glucosa ha sido oxidada adixido de carbono y agua, interpretndose en los siguientes trminos este fen-meno: en el curso de la degradacin de la glucosa las bacterias obtienen energa

para su crecimiento y reproduccin, lo cual implica que parte de la materiaorgnica es convertida en tejido celular, por lo que no experimenta oxidacincompleta, hasta que ocurre la respiracin endgena. Cuando las bacterias mue-ren este tejido celular se convierte en alimento de otras y prosigue la conversinde la materia orgnica en dixido de carbono y agua. Una parte de las bacteriasvivas y muertas sirven de alimento a los protozoos y contina la degradacin dela materia orgnica.

Fig. 1.9. Secuencia de degradacin de los compuestos orgnicos.

En cada una de las etapas por las que transcurre la oxidacin de la materia

orgnica se producen desechos del metabolismo que resultan resistentes a ladegradacin biolgica y que pueden explicar la discrepancia entre la demandaterica y prctica. En el diagrama de la figura 1.9 se ilustra esta secuencia defenmenos.

1.3.3. Clculo de la constante de oxigenacin

A partir de la importancia que existe, a la hora de caracterizar un aguaresidual, del conocimiento de la relacin entre la DBO cinco das, DBO ltima yla constante de velocidad, k, han sido propuestos muchos mtodos para el

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clculo de k.1, 3 A continuacin se presenta uno que, aunque no muy exacto, essencillo y permite tener una idea del valor de esa constante antes de pasar a unadeterminacin ms exacta, pero tambin ms laboriosa.

El mtodo de Rhame para determinar k, o mtodo de los dos puntos de

Rhame,4 se basa en la relacin entre los valores de la DBO para dos tiemposdados. El segundo tiempo es el doble del primero. Con el mtodo de Rhamepueden calcularse la DBO ltima y la constante de de-oxigenacin:

ZXX

L

2

2

(1.9)

y XZ

X

tTk

log

1

(1.10)donde:

L: DBO ltima.X: DBO en el tiempo t.Z: DBO en el tiempo T= 2t.

Segn Rhame, para t= 10 das, los valores de L y kque se obtienen soncomparables a los que se estiman cuando se usan otros mtodos.

En la tabla 1.1 se comparan los valores de la DBO ltima y la constante de

de-oxigenacin para residuales teneros, calculados por diferentes mtodos.

Tabla 1.1. Valores de ky Lo

de residuales teneros calculados por diferentesmtodos

1.4. DEMANDA TERICA DE OXGENO (DTO)Y DEMANDA QUMICA DE OXGENO (DQO)

Cualquier compuesto orgnico tericamente puede ser oxidado hasta la ob-

tencin final de productos estables como H2O , CO

2, NH

3y 2

4SO . La cantidad

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de oxgeno necesaria para la oxidacin se denomina demanda terica de oxge-no (DTO). La DTO puede ser calculada considerando las relacionesestequiomtricas:

OH2

COO24

OHC 222yxzyxzyx

(1.11)

MM24

DTOzyx

(1.12)

donde:MM: Masa molecular del compuesto.

Para compuestos que contienen N en su estructura, la ecuacin para lademanda terica de oxgeno es:

32

22

NHOH23

COO24

3NOHC

ppy

xzpy

xpzyx

(1.13)

MM

8234DTO

zpyx (1.14)

Si adems el azufre participa en su composicin,

42322

2

SOHNHOH23

CO

O2

24

23SNOHC

qppy

x

zq

qpyxqpzyX

(1.15)

8MM

2364DTO

zpqyx

(1.16)

La demanda qumica de oxgeno brinda una medida ms real de la cantidadde oxgeno requerida para la oxidacin de los compuestos orgnicos a CO y

H2O, de acuerdo con las ecuaciones 1.11, 1.13 y 1.15, cuando se utiliza unoxidante fuerte.

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El mejor mtodo para determinar la DQO es aquel que arroja valores igua-les o cercanos a la DTO. Actualmente este mtodo es el estndar del dicromato.Este mtodo utiliza una solucin de dicromato de potasio cuya concentracinmolar de equivalente es 0,25, en 50 % de cido sulfrico. Bajo estas condicio-

nes, con sulfato de plata como catalizador, la mayora de los compuestos sonoxidados entre 90 y 100 %.6

No obstante, algunos compuestos no son oxidados o lo son solo parcialmen-te cuando se utiliza el mtodo estndar con dos horas de reflujo. Esto se hacomprobado en algunas bases fuertes nitrogenadas como las metilaminas,etilaminas, piridinas y sus derivados (tabla 1.2).

Tabla 1.2. Algunos compuestos parcialmente oxidables por el dicromato

en medio cido

Otras bases heterocclicas nitrogenadas como la quinolina, pirol, pirolidina,indol, inidiazol, purina y pirimidina, son oxidadas fcil y completamente. Sin em-bargo, en los compuestos heterocclicos que contienen dos o ms tomos denitrgeno en la molcula, solamente una parte de ellos se desprende como amo-naco y el resto como nitrgeno.7

El azufre de los compuestos orgnicos es oxidado a sulfato. La excepcinest constituida por el grupo CH

3

Durante la prueba de la DQO se determinan tanto los compuestosdegradables como los no degradables biolgicamente. Tambin se incluyen aque-llos compuestos inorgnicos reductores que pueden ser oxidados por el dicromatoen medio cido, como es el caso comn del anin cloruro.

1.5. CARBONO ORGNICO TOTAL (COT)

Hoy da el COT es utilizado como una medida del contenido de sustancias

orgnicas en el agua. Sin embargo, este parmetro no brinda informacin acer-ca del oxgeno necesario para la oxidacin de las mismas. As, por ejemplo, la

Compuesto Oxidacin%

Compuesto Oxidacin%

MetilaminaDimetilaminaTrimetilaminaPiridinametil piridina

3 metil piridina

3,71,95,24,4

30,0

27,8

EtilaminaDietilaminaTrietilamina2,4 dimetilpiridina

2,4,6 trimetilpiridina

36,127,837,458,0

85,2

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glucosa y el cido caproico poseen en su molcula el mismo nmero de tomosde carbono, no obstante la demanda terica de oxgeno (DTO) de ambos com-puestos es diferente:

12226126 gg1,07DTOO6H6CO6OOHC (1.14)

12222126 gg2,21DTOO6H6CO8OOHC

(1.15)

En el primer caso se requieren 2,66 g de oxgeno para la oxidacin de 1 g decarbono. En el segundo caso cada gramo de carbono necesita 3,55 g de oxgenopara la oxidacin total.

En el orden terico existe una relacin entre la DTO y DQO, as como entre

la DTO y el COT.

1

Por tanto, existe tambin una relacin entre la DQO y elCOT. En el mismo plano terico cabe suponer que la relacin DTO/COT varaentre los lmites de cero, cuando los compuestos orgnicos no son oxidables porel dicromato, hasta 5,33, que es la relacin para el metano segn la ecuacin:

OH2COO2CH 2224 (1.16)

En la tabla 1.3 se representa esta relacin para algunos compuestos orgni-cos comunes.

Tabla 1.3. Relacin DTO/COT de algunos compuestos8

Compuesto Relacin DTO / COTcido acticoGlucosaSacarosaPiridinaBencenoEtilaminaMetano

2,672,672,673,333,334,005,33

El valor lmite de 5,33 para la relacin DTO/COT es tambin vlido paramezclas de compuestos, aunque en la medida que aumenta en complejidad lacomposicin del residual, la DTO va perdiendo su inters prctico y la relacinDTO/COT llega a ser inoperante.

Para las aguas residuales, constituidas por mezclas de sustancias cuya com-posicin no siempre se conoce y de concentracin variable, la DTO tiene esca-

so valor prctico. De ah la importancia de la DQO y la DBO como parmetrosindicadores de la contaminacin en unidades de oxgeno.

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En la prctica la relacin DQO/DTO es muy variable debido a que, como yase dijo, hay muchos compuestos orgnicos que no son fcilmente oxidados porel dicromato. La relacin puede ser tan alta como 1 (para el etanol, cido oxlicoy cido benzoico)9 y tan baja como 0,02 para la piridina.8 Por tanto, las relacio-

nes DTO/COT que aparecen en la tabla 1.3 para compuestos puros, no sonigualmente vlidas para DQO/COT.

Hay una correspondencia entre las relaciones anteriores y el nmero deoxidacin promedio (NOP) del carbono (figura 1.10).

Este puede calcularse por la ecuacin:

C

O224NOPn

n (1.17)

donde:

2On : Nmero de tomos de oxgeno necesarios para la oxidacin completa

de un compuesto dado en CO2 , H2O, NH3 y H2SO4.nC: Nmero de tomos de carbono en el compuesto dado.

Fig. 1.10. Dependencia del NOP de la relacin DTO/Corg para algunos

compuestos.

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Cuando se aplica la ecuacin 1.17 a las molculas de glucosa, formaldehdoy cido actico, puede llegarse a la conclusin que en esos compuestos el car-bono tiene el NOP igual a cero.

El carbono en todas las aminas alifticas y alcoholes tiene el NOP igual

Para los compuestos puros, la ecuacin 1.17 se transforma en:

orgCDTO

24NOP (1.18)

Para aguas residuales la ecuacin 1.18 se modifica:

12/C

16/DQO

24NOP org

orgCDQO

23

4NOP (1.19)

en la que tanto la DQO como la concentracin de carbono orgnico seexpresan en mg L.

En el mismo plano terico puede afirmarse que cuando el NOP delsustrato es menor que cero se hace necesario suministrar oxgeno para lasntesis celular:

OH18NOHC6O10NH6OHC5 2275232126 nnnn n (1.20)

Para sustratos cuyo NOP es mayor que cero, el contenido de oxgeno en sumolcula es tal que no requiere un suministro adicional del mismo para queocurra la sntesis celular:

222753786 O7,5OH8NOHC6NH6OHC5 nnnn n (1.21)

Como se aprecia de la ecuacin 1.21 an queda una cierta fraccin deloxgeno que puede ser utilizado para la oxidacin.

Debe destacarse que cuando la biomasa es considerada como sustrato, suNOP es igual a cero:

3222275 NHOH2CO5O5NOHC nnnnn (1.22)

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1.6. NITRGENO

El nitrgeno en las aguas residuales se puede presentar principalmente enforma orgnica, formando parte de protenas, y en forma amoniacal. El nitrito

(NO2) y los nitratos (NO3) rara vez aparecen en las aguas residuales crudas,y cuando existen, se trata fundamentalmente de aguas residuales industriales.

El conocimiento del contenido de nitrgeno en sus variadas formas re-sulta de gran inters. As por ejemplo, cuando un agua destinada a consumohumano presenta nitrgeno orgnico, o nitrgeno amoniacal, es indicio decontaminacin fecal reciente, lo cual es un alerta sobre su peligrosidad. Laurea contenida en la orina del hombre y animales, se descompone aportandonitrgeno amoniacal segn muestra la siguiente ecuacin:

32242 2NHCOOHHCON (1.23)

As mismo, las heces fecales de animales contienen cantidades apreciablesde protenas las cuales son convertidas en nitrgeno amoniacal por las bacteriassegn:

3NHBacteriasorgnicoNitrgeno (1.24)

El nitrgeno amoniacal puede ser posteriormente convertido en iones nitrito

por las bacterias Nitrosomonas:

O2H2H2NO3O2NH 22bacterias

2(g)3 (1.25)

La presencia de iones nitrito en un agua destinada al consumo humanopuede ser considerada tambin como indicativo de contaminacin fecal.

Esta secuencia de reacciones no termina sino en los iones nitrato, queconstituyen la forma ms oxidada del nitrgeno. Esto ocurre cuando los ionesnitrito son oxidados por las Nitrobacter segn:

3bacterias

22 2NOO2NO (1.26)

La secuencia de la nitrificacin se puede mostrar grficamente, tal comoindica la figura 1.11.

La presencia de diferentes formas del nitrgeno tiene otra connotacin cuandose trata de aguas residuales. En este caso es importante conocer el contenidode nitrgeno por ejemplo cuando se requiere disear un sistema de tratamientobiolgico donde se debe cumplir que el contenido de nitrgeno guarde relacin

definida con la DBO y el fsforo, para que el proceso de depuracin transcurrade manera adecuada.

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Fig. 1.11. Transformacin de diferentes formas del nitrgeno.

Por otra parte el contenido de nitrgeno y las diferentes formas en que sepuede presentar a lo largo del sistema de tratamiento aporta criterio sobre algu-nos de los fenmenos que pueden ocurrir.

En la tabla 1.4 se resume el impacto de diferentes formas del nitrgeno.

Tabla 1.4. Impactos causados por diferentes especies del nitrgeno

Forma delNitrgeno

Impacto

N-NH3 La oxidacin del nitrgeno amoniacal enun curso receptor produce disminucindel oxgeno disuelto.El nitrgeno amoniacal no ionizadopuede causar toxicidad en variosorganismos acuticos.

N-NO3 El nitrgeno en forma de nitrato en aguaspotables puede causar metahemoglo-binemia en nios pequeos.

Nitrgeno total El nitrgeno como nutriente es causa deun crecimiento excesivo de organismosacuticos que consumen oxgeno durantela noche y excretan sustancias que causanolor y sabor.

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1.7. FSFORO

El conocimiento del contenido de fsforo de las aguas residuales revisteinters, pues este elemento constituye un factor imprescindible para la vida

de los organismos acuticos al entrar a formar parte de su estructura.La presencia de compuestos de fsforo en cursos receptores induce el

crecimiento de algas. Estas afectan de forma notable la calidad de las aguasya que pueden ser el origen de toda una secuencia de fenmenos, dado queeste elemento es el limitante para el desarrollo de estas formas de vida. Laluz y los compuestos de nitrgeno (los cuales son los otros elementos im-prescindibles) son generalmente abundantes.

El deterioro de la calidad del agua debido a la aparicin de color o sabordesagradables no es el nico problema que se genera como consecuencia dela presencia del fsforo en un cuerpo de agua, sino que se produce otro nomenos grave y es que al morir las algas, estas ocasionan una contaminacinde carcter orgnico en el agua.

Por todo lo anterior es importante disponer de datos sobre la concentra-cin de fsforo que se vierte a los cuerpos receptores, provenientes funda-mentalmente de las aguas residuales industriales y domsticas.

Las aguas residuales de origen domstico son relativamente ricas enfsforo. Antes del desarrollo de los detergentes sintticos, el contenido

de fsforo usualmente estaba en el intervalo de 2 a 5 mgL

y las formasorgnicas variaban de 0,5 a 1,0 mgL. Esta contribucin humana se debe ala ruptura de las protenas con la consiguiente eliminacin del fsforo en laorina. En la actualidad muchos detergentes sintticos contienen grandescantidades de poli fosfatos, pudiendo contener hasta 10 % en su composi-cin. La sustitucin del jabn por estos productos ha incrementado notable-mente el contenido de este elemento en las aguas residuales.

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1.7.1. Diferentes compuestos de fsforo presentes en las aguasresiduales

En las aguas residuales se pueden encontrar compuestos de fsforo tales como:

Tabla 1.5. Diferentes compuestos de fsforo

Todos los polifosfatos experimentan reacciones qumicas produciendoortofosfatos (PO4

), siendo la velocidad con que ocurre este proceso de-pendiente del tiempo, la temperatura y el pH.

1.8. CARACTERSTICAS DE LAS AGUAS RESIDUALES

1.8.1. Aguas residuales municipales

Estn constituidas por materia orgnica en forma suspendida, coloidal ydisuelta. La carga contaminante de estas aguas puede ser expresada enfuncin de la contribucin per cpita.

La DBO, contenido de slidos y el gasto de agua per cpita que normalmen-

te se reporta en la literatura vara de un pas a otro, de una zona o regin a otrae incluso con el tiempo en una misma localizacin. Esto est, por supuesto, enfuncin de los hbitos alimentarios, de las costumbres y condiciones higinico-sanitarias de la poblacin.

Los valores tpicos de la contribucin per cpita diaria a los residuales muni-cipales son 0,5 m3 hab, 104 g hab de DBO y un contenido de slidos suspen-didos de 90,7 g hab.10 Estudios parciales realizados en Cuba arrojan valoresde 30 g hab para la DBO y de 24 g hab para los slidos suspendidos.11

Como referencia, la composicin promedio de un agua residual munici-

pal se muestra en la tabla 1.6. La incorporacin de residuales industrialespueden modificar sustancialmente los valores de estas concentraciones.12

Nombre FrmulaOrtofosfatosFosfato trisdico Na3PO4Fosfato disdico Na2HPO4Fosfato monosdico NaH2PO4Fosfato diamnico (NH4)HPO4

PolifosfatosHexametafosfato de sodio Na3(PO3)6Tripolifosfato de sodio Na5P3O10Pirofosfato tetrasdico Na4P2O7

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Tabla 1.6. Caractersticas promedio de un residual municipal

1.8.2. Caractersticas de los residuales industriales lquidos(RIL)

Para tener un conocimiento real de las caractersticas de un agua resi-dual no basta con conocer la magnitud, en trminos de concentracin, de losparmetros indicadores seleccionados. Si bien el conocimiento de las con-centraciones puede ser til en determinadas circunstancias, una mayor in-formacin se obtiene del conocimiento del flujo msico (kgd).

As, por ejemplo, suponiendo dos residuales con las siguientes caracte-rsticas:

Residual A: DBO5

= 500 mgL Flujo = 200 m3d.Residual B: DBO

5= 250 mgL Flujo = 600 m3d

Pudiera pensarse que el residual A es ms contaminante que el B debido aque tiene mayor concentracin de DBO. Obviamente el residual A presenta unaDBO superior al B, sin embargo el valor de su flujo o gasto es menor. El produc-to de la concentracin por el flujo da el valor del flujo msico. De esta manera,

para el ejemplo anterior se tiene que:Flujo msico de A = 100 kgd

Flujo msico de B = 150 kgd

Este simple ejemplo pone de manifiesto que el conocimiento de la concen-tracin de un parmetro solamente no es suficiente para tener una idea real delpoder contaminante de un agua residual.

Lo anterior destaca la importancia de conocer, con el mayor grado de certe-za posible, el flujo de agua residual que como promedio se genera. Por lo que sedebe utilizar un procedimiento de muestreo que responda en el mayor grado

Propiedad Mximo Promedio MnimopH 7,5 7,2 6,8

Slidos totales (mg L-1

) 640 453 322Slidos totales voltiles (mg L-1) 503 340 225Slidos suspendidos (mg L-1) 258 145 83Slidos suspendidos voltiles(mg L-1)

208 120 62

DQO (mg L-1) 436 288 159DBO (mg L-1) 276 158 75Cloruros (mg L-1) 45 35 25

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posible a la realidad. Es decir, las determinaciones que se realicen deben serrepresentativas, para lo cual estas deben ser proporcionales al flujo.

Para llegar a disponer de muestras integradas o compuestas, se requiereque cada una de las tomas puntuales que constituirn la compuesta, sea obteni-

da teniendo en cuenta tanto el flujo promedio de agua residual como el existenteen el instante en que se toma la muestra. El flujo promedio debe ser calculadopreviamente.

Algunas de las caractersticas qumicas de las aguas residuales municipalesreportadas por Walter13 aparecen resumidas en la tabla 1.7.

Para estimar el volumen de muestra a extraer en cada momento, puedeutilizarse la expresin:

i

T

=i QNQV

V (1.27)

donde:Vi: volumen de muestra a tomar en un instante (L).VT: volumen total de muestra a recolectar (L).N: nmero de muestras que se van a tomar.Q : flujo promedio determinado previamente (Lh).Q

i: flujo puntual en el instante de la toma de muestra (Lh).

En la aplicacin de este procedimiento es recomendable que durante el pe-riodo de muestreo se tomen volmenes de muestras, se conserven en fro y semida el flujo puntual en el instante de tomar cada muestra.

Tabla 1.7. Caractersticas qumicas de las aguas residuales municipales

Constituyentes Tipo Concentracincidos voltiles Frmico, actico,

propinico, butricoy valrico

(8,5-20) mg L-1

cidos solublesno voltiles

Lctico, gliclico,ctrico y benzoico

(0,1-1,0) mg L-1

cidos grasossuperiores

Palmtico, esterico yoleico

60 % del contenidode cidos grasos

Protenas yaminocidos

Al menos veintetipos

(45-50 %) delnitrgeno total

Carbohidratos Glucosa, lactosa,

sacarosa

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La caracterizacin de un agua residual reviste dos objetivos muy impor-tantes:

1. Inmediato. El conocimiento de las caractersticas del agua residual per-

mite conocer su poder contaminante y decidir si el residualdebe ser sometido a tratamiento o no.2. Mediato. Cuando las caractersticas del agua residual son tales que

es obligado su tratamiento, los datos que aporta la caracte-rizacin son una parte imprescindible para el diseo de lainstalacin de tratamiento.

En el curso de un proceso de caracterizacin se debe tener la miradapuesta en la posibilidad de estudiar separadamente las diferentes corrientesde residuales que pueden existir a fin de valorar su posible segregacin,pues dependiendo de sus caractersticas pueden requerir de tratamientosdiferentes, por lo que no es aconsejable su mezcla. Esta ptica est, porsupuesto, condicionada en buena medida al estudio o conocimiento previodel problema.

Para el caso particular de los residuales industriales lquidos (RIL), unprocedimiento para conocer el balance material y de flujo de todos los pro-cesos de la industria que utilizan agua y producen residuales, as como de laindustria en su conjunto, puede resultar imprescindible.

El resultado de la caracterizacin debe brindar informacin acerca de lafortaleza contaminante de cada corriente, as como de las alternativas detratamiento y de su reuso.

El procedimiento general recomendado para obtener la informacin ne-cesaria para la caracterizacin con un mnimo de esfuerzo, y que al mismotiempo sea confiable, puede resumirse en cuatro etapas:

obtener el diagrama de flujo de los residuales, elaborar el esquema de muestreo y anlisis, efectuar el balance de flujo y materiales, reportar la variacin estadstica de los parmetros ms significativos

de la caracterizacin.

1.8.2.1. Diagrama de flujo de los residuales

Este diagrama se construye a travs de la inspeccin de todas las operacio-nes del proceso y con la consulta del ingeniero de la planta. El diagrama debeindicar los posibles puntos de muestreo y el orden de magnitud del flujo de la

corriente de aguas residuales.

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1.8.2.2. Elaboracin del esquema de muestreo y anlisis

El muestreo ptimo es el continuo, con volmenes que son una fraccin delflujo promedio. Sin embargo, esto pocas veces es factible.

Otra posibilidad es la de las muestras integradas o compuestas con unafrecuencia de muestreo que se establece de acuerdo con el proceso que senecesita caracterizar. El periodo de la composicin de la muestra y la frecuen-cia de muestreo se establece de acuerdo con la naturaleza del proceso cuyaagua residual se estudia. Algunos procesos en operacin continua puedenmuestrearse cada hora e integrarse por periodos de 8, 12 y hasta de 24 h. Aque-llos procesos en los que hay mucha variacin deben integrarse en periodos deuna o dos horas. A los procesos a templa se les toma muestras en el periodo devaciado.

Los anlisis a realizar dependen de las caractersticas del parmetro que seest midiendo. Por ejemplo, el pH debe medirse puntualmente, ya que es posibleen muchos casos que la integracin resulte en una neutralizacin de elementoscidos y bsicos perdindose durante la integracin una informacin valiosa. Lacarga de DBO puede requerir integracin de las muestras durante 8 h cuandose pretende disear tratamientos de tiempos de retencin cortos, aunque mues-tras integradas durante 24 h resultan suficientes para tratamientos de variosdas de retencin como el de las lagunas.

Cuando se miden constituyentes como nitrgeno y fsforo para determinarsi hay necesidad o no de adicin de nutrientes en tratamientos biolgicos, sonsuficientes muestras integradas de 24 h, ya que los sistemas biolgicos tienenalta capacidad de amortiguamiento. Si se conoce la presencia de sustanciastxicas en el agua residual, estas deben ser muestreadas continuamente.

Un aspecto importante en este punto, al que ya se hizo referencia, es el de lamedicin del flujo.

1.8.2.3. Balance de flujo y materiales

Despus de realizados el muestreo y los anlisis, debe efectuarse el balancede flujo y materiales tomando en consideracin todas las fuentes de contamina-cin que sean significativas. En la medida en que el balance coincida con elefluente total, se confirmar el cuidado con el que se realiz la caracterizacin.

1.8.2.4. Variacin estadstica de los parmetros

Esta informacin se obtiene de diversas formas, una de ellas consiste engraficar en papel de probabilidades la frecuencia de ocurrencia.

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La data de la caracterizacin de los RIL generalmente es muy variable ysusceptible de anlisis estadstico. La informacin puede ser reportada en tr-minos de frecuencia de ocurrencia de una propiedad en particular, que es elvalor que se espera que tenga esa propiedad o lo exceda 10, 50 y 90 % del

tiempo. Los valores obtenidos en la caracterizacin se ordenan en orden cre-ciente de magnitud. Por ejemplo, si se trata de la DBO,

donde:n: Nmero total de valores de DBO.m: Nmero consecutivo y en orden creciente asignado a cada uno de los

valores de DBO, desde uno hasta n.

1n

m: posicin de cada valor en la tabla y que es equivalente al porcentaje

de ocurrencia.

Tabla 1.8. Porcentaje de ocurrencia

Al graficar estos resultados en papel de probabilidades, tal como se hace enla figura 1.12, la DBO promedio es la que corresponde a frecuencia de ocurren-cia del 50 %. Por otro lado, aceptando que 68 , 27 % de los valores estnincluidos en el intervalo: 1 n

_

sX , se tiene que:

2915184

1,,

n

XXs

(1.28)

Para el ejemplo anterior:

DBO promedio = 347,8 mg L

m DBO(mg L-1) 1n

m Ocurrencia(%)

1 175 0,1 102 225 0,2 20

3 285 0,3 304 340 0,4 405 350 0,5 506 375 0,6 607 405 0,7 708 460 0,8 809 515 0,9 90

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1102

2304501

ns

s: desviacin estndar.

Fig. 1.12. Porcentaje del tiempo que la DBO ser igual o menor al valorindicado.

Cuando el nmero de observaciones es muy grande (de cincuenta a cien) serecomienda agrupar la data por incrementos. Estos incrementos pueden tomar-se de 50 mg L.

Ejemplo 4.1

Suponga una data que tiene noventa y seis observaciones agrupadas porintervalos de 50 mg L.

donde:n: Nmero total de muestrasm: Nmero de muestras en el intervalo analizado y los anteriores

1001n

m: posicin al graficar..

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Tabla 1.9. Intervalos y nmeros de muestras

Las mediciones del caudal de aguas residuales durante el estudio puedenllevarse a cabo por diversos mtodos, en dependencia de la accesibilidad dellugar. Estos pueden ser, entre otros:

1. Instalacin de vertederos, se usa en canales o conductoras abiertos.2. Cubo o cubetas y cronmetro: aplicable cuando hay bajo caudal.3. Medicin de la duracin del bombeo: hay que hacer uso de la curva carac-

terstica de la bomba.4. Uso de medidores de flujo de paleta.

1.8.3. Empleo de ndices en la caracterizacin

Tomando en cuenta que los procedimientos de caracterizacin son gene-ralmente complejos y exigen de importantes recursos de tiempo y de tipofinanciero, la utilizacin de indicadores o ndices de produccin y consumose presenta como un importante enfoque a considerar, dentro de los proce-dimientos utilizados para determinar, al menos aproximadamente, los nivelesde carga contaminante que son generados por las diferentes actividades de

produccin y servicios.Los ndices de produccin constituyen un instrumento que permite determi-

nar la efectividad de medidas y programas orientados a la disminucin de lacontaminacin, facilitando la identificacin y establecimiento de prioridades degestin, con arreglo a la evaluacin cuantitativa de las tendencias que se mani-fiestan en la calidad del medio.

En este sentido, es importante indicar que esta herramienta de trabajono sustituye ni exime, la necesidad de realizar investigaciones ms com-pletas.

Intervalo Muestraen el intervalo

m Posicinen el grfico

200 - 249 5 5 5,2250 - 299 4 9 9,3300 -349 6 15 15,5. . . .. . . .. . . .1150 1 199 4 96 99,0

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Tabla 1.10. Indicadores de carga contaminante de algunos procesos

PVS: Peso vivo sacrificado.Fuente: Evaluacin rpida de fuentes de contaminacin de aire, agua y suelo, OMS, Mxico, 1988.

El indicador de carga contaminante o ndice es la relacin entre el nivelde produccin y la carga contaminante que se genera en esa actividad. Elndice define una cantidad de sustancia determinada que se obtiene en laactividad productiva en un tiempo considerado, refiriendo a l la contamina-cin generada durante el proceso de obtencin.

Los ndices han de ser el resultado de experiencias anteriores, sean pro-pias u obtenidas de la literatura.

En la tabla 1.10 se presentan ejemplos de los ndices de produccin refe-ridos a la contaminacin que generan.

De igual manera puede ser de importancia el ndice de consumo de agua.Ejemplos de este tipo de ndice se reflejan en la tabla 1.11.

Proceso UnidadDBO(kg/u)

DQO(kg/u)

Slidossuspendidos

(kg/u)Instalaciones decra de reses

250 - 1716

Instalaciones decra de pollos

1,4 - 14,6

Granjas lecheras

cabezas

539 - -Mataderos 6,4 - 5,2Sin recuperarsangre

11 - -

Sin recuperarpanza se agrega

PVS

4,7 - -

Proceso de avesde corral

1000 aves 11,9 22.4 12,7

Enlatado defrutas y verduras

12,5 - 4,3

Refinacin deaceite vegetal

t deproduccin

12,9 21 16,4

Produccin devino m3 de vino 0,26 - -Produccin decerveza

m3 decerveza

8,6 - 14,7

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Tabla 1.11. Consumo de agua de la industria azucarera y derivados

Fuente: Programa integral de desarrollo de los derivados de la caa de azcar. Subprograma: Alcoholy levaduras, septiembre 1985, Cuba.

1.9. MEDICIONES DEL CAUDALEl conocimiento del gasto, flujo o caudal es importante no solo en el

momento de proyectar una instalacin, su sistema de tuberas y de bombeo.Se encuentran diversas formas comunes de conocer un caudal. Desde

trabajar por datos de proyecto, pasando por el manejo de ndices de consu-mo por unidad de produccin o por habitante, hasta la medicin directa. Delas mediciones directas del caudal de aguas residuales trata este epgrafe.

Los medidores de caudal ms usuales que pueden ser encontrados en

las plantas de tratamiento de aguas residuales son:Canales de aforo Parshall.Vertedores.Medidores de caudal en lneas de presin.

1.9.1. Canal Parshall

El canal Parshall est formado por una seccin de entrada de paredes

verticales convergentes y fondo a nivel, un estrechamiento de paredes para-lelas y fondo descendente. El canal posee adems una seccin de salida deparedes divergentes y fondo ascendente. En la figura 1.13 se muestra unesquema de un canal Parshall.

Este tipo de medidor es especialmente til para aguas que contienen slidosen suspensin, debido a que la presencia de estos no afecta las mediciones. Porotra parte, el aumento de la velocidad del agua a su paso por la parte msestrecha del canal, la garganta, dificulta la sedimentacin de las partculas.

La determinacin del caudal se realiza considerando la altura alcanzada

por el agua (H), tomada en una arqueta aneja conectada por un tubopiezomtrico.

Industria ndice de consumoCentral azucarero 0.5 m3/t caa molida

Destilera 1.6 m3/HL de alcohol70 m3/t de levadura(tecnologa francesa)

Levadura

80 m3/t levadura(tecnologa austraca)

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El caudal instantneo en cada momento se obtiene por aplicacin de laecuacin:

0,0261,5673,280,37 WHQ (1.29)

siendo:Q: caudal instantneo (m3 s).W: ancho del estrechamiento, (m).H: calado del agua en el punto de observacin fijo, (m).

Fig. 1.13. Esquema de un medidor Parshall.

La medicin manual de la altura (H), arroja como resultado un valorinstantneo del caudal. Existe en el mercado un conjunto de instrumentospara realizar la medida de forma continua y as obtener el caudal mediodiario, punta, mensual, etc., de forma precisa. En ocasiones adems es deinters acoplar el canal a un indicador con registro grfico y totalizador.

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Fig. 1.14. Canal Parshall.

1.9.2. Vertedores

Los vertedores consisten bsicamente en una obstruccin en la que se es-tanca el lquido y vierte por encima de ella (Figura 1.15).

Fig. 1.15. Esquema de un vertedor.

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En el uso de los vertedores se emplean trminos que requieren ser defi-

(H) a la diferencia entre la alturade la superficie alcanzada por el liquido y la altura de la cresta medida aguas

Una vez medido el valor de la carga del vertedor, H, se puede obtener elcaudal de agua residual que pasa en cada instante.

Hay dos elementos que deben ser tomados en consideracin cuandose desea o necesita instalar un vertedor para la medicin de caudales.

Estos son: partiendo del hecho de que la contraccin de la vena lquida comienza a

una distancia aproximada de 2Haguas arriba del vertedor, la medidadebe efectuarse a una distancia mayor que esta,

la altura mnima de la cresta debe ser de 2,5 Hpara permitir la contrac-cin completa de la lmina.

Los vertedores ms utilizados son:

Rectangular.

Triangular.Trapezoidal.

Vertedor rectangular

Estos pueden ser sin contraccin lateral o con ella.En aquellos casos en los que no exista contraccin lateral, la cresta ocupa

todo el ancho del canal. El caudal viene dado por la ecuacin,

51841 ,HL,Q (1.30)

siendo:Q: caudal, m3 s.L: longitud de la cresta, m.H: carga sobre la cresta, m.

Las dimensiones que debe cumplir el vertedor se detallan en la fi-gura 1.16.

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Fig. 1.16. Relacin de las dimensiones de un vertedero rectangular sin

contraccin lateral.

En los vertedores rectangulares con contraccin lateral, la cresta no ocupatoda la anchura del canal. Las dimensiones de las contracciones laterales seespecifican en la figura 1.17.

La ecuacin que permite calcular el caudal en este tipo de vertedor es,

5110841 ,HHn,L,Q (1.31)

donde n es el nmero de contracciones laterales.

Fig. 1.17. Relacin de las dimensiones en un vertedor rectangular concontraccin lateral.

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Vertedor triangular

Este tipo de vertedor es uno de los ms utilizados debido a que, para unmismo caudal, se consigue mayor altura que en los rectangulares. Este efecto

se traduce en una mayor precisin en la lectura (figura 1.18).El ngulo del vrtice de este vertedor puede tener diferentes valores. Losms usuales son 60 y 90. La expresin que da el caudal en este tipo de verte-dor es:

Para 90 52381 ,H,Q (1.32)

donde:Q: gasto, m3 s.H: altura del lquido con relacin al vrtice, m.

Para 60 52790 ,H,Q (1.33)

Fig. 1.18. Relacin de las dimensiones en un vertedor triangular.

Fig. 1.19. Relacin de las dimensiones en un vertedor trapezoidal.

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Vertedor trapezoidal

Este vertedor tiene una forma similar al rectangular (figura 1.19). La expre-sin que se emplea para calcular el caudal es:

518591 ,HL,Q (1.34)

L: la longitud de la cresta del vertedero, m

Medidores de caudal en lnea

Los mtodos usualmente utilizados en la determinacin de caudales entuberas a presin corresponden a los llamados mtodos dinmicos, que su-ponen una aplicacin del teorema de Bernouilli entre dos puntos de una tu-

Fig. 1.20. Tubo Venturi.

1.10. DISMINUCIN DEL VOLUMEN Y FORTALEZADE LOS RESIDUALES

Con frecuencia, haciendo sencillas modificaciones en la industria, sepueden lograr reducciones apreciables en el volumen y fortaleza de las aguasresiduales, obteniendo como consecuencia de ello disminuciones en los cos-tos de inversin y operacin de las instalaciones de tratamiento, entre estasmodificaciones puede sealarse:

Recirculacin: el agua que est relativamente poco contaminada puede serrecirculada con un mnimo de tratamiento o sin tratamiento alguno.

Clasificacin de las diversas corrientes y segregacin de las mismas: elagua de enfriamiento y otras poco contaminadas pueden segregarse

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con anterioridad al tratamiento. Las aguas que contengan sustanciastxicas no deben llegar nunca a las unidades de tratamiento biolgico.

Sustitucin de aditivos qumicos: hay casos en los que se facilita eltratamiento sustituyendo algunas materias primas cuyo residuos sean

resistentes por otros ms fcilmente tratables. Recuperacin de subproductos: en ocasiones con instalaciones de bajo

costo se logra obtener un subproducto dando lugar a una produccinmarginal, o a la recuperacin de alguna materia prima del propio proce-so productivo.

La disminucin en las variaciones del caudal y de la fortaleza de lasaguas residuales deben ser prioritarios, lo que puede ser logrado, entre otrosmedios, mediante el empleo de tanques compensadores.

Notas bibliogrficas

1 CHUDOBA, J., C. MENNDEZ Y J. PREZ O.: Fundamentos tericos de algunosprocesos para la purificacin de aguas residuales, Ed. ISPJAE, Ciu-dad de La Habana, 1986.

2 THOMAS, M.A.: Waterand Sewage Works, 1950.

3 MOORE, E.W., H.A. THOMAS, AND W.B. SNOW.:Sewage and Ind. Wastes, vol. 22, no. 10, 1950.4 RHAME, G. A.: Sewage

and Ind. Wastes, vol. 28, no. 9, 1950.5 Standard Method for the Examination of Water and Wastewater, Ed.

APWA-AWWA, 1995.6 MOORE, W.A.:

Anal. Chemistry, 1951.7 ARGAMAN, Y. AND A. BRENNER:

natives and process parameters for the single-sludge nitrogen removal IAWPRC Specialised Seminar, Copenhagen, Denmark, Au-gust, 1985.

8 MENNDEZ, C.: Reporte Indito, ISPJAE, Ciudad de La Habana, 1989.9 ECKENFELDER, W.W.: Water Quality Engineering for Practicing Engineers,

CBI, Pub. 1980.10 LOEHRS, H.C.:Pub. Works, vol. 99,

no. 81, 1968.11 RODRGUEZ, C.: Inge-

niera Hidrulica, vol. 19, no. 4, 1998.

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37


12 HUNTER, J.V. AND H. HEUKELEKIAN: Water Poll. Control Fed., vol. 37, no. 8, 1965.

13 WALTER, L.:Water Sewage Works, vol. 109, no. 11 y 12, 1961.

14 OMS, REPORTE: Evaluacin rpida de fuentes de contaminacin de aire,agua y suelo, Mxico, 1988.

15 Programa integral de desarrollo de los derivados de la caa de azcar.Sub-programa alcohol y levaduras, Cuba, 1985.

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Pretratamiento de Aguas Residuales

CAPTULO 2PRETRATAMIENTO DE AGUAS RESIDUALES

El tratamiento biolgico de las aguas residuales, fundamentalmente lasde origen industrial, en ocasiones requiere de algn tipo de pretratamiento

cuyo objetivo puede ser la remocin de contaminantes, como ocurre du-rante la sedimentacin primaria, o el acondicionamiento del agua residualmediante la compensacin y (o) neutralizacin, para facilitar la depuracinbiolgica.

2.1. COMPENSACIN

Los residuales lquidos industriales se caracterizan por la diversidad

de corrientes con diferencias en su composicin y concentracin. Aun unamisma corriente puede presentar variaciones horarias en sus propiedades. Cuandolos residuales manifiestan mucha variacin en su composicin se recomienda elempleo de tanques compensadores.

La experiencia ha demostrado que los procesos de tratamiento se realizanmejor si las fluctuaciones extremas en la carga del sistema pueden ser evitadaso en ltima instancia ser atenuadas mediante la compensacin.

En los tanques compensadores los residuales se retienen durante un periodoen el que se llega a obtener un efluente relativamente estable.

La neutralizacin de corrientes cidas o bsicas, la estabilizacin de la DBOy la separacin de metales pesados, son algunos de los objetivos de la compen-sacin.

Aguas residuales con alta acidez o alcalinidad que no son compensadasrequieren de la neutralizacin mediante la adicin de reactivos qumicos.

La mezcla en el tanque de compensacin generalmente se promueve conaire. Un mtodo comn es el empleo de aereadores superficiales, con un consu-mo de potencia de 4.10 W m. Cuando se utiliza aire mediante

difusores, el consumo aproximado de este puede tener un valor cercano a los4 m3 m d.1

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Para el diseo de los tanques de compensacin pueden emplearse criteriosempricos y calcular su volumen considerando el tiempo requerido para acumu-lar el agua residual de un ciclo de produccin o por turnos de trabajo. Siempreque se pueda, el criterio de diseo debe tener como base el nivel de varianza

aceptable que tiene el parmetro que se desea normalizar para las etapas subsi-guientes del tratamiento.

Los tanques compensadores pueden disearse para operar a volumen cons-tante o volumen variable, en funcin de que interese amortiguar variaciones deconcentracin o flujo respectivamente.

2.1.2. Dinmica de los sistemas de compensacin

La compensacin se logra vertiendo el residual en un tanque o cisterna deforma tal que se mezcle con el que le ha precedido, con lo cual se amortiguan lasvariaciones bruscas.

Fig. 2.1. Efecto de un compensador sobre variaciones de flujo y / ocomposicin.

A fin de ilustrar la dinmica de un compensador considere el caso mssencillo de un tanque perfectamente agitado de volumen constante, al cualllega continuamente una corriente de agua residual de flujo Q y concentra-cin del componente de inters C

E, siendo la salida de igual flujo pero de

concentracin CS.

Fig. 2.2. Compensador de volumen constante.

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Aplicando un balance diferencial para el componente de inters:

t

dCVCQCQ SSE (2.1)

por lo que integrando:

t

t

C

C SE

S dtV

Q

CC

dCS

00

(2.2)

por lo tanto:

t

CC

CC

E

SE

0

ln

donde: Q

V

entonces:

t)C(CCC EES exp0 (2.3)

En la tabla 2.1 se muestra un ejemplo numrico donde se ilustra el efectocompensador del sistema mostrado, suponiendo por simplicidad, que el flujo deagua residual es constante y la composicin variable.

Tabla 2.1. Efecto compensador del sistema

Horario DQO, mgL-1

1 1502 175

3 1804 2005 2506 3007 3208 3009 250

10 18011 15012 140

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Se ha supuesto que el tiempo de residencia en el compensador es de 10

Fig. 2.3. Ilustracin del efecto de un compensador de volumen constante.

En la figura 2.3 se muestran las curvas de variacin de DQO de entrada alcompensador, las del efluente compensado y la composicin promedio. De la

misma puede observarse el efecto compensador del sistema, ya que la variacinque experimenta la composicin de salida es menor que la de entrada.Es de destacar que el compensador no modifica la composicin promedio

del efluente con respecto al caudal de entrada, sino su varianza.Al incrementarse el tiempo de residencia del compensador aumenta su efecto

amortiguador, por lo que para un tiempo de residencia infinito desaparecen lasfluctuaciones de la composicin de salida igualndose a la promedio.

El mtodo que se siga para calcular las dimensiones del tanque compensadordepender de las condiciones en que este operar.

2.1.3. Compensacin para flujo de residual constantey de composicin variable

Bajo condiciones de flujo constante la relacin entre la varianza del efluentede un tanque completamente mezclado y la del afluente, cuando las variacionesde composicin son aleatorias, viene expresada por la relacin:2

.

S

S

i

e

22

2

(2.4)

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donde:S2

e: varianza de la concentracin del efluente.

S2i: varianza de la concentracin del afluente.

T: tiempo de recoleccin de la muestra compuesta.: tiempo de retencin (V / Q).

De acuerdo con lo anterior puede calcularse el tiempo de retencin si seconocen la varianza del afluente y la permisible o deseada para el efluente.

La varianza en el afluente, S2ise determina segn:

n

ii XXi

nS

1

22

1

1(2.5)

donde:Xi: valor individual de la concentracin de cada muestra tomada.

X: valor promedio de todas las mediciones.n: nmero de muestras.

Se define el valor tpico normal Zde la propiedad controlada como:

e

XXmZ

(2.6)

donde:Xm: valor mximo que puede tomar la propiedad en el efluente del tanque decompensacin.

Se: desviacin tpica del efluente.

Procedimiento para el diseo

El procedimiento de diseo consiste en hallar el tiempo de retencin reque-rido en el tanque compensador para obtener las condiciones de salida deseadas.El tiempo de retencin y el caudal de agua a tratar, definirn el volumen de

tanque necesario.

1. Determinar el valor promedio de la concentracin del afluente X .2. Calcular su desviacin tpica.3. Fijar el valor mximo permisible de concentracin que se desea a la salida

(Xm).4. Determinar la desviacin tpica del efluente tomando un valor de Zcon un

por ciento de confiabilidad, por ejemplo, 90 %.5. Hallar el valor de.

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6. Con el valor de y el flujo que se desea procesar se estima el volumen delcompensador:

Q

V

Ejemplo 2.1

Se estudi un agua residual cuyo caudal es de 1 500 m 3d. Se tomaroncuatro muestras diarias integradas durante 6 horas cada una en 10 das diferen-tes. Los resultados se muestran en la tabla 2.2:

Tabla 2.2. Resultados del ejemplo 2.1

Debido al tratamiento que se emplear se requiere disminuir la variacin quepresenta la DBO se pretende disear un tanque para compensar tales efectos.

Determine el volumen del compensador si se conoce que el valor mximopermisible de la DBO a la salida es de 1000 mgL.

8832,nXX

Si 367,438

Xm 1000

De la tabla de distribucin normal (Anexo 2), para 90 % de confianza, elvalor de Z 1,30

e

XXm

Z

2167301

88321000

,,

,

Se

HORA 6:00 a.m. 12:00 m 6:00 p.m. 12:00 a.m.Da Valores de DBO (mgL-1)1 850 1240 600 11302 1430 324 1290 7413 1550 421 750 4224 1390 1324 1050 5605 410 990 684 12206 500 270 820 530

7 420 450 750 12058 960 1230 680 8909 395 1190 300 50010 600 1304 1020 922

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.

S

S

i

e

22

2

Se2 = 27955,84; S

i2 = 135810,68

El tiempo de retencin en el tanque compensador ser,

h51484279552

681358106,

,

,

0,6 d, por lo tanto, el volumen es,V 1500 0,6 900 m3

2.1.4. Compensacin cuando hay variacin simultnea de flujo

y composicin3

Realizando un balance de masa en el tanque compensador:

CVTCQCVTCQ 201 (2.7)donde:

C1: concentracin que entra al tanque durante el intervalo de muestreo T.

T: intervalo de muestreo, por ejemplo, 1 h.Q: flujo promedio en el intervalo de muestreo.C: concentracin en el tanque al inicio del intervalo de muestreo.V: volumen del tanque.C

2: concentracin que sale del tanque al concluir el intervalo de muestreo.

En este caso se est asumiendo que la concentracin del efluente es cons-tante durante un intervalo de muestreo. Esto es cierto si el tiempo del intervaloes espaciado apropiadamente.

V/QT

V/QCTCC

01

2 (2.8)


1. Se asume un volumen del tanque compensador, y este define el tiempo deretencin.

2. Tomando como primer valor de C0el valor promedio de las mediciones, se

calculan los valores de la concentracin compensada. Para los restantesintervalos se toma la concentracin final del intervalo anterior.

3. Si los valores de concentracin as obtenidos no llegan a satisfacer los re-

querimientos, se toma otro valor de tiempo de retencin y repite el proceso.

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Ejemplo 2.2

Tabla 2.3. Resultados

La tabla 2.3 fue obtenida de una planta industrial durante un ciclo de produc-cin de 8 horas. Cada intervalo de tiempo representa un periodo de muestreo de1 hora. Determine el factor pico del efluente de un tanque compensador cuandose utiliza un tiempo de retencin de: a) 8 horas, b) 2 horas y comprelos con elfactor pico cuando no se utiliza compensacin.

promedioValor

mximoValorPicoFactor

Al inicio: 3275173400

,,

FP

a) Asumiendo un tiempo de retencin igual a 8 h:

V= 283,87 8 = 2270,96 m3

Q

VQV

CCC

1

01

2

Despus del primer intervalo,

C1

= 250 mgL Q = 363 m3h C0

= 173,75 mgL

Intervalodetiempo

Q(m3h-1) Concentracinde DBO(mgL-1)

1 363 2502 45 703 230 604 270 1705 363 3306 450 50

7 290 608 260 400

Promedio 283,87 173,75

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12 mgL39184

363

9622701

363962270

75173250

,

,

,,

C

Despus del segundo intervalo:

C1

= 70 mgL Q = 45 m3h C0

= 184,79 mgL

12 Lmg17182

45962270

1

45962270

3918470

,

,

,,

C

Al proceder de manera similar para los restantes intervalos se obtienen losresultados que se muestran en la tabla 2.4:

Tabla 2.4. Resultados

Factor Pico para un tiempo de retencin de 8 h en el tanque compensador:

1175173

70192,

,

,FP

b) Asumiendo un tiempo de retencin igual a 2 h:

V= 283,87 2 = 567,74 m3

Despus del primer intervalo,

C1 = 250 mgL Q = 363 m3h C0 = 173,75 mgL

Concentracin compensada (C2)Intervalo C1 QPara 8 h Para 2 h

Primero 250 363 173,75 203,49

Segundo 70 45 182,17 193,70Tercero 60 230 170,93 155,15Cuarto 170 270 170,83 160,00Quinto 330 363 192,77 226,30Sexto 50 450 169,16 148,35Sptimo 60 290 156,68 109,28Octavo 400 260 156,80 200,60Promedio 173,75 283,37

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12 mgL49203

363

745671

36374567

75173250

,

,

,,

C

Despus del segundo intervalo:

C1

= 70 mgL Q = 45 m3h C0

= 203,49 mgL

12 mgL70193

4574567

1

4574567

3918470

,

,

,,

C

Procediendo de manera similar para los restantes intervalos se obtienen losresultados que se muestran en la tabla anterior para: = 2 h.

Factor Pico para un tiempo de retencin de 2 h en el tanque compensador:

3175173

30226,

,

,FP

2.1.5. Compensacin cuando hay variacin simultnea de flujoy composicin, pero el volumen en el compensador esvariable

El volumen requerido para la homogeneizacin o compensacin se determi-na mediante un diagrama de los caudales a tratar, en el cual se representa elvolumen de afluente acumulado a lo largo del da. El caudal medio diario, tam-bin representado en el mismo diagrama, es la pendiente de la lnea recta traza-da desde el origen hasta el punto final del diagrama.

Para determinar el volumen necesario, se traza una recta paralela a la quedefine el caudal medio diario, tangente a la curva de caudales acumulados. Elvolumen requerido es igual a la distancia vertical existente entre el punto detangencia y la lnea recta que representa el caudal medio, tal como muestra lafigura 2.4.

Si una parte de la curva de caudales acumulados est situada por encima dela lnea que representa el caudal medio, el diagrama acumulado debe limitarsecon dos lneas paralelas a la del caudal medio y tangente a las dos curvas deldiagrama. El volumen requerido en este caso es igual a la distancia vertical

existente entre las dos tangentes. Figura 2.5.

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Fig. 2.4. Determinacin del volumen del compensador.

La interpretacin fsica de los diagramas representados es la siguiente:En el punto inferior de tangencia el tanque de compensacin est vaco. A

partir de este punto el tanque empieza a elevar su nivel por lo que la pendientedel diagrama de la curva de volumen del afluente es mayor que la del caudal

medio diario y contina llenndose hasta que lo hace al final del horario. Para elsegundo modelo de flujo, el tanque est totalmente lleno en el punto de tangen-cia superior.

Fig. 2.5. Determinacin del volumen del compensador.

Horario

Horario

Volum

en

acumulado

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1. Se desarrolla una curva de caudales acumulados de agua expresada en me-tros cbicos.

TQV

Siof VVVV

11 oVV

2112 VVV o nnn V.............VVV )1(2110

2. Se traza la lnea de caudal medio diario.3. Se determina el volumen del tanque requerido.

4. Para estimar el efecto de homogeneizacin:a) Se calcula el volumen de lquido existente en el tanque al final de cadaperiodo de tiempo mediante la expresin:

siof VVVV

donde:V

f: volumen en el tanque al final del periodo de tiempo considerado.

V0:volumen en el tanque al final del periodo de tiempo anterior.

Vi: volumen aportado durante el tiempo considerado.

VS: volumen de caudal saliente durante el tiempo considerado.

b) Se calcula la concentracin media que sale del tanque:

0

00

VV

XVXVX

i

iif

donde:X

f: concentracin media en el caudal que sale del tanque durante el tiempo

considerado mg / L.Vi: volumen aportado durante el tiempo considerado, m

3.V

0: concentracin del agua residual contenida en el tanque al final del perio-

do anterior.

5. La magnitud de la carga horaria se calcula utilizando la expresin:

ii QX horariaCarga

El efecto de la homogeneizacin puede mostrarse numricamente a partirde las relaciones siguientes:

punta / media; mnima / media y punta / mnima

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Estas relaciones se comparan para el residual antes y despus de homoge-neizar. Para el residual homogeneizado estas relaciones estn ms prximas alvalor de 1,0.

En la prctica el volumen del tanque de compensacin debe ser algo supe-

rior al determinado tericamente (10 al 20 %) para tener en cuenta los dosfactores que se destacan a continuacin:

La operacin continua de los equipos de aereacin y mezclado no permi-tirn un vaciado total.

Debe contemplarse un volumen adicional para hacer frente a los im-previstos que puedan producirse para cambios no esperados del cau-dal diario.

Ejemplo 2.3En las columnas 1 y 2 de la tabla 2.5 que se reporta ms abajo, estn reco-

gidos los datos de flujo y concentracin de un agua residual industrial que sersometida a tratamiento. Para ello se necesita que el valor del flujo se mantengalo ms constante posible. A tales efectos se desea conocer el volumen que ha detener el tanque compensador requerido.

Determine adems el volumen de agua que contendr el tanque cada hora.La industria opera durante 12 horas al da, y los datos que se ofrecen son los

promedios de cada intervalo medido.Para estimar el volumen del tanque compensador se traza la curva de V vs

intervalo de tiempo. Considerando que el primer intervalo en el que se tomaronlas muestras termina a las 8 am, el valor de Ves el del intervalo de 7 a 8 a.m.:V 10.

Para el intervalo siguiente: V 10 15 25De la misma manera se procede con los siguientes intervalos. Los valores

de Vaparecen en la columna 3 de la tabla 2.5.Se traza la curva correspondiente y se unen mediante una recta los dos

extremos de la curva. La pendiente de esta recta es numricamente igual alflujo promedio, y es al mismo tiempo el flujo de salida que debe tener elcompensador.

En la figura 2.6 se aprecia que la curva presenta un valor mnimo con res-pecto a la recta a las 10:00 a.m. (horario 3 en el grfico), y un valor mximo alas 2:00 p.m. (horario 7 en el grfico). Estos son las horas que se corresponden,al menos tericamente con los momentos en los que el tanque est vaco y llenorespectivamente. Mientras tanto, el efluente se mantiene constante y con unvalor igual al flujo promedio de la entrada.

13hm8345 ,Q

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Tabla 2.5. Datos para el tratamiento de un agua residual industrial

El volumen del tanque compensador se calcula midiendo la diferencia devolumen entre los valores del mximo y el mnimo de la curva, con respecto a larecta trazada.

V= 231 m3

Columna 1 Columna 2 Columna 3 Columna 4Intervalode

muestreo

Flujo

m3

h1

DQO

mgL1

V Volumen

contenido, m3

7-8 a.m. 10 300 10 8-9 15 275 25

9-10 35 200 60 10-11 75 170 135 29,1711-12 170 90 305 153,34

12-1 p.m. 140 100 445 247,511-2 30 210 475 231,682-3 25 250 500 210,853-4 20 250 520 185,024-5 15 300 535 154,195-6 10 340 545 118,366-7 5 360 550 77,53

Fig. 2.6. Clculo del volumen del tanque compensador.

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remover es mayor que la resultante de las fuerzas de sustentacin y la viscosaque actan sobre ella.

2.2.1. Tipos de sedimentacinAtendiendo a la naturaleza de los slidos suspendidos y a su concentracin,

la sedimentacin puede clasificarse en:

Discreta, floculenta, retardada o por zonas y por compresin.

2.22. Sedimentacin discreta

En este tipo de sedimentacin, caracterstica de las suspensiones de arena,cenizas y de carbn mineral entre otros, las partculas conservan su individuali-dad y no cambian de tamao, forma ni densidad, durante el proceso de sedimen-tacin. La velocidad de sedimentacin solo depende de las propiedades del fluidoy de las partculas que se desean remover, y es constante durante todo el proce-so de sedimentacin.

La fuerza resultante que acta sobre una partcula que se mueve a travs deun lquido en reposo puede calcularse:

Fr

= Fe

s

d(2.9)

donde:F

r: Fuerza resultante.

Fe:Fuerza externa que propicia que la partcula se mueva hacia abajo.

Fs: Fuerza de sustentacin hidrulica.

Fd: Fuerza de arrastre.

La fuerza externa, Fe, puede estimarse segn:

Fe

= m g (2.10)

donde:F

e: Fuerza externa que acta sobre la partcula, N.

m: Masa de la partcula, kg.g: Aceleracin de la gravedad, m s.

La fuerza de sustentacin hidrulica puede ser calculada segn:

gmFs

s (2.11)

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Fig. 2.7. Esquema de sedimentadores: clarificadores, a) Rectangular b) yc) Circular.

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: Densidad del fluido, kg m.

s: Densidad de la partcula, kg m.

Por otra parte, la fuerza de arrastre es funcin de la forma, tamao y rugo-

sidad de la partcula, as como de su velocidad de sedimentacin y de la densi-dad y viscosidad del fluido:

2

2 UACF Dd (2.12)

donde:C

D: Coeficiente de arrastre (adimensional). Es funcin del nmero de

Reynolds para un tipo de partcula.A: rea proyectada sobre un plano perpendicular a la direccin del movi-

miento, m2.U: Velocidad de la partcula, m s.

De las ecuaciones (2.10), (2.11) y (2.12) puede obtenerse.

2

2 UAC

gm

dt

dUm D

s

s

(2.13)

En la ecuacin 2.13 se ha expresado la fuerza resultante en funcin de la

masa de la partcula y de su aceleracin,t

dU

La aceleracin de la partcula en su movimiento de descenso a travs delseno del lquido puede obtenerse de la ecuacin 2.13:

m

UAC

g

dt

dU D

s

s

2

2

(2.14)

Durante el descenso, se llega a una velocidad a partir de la cual la acelera-

cin de la cada se hace igual a cero, y por tanto, la velocidad de sedimentacines constante e igual a:

21

2

Ds

s

CA

m

gU (2.15)

para partculas esfricas,

2d

A (2.16)

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Teniendo en cuenta adems que:

volumen

masas (2.17)

y que el volumen de partculas esfricas viene dado por:

3

6

1dV (2.18)

La ecuacin 2.15, para partculas esfricas se transforma en:

21

3

4

d

C

gU

D

s(2.19)

El valorUes la velocidad de sedimentacin m s.O sea, que la velocidad de sedimentacin de una partcula esfrica aislada

es funcin de su dimetro y densidad, as como de la viscosidad del lquido claroen el que se encuentra suspendida, ya que, como fue mencionado, el coeficientede arrastre depende del nmero de Reynolds. Para emplear la ecuacin (2.19)se requiere conocer el valor del coeficiente de arrastre C

D.

Fig. 2.8. Variacin del coeficiente de arrastre con el NRe

.

El rgimen de flujo alrededor de la partcula puede ser laminar o turbulento.En la regin laminar prevalecen las fuerzas viscosas, mientras que en regionesturbulentas predominan las fuerzas inerciales. Por tanto, la relacin entre el

coeficiente CD y el nmero de Reynolds depende del rgimen de flujo que pre-valezca, segn la figura 2.8.

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Para partculas esfricas:

440324

ReRe

,NN

CD (2.20)

Cuando NRe

queda:

Re

24

NCD (2.21)

Para NRe

entre 1 000 y 250 000 el valor de CD

es relativamente constante eindependiente del nmero de Reynolds (figura 2.6).

CD

= 0,4 (2.22)

Para NRe

intermedios se cumple:

60

518,

ReD N

,C (2.23)

El procedimiento normal de diseo de sedimentaciones para partculas dis-cretas consiste en seleccionar una velocidad de sedimentacin Ude forma quetodas las partculas con velocidad superior o igual a Uson removidas. La velo-cidad de diseo puede calcularse mediante la ecuacin (2.19) o ser obtenida depruebas experimentales. Las pruebas de sedimentacin discontinua (a templa)dan origen a curvas similares a la de la figura 2.9. En tales pruebas la interfaseslido-lquido crece desde el fondo hacia arriba en la medida que mejora laclarificacin de la suspensin. En el tiempo t, puede suponerse que todas laspartculas que tengan mayor tamao que la caracterizada por una velocidad de

sedimentacin de tt

HH

o

o

habrn sedimentado.

Fig. 2.9. Variacin de la interfase slido-lquido en la sedimentacin a templa.

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Si la turbidez del lquido sobrenadante o la suspensin contienen cantidadesdespreciables de partculas ms pequeas que la caracterizada, el dato obtenidoen la prueba puede ser utilizado en el diseo del sedimentador.

rea del sedimentadorEl rea del sedimentador puede calcularse segn:

2mU

QA (2.24)

donde:A: rea, m2.Q: Flujo de sobrenadante, m3 s.

U: Velocidad de sedimentacin seleccionada, m s

.Por otro lado, la velocidad de ascenso del lquido claro, tambin llamada

carga superficial es:

123 dmmA

QV (2.25)

De las ecuaciones 2.24 y 2.25 se concluye que en la sedimentacin de par-tculas discretas el diseo se basa en que la carga superficial Vdebe ser, teri-

camente, igual a la velocidad de sedimentacin Useleccionada.En la discusin anterior se tom en consideracin una velocidad de sedi-mentacin lmite, y la separacin de la suspensin de aquellas partculas, quecon velocidades iguales o superiores a ellas, caen a travs del lquido iniciandosu descenso a partir de la superficie. Sin embargo, al iniciarse la sedimentacin,considerando que las partculas estn uniformemente distribuidas en todo el vo-lumen, hay una cierta fraccin de partculas que aunque tienen la velocidad desedimentacin menor que U

0se encuentran a una altura tal, que alcanzan el

fondo al mismo tiempo o en un tiempo menor que las partculas seleccionadas

para el criterio de diseo.

Fig. 2.10. Sedimentacin ideal de partculas discretas.

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Hazen y Camp desarrollaron el conce

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