Capitulo 10 metcalf eddy, Apuntes de Ingeniería Ambiental

¡Descarga Capitulo 10 metcalf eddy y más Apuntes en PDF de Ingeniería Ambiental solo en Docsity! Proyecto de instalaciones para el tratam iento bioló gico del agua 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 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 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. 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 aUnidad de contacto. bUnidad de estabilización de sólidos. cNKT/SSVLM. dLos SSLM varían en función de la fase del ciclo operativo. NA = No aplicable. SI = Sin información. 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]. 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 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. mento  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. 10- 10d, 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 aAdaptado de la bibliografía [57.63]. bSOTE = 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 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. 10- 13). (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. 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. aObtenidos a partir de la bibliografía [57. 48, 63]. bCondiciones 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. dLas 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 a[63]. bLas investigaciones recientes apuntan a que los valores de a pueden ser inferiores y presentar mayores variaciones que las indicadas en la tabla. 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. 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 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. 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 aAdaptado 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 10-29 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. Concentración del fango de retorno = 10.000 mg/l de sólidos suspendidos (SS). 4. SSVLM = 3.500 mg/l. 5. Tiempo medio de retención celular de proyecto, THETAc = 10d. 6. 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). 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. aNo 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: 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. 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) TABLA 10-13 Información típica de diseño para filtros percoladores bConsultar 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) 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 bTamaño 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. 10- 33h, 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. 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 aLos 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