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Edición y corrección: Dania Relova Fernández Diseño de interior y cubierta: Frank Herrera Diagramación: Israel de Jesús Zaldívar Pedroso © Carlos L. Menéndez Gutiérrez y Jesús García, 2007 Versión impresa ISBN 978-959-07-0339-3 Félix Varela Versión electrónica ISBN 978-959-16-0619-8 Editorial Universitaria III PRESENTACIÓN En 1984, los autores, en colaboración con el Dr. Jan Chudoba, del Instituto de Tecnología Química de Praga, publicaron el libro Fundamentos Teóricos de Algunos Procesos para la Purificación de Aguas Residuales, con el propó- sito de que sirviera de apoyo a aquellos profesionales de habla hispana que realizaban su trabajo de doctorado en la República de Checoslovaquia. Dos años después se publicó la segunda edición de ese título. Para continuar supliendo las crecientes necesidades de los profesionales de este campo de trabajo, los autores publicaron en Cuba en 1991, bajo el título de Procesos para el Tratamiento Biológico de Aguas Residuales Industriales un texto enfocado fundamentalmente, tal como indica su título, en los procesos biológicos para el tratamiento de aguas residuales. Doce años después se pre- senta esta segunda edición con el mismo propósito. Como generalmente ocurre, una vez que concluyó la preparación de esta nueva edición, es que los autores se consideraron en condiciones de iniciar el trabajo. Esto es consecuencia de la inconformidad natural que se experimenta, a partir de la convicción de que toda obra humana es perfectible. También esto forma parte de las enseñanzas que nos legó Jan Chudoba. La justificación que nos anima ahora, como en las ocasiones anteriores, estimulados por los resultados ya logrados, es continuar contribuyendo a la su- peración de los profesionales dedicados a esta esfera de trabajo, con temas actualizados y expuestos de manera más completa que en la primera edición. Otra justificación quizás sea el de siempre haber pensado que el camino por recorrer era más largo del que en realidad ha sido y que sentimos la necesidad de expresarnos. Ambas justificaciones son igualmente válidas. Agradecemos a todos los que han colaborado en este nuevo empeño, en especial a la profesora Julia María Hernández por su apoyo en la preparación de los materiales, y a nuestras familias por la paciencia manifestada una vez más. Deseamos dedicar esta obra, que es a su vez un nuevo punto de partida a la memoria de Jan Chudoba, que sigue estando entre nosotros. a JAN Procesos para el tratamiento de aguas residuales / Carlos Menendez Gutierrez y Jesús M. Pérez Olmo Ciudad de La Habana : Editorial Félix Varera - Editorial Universitaria, 2007. ISBN 978-959-16-0619-8 IV LOS AUTORES Carlos L. Menéndez Gutiérrez Graduado de Ingeniero Químico en la Universidad de La Habana y de Especialista en Saneamiento Ambiental en el Centro Nacio- nal de Investigaciones Científicas de Cuba. Obtuvo el título de Doctor en Ciencias Técnicas en el Instituto de Tecnología Quí- mica de Praga. Ha impartido cursos en el tema de tratamiento de aguas residuales en universidades cubanas y latinoamericanas. Miembro del Comité Doctoral del Instituto Tecnológico de Tolu- ca, México, y del Tribunal de Grados Científicos para Ingeniería Química de Cuba. Miembro de varias sociedades científicas. Es autor de artículos técnicos. Jesús M. Pérez Olmo Graduado de Ingeniero Químico en la Universidad de La Habana y Máster en Ingeniería Saneamiento Ambiental. Ha impartido cursos sobre tratamiento de aguas residuales en universidades cubanas. Es Especialista Principal en el tratamiento de aguas residuales de la Compañía Especializada en Soluciones Integra- les Geográficas y Medio Ambientales (CESIGMA S.A.) y ha brindado asesoría en plantas cubanas y de otros países latinoa- mericanos. Edición auspiciada por: «Environmental Capacity Enhancement Project in Cuba». Proyecto internacional establecido entre la University of Guelph y el Instituto Superior Politécnico José Antonio Echeverría Financiado por: Canadian International Development Agency (CIDA) Procesos para el tratamiento de aguas residuales / Carlos Menendez Gutierrez y Jesús M. Pérez Olmo Ciudad de La Habana : Editorial Félix Varera - Editorial Universitaria, 2007. ISBN 978-959-16-0619-8 V CAPÍTULO 1. Indicadores de la contaminación / 1 1.1. Introducción / 1 1.2. Contenido de sólidos / 1 1.3. Demanda bioquímica de oxígeno (DBO) / 3 1.4. Demanda teórica de oxígeno (DTO) y demanda química de oxígeno (DQO) / 11 1.5. Carbono orgánico total (COT) / 13 1.6. Nitrógeno / 17 1.7. Fósforo / 19 1.8. Características de las aguas residuales / 20 1.9. Mediciones del caudal / 29 1.10. Disminución del volumen y fortaleza de los residuales / 35 CAPÍTULO 2. Pretratamiento de aguas residuales / 39 2.1. Compensación / 39 2.2. Sedimentación / 53 CAPÍTULO 3. Oxidación biológica nitrificación / 77 3.1. Principios de la oxidación biológica / 77 3.2. Metabolismo / 78 3.3. Biodegradabilidad de las aguas residuales / 82 3.4. Cinética del crecimiento biológico y remoción de sustrato / 87 3.5. Nitrificación-desnitrificación / 98 CAPÍTULO 4. Lodo activado / 119 4.1. Generalidades / 119 4.2. Parámetros básicos / 123 4.3. Principales modificaciones tecnológicas / 128 ÍNDICE Procesos para el tratamiento de aguas residuales / Carlos Menendez Gutierrez y Jesús M. Pérez Olmo Ciudad de La Habana : Editorial Félix Varera - Editorial Universitaria, 2007. ISBN 978-959-16-0619-8 VI 4.4. Aplicación de los modelos cinéticos / 135 4.5. Factores que inciden en la eficiencia de purificación / 138 4.6. Presencia de compuestos orgánicos en el efluente / 144 4.7. Producción de biomasa y lodo / 146 4.8. Determinación de constantes a escala de laboratorio / 157 4.9. Requerimientos nutricionales / 160 CAPÍTULO 5. Transferencia de oxígeno / 165 5.1. Introducción / 165 5.2. Consideraciones fundamentales de la transferencia de oxígeno / 165 5.3. Requerimiento de oxígeno / 173 5.4. Implementos de aereación / 180 5.5. Consumo de potencia / 192 CAPÍTULO 6. Filtros percoladores / 199 6.1. Introducción / 199 6.2. Partes de las que consta un filtro percolador. Mecanismo de remoción de la DBO / 201 6.3. Parámetros básicos del proceso. Definiciones / 206 6.4. Clasificación de los filtros percoladores / 207 6.5. Recirculación / 208 6.6. Factores que inciden en la eficiencia de purificación / 209 6.7. Diseño de filtros percoladores / 214 6.8. Cálculo de las constantes del modelo de primer orden / 224 CAPÍTULO 7. Lagunas de estabilización / 235 7.1. Características generales / 235 7.2. Lagunas aerobias / 235 7.3. Lagunas anaerobias / 236 7.4. Lagunas facultativas / 236 7.5. Régimen de flujo en las lagunas / 240 7.6. Diseño de lagunas de estabilización / 241 7.7. Relación área: volumen para las lagunas / 247 7.8. Remoción de patógenos / 248 Procesos para el tratamiento de aguas residuales / Carlos Menendez Gutierrez y Jesús M. Pérez Olmo Ciudad de La Habana : Editorial Félix Varera - Editorial Universitaria, 2007. ISBN 978-959-16-0619-8 VII 7.9. Balance hídrico de las lagunas / 248 7.10. Criterios para la operación y mantenimiento de las lagunas de estabilización / 251 CAPÍTULO 8. Digestión anaerobia / 255 8.1. Introducción / 255 8.2. Mecanismo de la digestión anaerobia / 256 8.3. Distintas variantes de los procesos de digestión anaerobia / 257 8.4. Factores que controlan el proceso de digestión / 265 8.5. Parámetros indicadores del curso de la digestión / 269 8.6. Métodos de diseño / 272 8.7. Puesta en marcha de los digestores anaerobios / 282 CAPÍTULO 9. Manejo de lodos / 285 9.1. Introducción / 285 9.2. Contenido de humedad y volumen de los lodos / 285 9.3. Lodos primarios y secundarios. Criterios de estimación / 287 9.4. Espesamiento por gravedad / 290 9.5. Lechos de secado / 291 9.6. Volumen de agua producida / 293ANEXO 1. Volúmenes mínimos de muestras y criterios para su conservación / 295 ANEXO 2. Distribución normal acumulativa / 296 Procesos para el tratamiento de aguas residuales / Carlos Menendez Gutierrez y Jesús M. Pérez Olmo Ciudad de La Habana : Editorial Félix Varera - Editorial Universitaria, 2007. ISBN 978-959-16-0619-8 2 Indicadores de la Contaminación CAPÍTULO 1 INDICADORES DE LA CONTAMINACIÓN 1.1. INTRODUCCIÓN Generalmente el nivel de contaminación de las aguas residuales no se mide a partir del conocimiento de la concentración de los distintos constituyentes de un agua residual que pueden ser considerados conta- minantes, sino determinando parámetros globales como son la demanda bioquímica de oxígeno (DBO) y la demanda química de oxígeno (DQO) entre otros. En ocasiones, fundamentalmente cuando se trabaja con residuales industriales, las características de estos son tales que se requiere conocer constituyentes específicos como los metales pesados, tensoactivos, fenoles y otros. En algunos casos, por ejemplo, para la determinación de trazas de con- taminantes orgánicos en aguas superficiales y para beber, se emplean téc- nicas analíticas especiales a saber la cromatografía y la espectrometría de masas. 1.2. CONTENIDO DE SÓLIDOS El conocimiento del contenido de sólidos de un agua o agua residual aporta valiosa información sobre sus características, lo cual permite conocer de forma general su naturaleza y si estas requieren de algún tratamiento en particular que facilite su remoción o eliminación. Cuando se habla de sólidos contenidos en un agua residual se está haciendo referencia a aquello que permanece como residuo después de la evaporación y secado de la muestra a 103 oC. Los sólidos en las aguas residuales pueden estar en forma suspendida, coloi- dal y disuelta. Todos ellos a su vez son de naturaleza inorgánica u orgánica. La fracción orgánica de los sólidos se determina mediante la pérdida por ignición a 600 oC. 3 Indicadores de la Contaminación 1.3. DEMANDA BIOQUÍMICA DE OXÍGENO (DBO) La DBO es uno de los parámetros más utilizados en la caracterización de los contaminantes orgánicos. Esta determinación brinda un estimado del oxíge- no disuelto requerido por los microorganismos en la degradación de los com- puestos biodegradables. El mecanismo presente durante la prueba de laboratorio de la DBO es esen- cialmente biológico y no depende solo del oxígeno presente y utilizado en un momento dado, sino también de la velocidad a la que este se consume, y por tanto, del tiempo. Así, es necesario fijar un tiempo y temperatura de incubación estándar, que normalmente es de cinco días, y 20 qC como temperatura de refe- rencia. En muchos casos se necesita conocer la demanda bioquímica de oxíge- no total de un agua residual (DBO última). En tal sentido se requiere deter- minar previamente la velocidad a la cual ocurre la reacción en toda su extensión. La variación en el tiempo de la demanda bioquímica de oxígeno de un agua residual sigue una cinética de primer orden, según se observa en la figu- ra 1.2. La determinación de la DBO implica conocer el oxígeno consumido por las bacterias en un intervalo de tiempo, ya que existe una relación cuantita- tiva entre el oxígeno consumido y la concentración del material orgánico que se transforma en dióxido de carbono y amoníaco. Esta relación puede ser representada por la siguiente ecuación generalizada: 3NH2H2 3 22 CO2O4 3 24 NOHC cOc a nc ba ncban ���o���� ¸¹ · ¨ © § ¸ ¹ · ¨ © § (1.1) La diferencia en el contenido de oxígeno al inicio y al final del análisis, por litro de muestra utilizada constituye la DBO de la muestra expresada en mg de O2 L±�. Lógicamente la velocidad y extensión a la cual ocurre esta degradación depende de la temperatura y del tiempo, de ahí que se ha aceptado para estos dos parámetros 20 oC y cinco días respectivamente, tal como ya fue expresado. 4 Menéndez Gutiérrez, C. y J. Pérez Olmo Fig. 1.2. Variación en el tiempo de la DBO: a) remanente, b) satisfecha. 1.3.1. Cinética de la DBO Los estudios cinéticos sobre la DBO han indicado que para propósitos prácticos esta puede ser considerada, con un buen grado de aproximación, como una reacción de primer orden, lo cual se expresa matemáticamente mediante la ecuación: t t Lk dt dL c� (1.2) donde: Lt: DBO remanente, mg L±�. t: tiempo, días. k´: constante de velocidad, día±�. Como toda constante de velocidad de reacción, kc es función de la tempera- tura. Aunque el análisis típico o estándar se realiza a 20 oC el valor de kc puede calcularse a otra temperatura mediante la relación: 20 20 � Tt șkk (1.3) en la que T = 1,056 La integración de la ecuación 1.2 conduce a: tk o tk- ot LeLL �c 10 (1.4) 5 Indicadores de la Contaminación donde: Lo: DBO última o total de la muestra, mg L±�. k: k´/2,3 Tal como se aprecia en la ecuación anterior, el conocimiento de la DBO remanente de la muestra en un instante dado exige conocer Lo y k. La determi- nación de Lt no es lo más común en el trabajo rutinario. Generalmente lo que más interesa conocer es aquella parte de la demanda bioquímica de oxígeno que se ha satisfecho en un intervalo de tiempo y a una temperatura dada. Así, si Lo es la demanda total o última de un agua residual, y Lt es la demanda remanente en un instante t dado, la demanda satisfecha o ya ejercida (Y) será: � �tkotto LDBOLLY �� � 101 (1.5) Para el caso del análisis realizado a 200 C y cinco días: k o,do LDBOLLY 5 C2055 101 � q � � (1.6) Estas expresiones describen los lugares geométricos representados en la figura 1.3. Fig. 1.3. Relación entre Lo y Lt. Como ya fue expresado, es la DBO ejercida la que se determina normalmente en el periodo de incubación de cinco días y a la temperatura de referencia de 20 oC. El conocimiento de la DBO total (Lo), se requiere solamente en casos específicos y conlleva un tratamiento matemático especial de los datos experimentales. Para que la muestra de agua residual sea analizada exitosamente es nece- sario que contenga una determinada población microbiana o en su defecto esta 6 Menéndez Gutiérrez, C. y J. Pérez Olmo sea suministrada, a fin de que la materia orgánica pueda ser degradada y tenga lugar consumo de oxígeno. Este aspecto reviste una gran importancia porque puede ocurrir que el agua residual objeto de análisis contenga bacterias del género Nitrosomonas y Nitrobacter, las cuales no degradan la materia orgánica, sino que oxidan dife- rentes formas del nitrógeno con el consiguiente consumo de oxígeno (fenómeno este denominado nitrificación), y por lo que se falsean los resultados. En las siguientes ecuaciones se muestra la estequiometría del proceso de nitrificación. �� �� o� ��o� 322 2223 2NOO2NO 2HO2H2NO3O2NH Siendo la reacción total: O2H2H2NO4O2NH 2323 ��o� �� (1.7) En aquellos casos en que se analizan efluentes de plantas de tratamiento que utilizan filtros percoladores o lodos activados están presentes las bacterias nitrificantes, por lo que al realizar el análisis de la DBO se debe añadir alguna sustancia que las inhiba. El compuesto más comúnmente empleado para inhibir el crecimiento de organismos nitrificantes es el alilthiourea (ATU). Cuando estos tipos de bacterias están presentes, la curva de la DBO puede mostrar un comportamiento similar al representado en la figura 1.4. Fig. 1.4. Efecto de la nitrificación sobre la DBO. Obsérvese que de estar presente el fenómeno de la nitrificación la DBO de- terminada resultará mayor que la que corresponde a la degradación de la materia orgánica, lo cual introduce un error por exceso con respecto a lo deseado. 7 Indicadores de la Contaminación 1.3.2. Influencia de la constante de velocidad en la determinación de la DBO La constantede velocidad desempeña un rol importante en la fracción de la DBO que puede ser estimada en un periodo de cinco días. Cuanto mayor sea el valor de esta constante, mayor será el valor de la DBO determinada. Esta influencia se puede apreciar en la figura 1.5 donde a manera de ejem- plo se han considerado cuatro valores de k. Fig. 1.5. Influencia de k sobre la DBO. En la figura 1.5 puede apreciarse cómo para el mismo tiempo, por ejemplo cinco días, la DBO será distinta en función del valor de la constante de velocidad k. La variación que puede experimentar la constante k ha sido motivo de am- plias discusiones, pero se pueden considerar como las principales causas: La naturaleza de la materia orgánica. La habilidad de los microorganismos para utilizar esa materia orgánica. Así por ejemplo, se puede señalar que en general la parte soluble es degra- dada más rápidamente que aquella que se presenta en forma coloidal o en sus- pensión. Otro aspecto de importancia en la determinación de la DBO es la concen- tración de microorganismos que aporte el inóculo, ya que de ser muy baja, la DBO ejercida en el tiempo también será baja debido a que las bacterias tardan un tiempo apreciable en multiplicarse como para ejercer una oxidación notable. Este fenómeno se destaca en la figura 1.6. En el caso mostrado por la curva A, la concentración de microorganismos es tres órdenes de magnitud mayor que en B. Esta es la razón por la cual este es un aspecto que debe ser tenido en cuenta en el momento de realizar el análisis de la DBO. En el caso de efluentes de plantas de tratamiento o residual humano este aporte está garantizado de por sí, pudiendo no ocurrir lo mismo cuando la muestra tiene otra procedencia. 8 Menéndez Gutiérrez, C. y J. Pérez Olmo Fig. 1.6. Efecto de la concentración del inóculo sobre la DBO. Otro factor no menos importante en la determinación de la DBO es el grado de aclimatación de las bacterias utilizadas en el curso del análisis para el sustrato en particular que presenta la muestra. Por supuesto este fenómeno se presenta cuando la muestra no contiene microorganismos y resulta necesario inocularlos. En la figura 1.7 se muestra el caso de un inóculo no adaptado al sustrato de interés. De ahí que se presente retraso en la DBO ejercida en la etapa inicial. Por el contrario, en el ejemplo representado en la figura 1.8, se ilustra una situa- ción en la que el inóculo está perfectamente adaptado al sustrato y no se pre- senta la fase inicial de retraso. Fig. 1.7. Efecto de la aclimatación del inóculo sobre la DBO. Se puede apreciar que las curvas que aparecen en las figuras 1.6, 1.7 y 1.8 presentan una tendencia que no se corresponde exactamente con lo que predice una cinética de primer orden (figura 1.4), ya que las primeras presentan una meseta más o menos acentuada y que pudiera ser falsamente interpretado como 9 Indicadores de la Contaminación un proceso de nitrificación. La explicación de la aparición de estas mesetas pudiera ser la siguiente: durante el primer y segundo día de incubación, la mate- ria orgánica soluble es rápidamente oxidada y la remanente es convertida en FpOXODV��<D� HQ� HVWD� IDVH� DSDUHFH�XQD�³PHVHWD´� FDUDFWHUtVWLFD� GH� XQD� UHGXFLGD velocidad de oxidación, lo cual lleva asociada una fase de respiración endógena. Posteriormente se aprecia un incremento en la velocidad de oxidación, que es atribuible a un incremento en la población de protozoos, los cuales son predadores de las bacterias. La presencia y duración de esta meseta entre estas fases depende del intervalo de tiempo entre el pico de la población bacteriana y el de la población de protozoos. Fig. 1.8. Efecto sobre la DBO de un inóculo adaptado. Se ha comprobado que mientras menor sea la constante de autooxidación de la biomasa, la meseta será más acentuada. Por otra parte, mientras sean los valores mayores de esta constante la meseta tiende a no aparecer. Otro aspecto importante relacionado con la DBO está en el hecho de que por mucho tiempo se pensó que después de un largo periodo de incubación (por ejemplo, 20 días) la DBO determinada era la DBO última o total de la muestra (Lo), y que al mismo tiempo era igual a la DQO teórica, cuando en realidad existe discrepancia entre el valor determinado y la demanda teórica de oxígeno. El siguiente ejemplo pondrá en evidencia esta discrepancia. La oxidación de la glucosa a dióxido de carbono y agua requiere de 192 g de oxígeno por mole de glucosa (180 g/mol) ó 1,065 mg de oxígeno por miligramo de glucosa según la estequiometría de la ecuación 1.8: OH6CO606OHC 2226126 �o� (1.8) Así, una solución de glucosa de 300 mg L±��tiene una demanda teórica de oxígeno de 320 mg L±�, sin embargo la determinación de la DBO con periodos 10 Menéndez Gutiérrez, C. y J. Pérez Olmo de incubación de 20 días ha reportado valores de Lo en el intervalo de 250 a 285 mg L±�. De aquí resulta evidente que no toda la glucosa ha sido oxidada a dióxido de carbono y agua, interpretándose en los siguientes términos este fenó- meno: en el curso de la degradación de la glucosa las bacterias obtienen energía para su crecimiento y reproducción, lo cual implica que parte de la materia orgánica es convertida en tejido celular, por lo que no experimenta oxidación completa, hasta que ocurre la respiración endógena. Cuando las bacterias mue- ren este tejido celular se convierte en alimento de otras y prosigue la conversión de la materia orgánica en dióxido de carbono y agua. Una parte de las bacterias vivas y muertas sirven de alimento a los protozoos y continúa la degradación de la materia orgánica. Fig. 1.9. Secuencia de degradación de los compuestos orgánicos. En cada una de las etapas por las que transcurre la oxidación de la materia orgánica se producen desechos del metabolismo que resultan resistentes a la degradación biológica y que pueden explicar la discrepancia entre la demanda teórica y práctica. En el diagrama de la figura 1.9 se ilustra esta secuencia de fenómenos. 1.3.3. Cálculo de la constante de oxigenación A partir de la importancia que existe, a la hora de caracterizar un agua residual, del conocimiento de la relación entre la DBO cinco días, DBO última y la constante de velocidad, k, han sido propuestos muchos métodos para el 11 Indicadores de la Contaminación cálculo de k.1, 3 A continuación se presenta uno que, aunque no muy exacto, es sencillo y permite tener una idea del valor de esa constante antes de pasar a una determinación más exacta, pero también más laboriosa. El método de Rhame para determinar k, o método de los dos puntos de Rhame,4 se basa en la relación entre los valores de la DBO para dos tiempos dados. El segundo tiempo es el doble del primero. Con el método de Rhame pueden calcularse la DBO última y la constante de de-oxigenación: � �ZX X L � 2 2 (1.9) y XZ X tT k �� log 1 (1.10) donde: L: DBO última. X: DBO en el tiempo t. Z: DBO en el tiempo T = 2t. Según Rhame, para t = 10 días, los valores de L y k que se obtienen son comparables a los que se estiman cuando se usan otros métodos. En la tabla 1.1 se comparan los valores de la DBO última y la constante de de-oxigenación para residuales teneros, calculados por diferentes métodos. Tabla 1.1. Valores de k y Lo de residuales teneros calculados por diferentes métodos 1.4. DEMANDA TEÓRICA DE OXÍGENO (DTO) Y DEMANDA QUÍMICA DE OXÍGENO (DQO) Cualquier compuesto orgánico teóricamente puede ser oxidado hasta la ob- tención final de productos estables como H2O , CO2 , NH3 y �2 4SO . La cantidad 12 Menéndez Gutiérrez, C. y J. Pérez Olmo de oxígeno necesaria para la oxidación se denomina demanda teórica de oxíge- no (DTO). La DTO puede ser calculada considerando las relaciones estequiométricas: OH 2 COO 24 OHC 222 y x zy xzyx �o¸¹ · ¨ © § ��� (1.11)MM 24 DTO zyx �� (1.12) donde: MM: Masa molecular del compuesto. Para compuestos que contienen N en su estructura, la ecuación para la demanda teórica de oxígeno es: 32 22 NHOH 2 3 COO 24 3 NOHC p py x zpy xpzyx � � �o¸¹ · ¨ © § � � �� (1.13) � � MM 8234 DTO zpyx ��� (1.14) Si además el azufre participa en su composición, 42322 2 SOHNHOH 2 3 CO O 2 2 4 23 SNOHC qp py x z q qpy xqpzyX �� � � �¸¹ · ¨ © § �� �� �� (1.15) 8 MM 2364 DTO ¸¹ · ¨ © § ���� zpqyx (1.16) La demanda química de oxígeno brinda una medida más real de la cantidad de oxígeno requerida para la oxidación de los compuestos orgánicos a CO y H2O, de acuerdo con las ecuaciones 1.11, 1.13 y 1.15, cuando se utiliza un oxidante fuerte. 2 13 Indicadores de la Contaminación El mejor método para determinar la DQO es aquel que arroja valores igua- les o cercanos a la DTO. Actualmente este método es el estándar del dicromato. Este método utiliza una solución de dicromato de potasio cuya concentración molar de equivalente es 0,25, en 50 % de ácido sulfúrico. Bajo estas condicio- nes, con sulfato de plata como catalizador, la mayoría de los compuestos son oxidados entre 90 y 100 %.6 No obstante, algunos compuestos no son oxidados o lo son solo parcialmen- te cuando se utiliza el método estándar con dos horas de reflujo. Esto se ha comprobado en algunas bases fuertes nitrogenadas como las metilaminas, etilaminas, piridinas y sus derivados (tabla 1.2). Tabla 1.2. Algunos compuestos parcialmente oxidables por el dicromato en medio ácido Otras bases heterocíclicas nitrogenadas como la quinolina, pirol, pirolidina, indol, inidiazol, purina y pirimidina, son oxidadas fácil y completamente. Sin em- bargo, en los compuestos heterocíclicos que contienen dos o más átomos de nitrógeno en la molécula, solamente una parte de ellos se desprende como amo- níaco y el resto como nitrógeno.7 El azufre de los compuestos orgánicos es oxidado a sulfato. La excepción está constituida por el grupo CH3±6�TXH�HV�R[LGDGR�D�iFLGR�PHWLOVXOIyQLFR� Durante la prueba de la DQO se determinan tanto los compuestos degradables como los no degradables biológicamente. También se incluyen aque- llos compuestos inorgánicos reductores que pueden ser oxidados por el dicromato en medio ácido, como es el caso común del anión cloruro. 1.5. CARBONO ORGÁNICO TOTAL (COT) Hoy día el COT es utilizado como una medida del contenido de sustancias orgánicas en el agua. Sin embargo, este parámetro no brinda información acer- ca del oxígeno necesario para la oxidación de las mismas. Así, por ejemplo, la Compuesto Oxidación % Compuesto Oxidación % Metilamina Dimetilamina Trimetilamina Piridina metil piridina 3 metil piridina 3,7 1,9 5,2 4,4 30,0 27,8 Etilamina Dietilamina Trietilamina 2,4 dimetilpiridina 2,4,6 trimetilpiridina 36,1 27,8 37,4 58,0 85,2 5 14 Menéndez Gutiérrez, C. y J. Pérez Olmo glucosa y el ácido caproico poseen en su molécula el mismo número de átomos de carbono, no obstante la demanda teórica de oxígeno (DTO) de ambos com- puestos es diferente: 1 2226126 gg1,07DTOO6H6CO6OOHC � �o� (1.14) 1 2222126 gg2,21DTOO6H6CO8OOHC � �o� (1.15) En el primer caso se requieren 2,66 g de oxígeno para la oxidación de 1 g de carbono. En el segundo caso cada gramo de carbono necesita 3,55 g de oxígeno para la oxidación total. En el orden teórico existe una relación entre la DTO y DQO, así como entre la DTO y el COT.1 Por tanto, existe también una relación entre la DQO y el COT. En el mismo plano teórico cabe suponer que la relación DTO/COT varía entre los límites de cero, cuando los compuestos orgánicos no son oxidables por el dicromato, hasta 5,33, que es la relación para el metano según la ecuación: OH2COO2CH 2224 �o� (1.16) En la tabla 1.3 se representa esta relación para algunos compuestos orgáni- cos comunes. Tabla 1.3. Relación DTO/COT de algunos compuestos8 Compuesto Relación DTO / COT Ácido acético Glucosa Sacarosa Piridina Benceno Etilamina Metano 2,67 2,67 2,67 3,33 3,33 4,00 5,33 El valor límite de 5,33 para la relación DTO/COT es también válido para mezclas de compuestos, aunque en la medida que aumenta en complejidad la composición del residual, la DTO va perdiendo su interés práctico y la relación DTO/COT llega a ser inoperante. Para las aguas residuales, constituidas por mezclas de sustancias cuya com- posición no siempre se conoce y de concentración variable, la DTO tiene esca- so valor práctico. De ahí la importancia de la DQO y la DBO como parámetros indicadores de la contaminación en unidades de oxígeno. 15 Indicadores de la Contaminación En la práctica la relación DQO/DTO es muy variable debido a que, como ya se dijo, hay muchos compuestos orgánicos que no son fácilmente oxidados por el dicromato. La relación puede ser tan alta como 1 (para el etanol, ácido oxálico y ácido benzoico)9 y tan baja como 0,02 para la piridina.8 Por tanto, las relacio- nes DTO/COT que aparecen en la tabla 1.3 para compuestos puros, no son igualmente válidas para DQO/COT. Hay una correspondencia entre las relaciones anteriores y el número de oxidación promedio (NOP) del carbono (figura 1.10). Este puede calcularse por la ecuación: C O224NOP n n � (1.17) donde: 2On : Número de átomos de oxígeno necesarios para la oxidación completa de un compuesto dado en CO2 , H2O, NH3 y H2SO4. nC: Número de átomos de carbono en el compuesto dado. Fig. 1.10. Dependencia del NOP de la relación DTO/Corg para algunos compuestos. 16 Menéndez Gutiérrez, C. y J. Pérez Olmo Cuando se aplica la ecuación 1.17 a las moléculas de glucosa, formaldehído y ácido acético, puede llegarse a la conclusión que en esos compuestos el car- bono tiene el NOP igual a cero. El carbono en todas las aminas alifáticas y alcoholes tiene el NOP igual D�±���(Q�HO�iFLGR�FDSURLFR�HV�GH�±�����\�HQ�HO�iFLGR�FtWULFR�GH���� Para los compuestos puros, la ecuación 1.17 se transforma en: orgC DTO 24NOP � (1.18) Para aguas residuales la ecuación 1.18 se modifica: 12/C 16/DQO 24NOP org � orgC DQO 2 3 4NOP � (1.19) en la que tanto la DQO como la concentración de carbono orgánico se expresan en mg L±�. En el mismo plano teórico puede afirmarse que cuando el NOP del sustrato es menor que cero se hace necesario suministrar oxígeno para la síntesis celular: � � OH18NOHC6O10NH6OHC5 2275232126 nnnn n �o�� (1.20) Para sustratos cuyo NOP es mayor que cero, el contenido de oxígeno en su molécula es tal que no requiere un suministro adicional del mismo para que ocurra la síntesis celular: � � 222753786 O7,5OH8NOHC6NH6OHC5 nnnn n �o� (1.21) Como se aprecia de la ecuación 1.21 aún queda una cierta fracción del oxígeno que puede ser utilizado para la oxidación. Debe destacarse que cuando la biomasa es considerada como sustrato, su NOP es igual a cero: � � 3222275 NHOH2CO5O5NOHC nnnnn ��o� (1.22) 17 Indicadores de la Contaminación 1.6. NITRÓGENO El nitrógeno en las aguas residuales se puede presentar principalmente en forma orgánica, formando parte de proteínas, y en forma amoniacal. El nitrito (NO2±) y los nitratos (NO3±) rara vez aparecen en las aguas residuales crudas, y cuando existen, se trata fundamentalmente de aguas residuales industriales. El conocimiento del contenido de nitrógeno en sus variadas formas re- sulta de gran interés. Así por ejemplo, cuando un agua destinada a consumo humano presenta nitrógeno orgánico, o nitrógeno amoniacal, es indicio de contaminación fecal reciente, lo cual es un alerta sobre su peligrosidad. La urea contenida en la orina del hombre y animales, se descompone aportando nitrógeno amoniacal según muestra la siguienteecuación: 32242 2NHCO OH HCON �o� (1.23) Así mismo, las heces fecales de animales contienen cantidades apreciables de proteínas las cuales son convertidas en nitrógeno amoniacal por las bacterias según: 3NHBacteriasorgánicoNitrógeno o� (1.24) El nitrógeno amoniacal puede ser posteriormente convertido en iones nitrito por las bacterias Nitrosomonas: O2H2H2NO3O2NH 22 bacterias 2(g)3 �� o� �� (1.25) La presencia de iones nitrito en un agua destinada al consumo humano puede ser considerada también como indicativo de contaminación fecal. Esta secuencia de reacciones no termina sino en los iones nitrato, que constituyen la forma más oxidada del nitrógeno. Esto ocurre cuando los iones nitrito son oxidados por las Nitrobacter según: �� o� 3 bacterias 22 2NOO2NO (1.26) La secuencia de la nitrificación se puede mostrar gráficamente, tal como indica la figura 1.11. La presencia de diferentes formas del nitrógeno tiene otra connotación cuando se trata de aguas residuales. En este caso es importante conocer el contenido de nitrógeno por ejemplo cuando se requiere diseñar un sistema de tratamiento biológico donde se debe cumplir que el contenido de nitrógeno guarde relación definida con la DBO y el fósforo, para que el proceso de depuración transcurra de manera adecuada. 18 Menéndez Gutiérrez, C. y J. Pérez Olmo Fig. 1.11. Transformación de diferentes formas del nitrógeno. Por otra parte el contenido de nitrógeno y las diferentes formas en que se puede presentar a lo largo del sistema de tratamiento aporta criterio sobre algu- nos de los fenómenos que pueden ocurrir. En la tabla 1.4 se resume el impacto de diferentes formas del nitrógeno. Tabla 1.4. Impactos causados por diferentes especies del nitrógeno Forma del Nitrógeno Impacto N-NH3 La oxidación del nitrógeno amoniacal en un curso receptor produce disminución del oxígeno disuelto. El nitrógeno amoniacal no ionizado puede causar toxicidad en varios organismos acuáticos. N-NO3 El nitrógeno en forma de nitrato en aguas potables puede causar metahemoglo- binemia en niños pequeños. Nitrógeno total El nitrógeno como nutriente es causa de un crecimiento excesivo de organismos acuáticos que consumen oxígeno durante la noche y excretan sustancias que causan olor y sabor. 19 Indicadores de la Contaminación 1.7. FÓSFORO El conocimiento del contenido de fósforo de las aguas residuales reviste interés, pues este elemento constituye un factor imprescindible para la vida de los organismos acuáticos al entrar a formar parte de su estructura. La presencia de compuestos de fósforo en cursos receptores induce el crecimiento de algas. Estas afectan de forma notable la calidad de las aguas ya que pueden ser el origen de toda una secuencia de fenómenos, dado que este elemento es el limitante para el desarrollo de estas formas de vida. La luz y los compuestos de nitrógeno (los cuales son los otros elementos im- prescindibles) son generalmente abundantes. El deterioro de la calidad del agua debido a la aparición de color o sabor desagradables no es el único problema que se genera como consecuencia de la presencia del fósforo en un cuerpo de agua, sino que se produce otro no menos grave y es que al morir las algas, estas ocasionan una contaminación de carácter orgánico en el agua. Por todo lo anterior es importante disponer de datos sobre la concentra- ción de fósforo que se vierte a los cuerpos receptores, provenientes funda- mentalmente de las aguas residuales industriales y domésticas. Las aguas residuales de origen doméstico son relativamente ricas en fósforo. Antes del desarrollo de los detergentes sintéticos, el contenido de fósforo usualmente estaba en el intervalo de 2 a 5 mgL±� y las formas orgánicas variaban de 0,5 a 1,0 mgL±�. Esta contribución humana se debe a la ruptura de las proteínas con la consiguiente eliminación del fósforo en la orina. En la actualidad muchos detergentes sintéticos contienen grandes cantidades de poli fosfatos, pudiendo contener hasta 10 % en su composi- ción. La sustitución del jabón por estos productos ha incrementado notable- mente el contenido de este elemento en las aguas residuales. 20 Menéndez Gutiérrez, C. y J. Pérez Olmo 1.7.1. Diferentes compuestos de fósforo presentes en las aguas residuales En las aguas residuales se pueden encontrar compuestos de fósforo tales como: Tabla 1.5. Diferentes compuestos de fósforo Todos los polifosfatos experimentan reacciones químicas produciendo ortofosfatos (PO4�±), siendo la velocidad con que ocurre este proceso de- pendiente del tiempo, la temperatura y el pH. 1.8. CARACTERÍSTICAS DE LAS AGUAS RESIDUALES 1.8.1. Aguas residuales municipales Están constituidas por materia orgánica en forma suspendida, coloidal y disuelta. La carga contaminante de estas aguas puede ser expresada en función de la contribución per cápita. La DBO, contenido de sólidos y el gasto de agua per cápita que normalmen- te se reporta en la literatura varía de un país a otro, de una zona o región a otra e incluso con el tiempo en una misma localización. Esto está, por supuesto, en función de los hábitos alimentarios, de las costumbres y condiciones higiénico- sanitarias de la población. Los valores típicos de la contribución per cápita diaria a los residuales muni- cipales son 0,5 m3 hab±�, 104 g hab±� de DBO y un contenido de sólidos suspen- didos de 90,7 g hab±�.10 Estudios parciales realizados en Cuba arrojan valores de 30 g hab±� para la DBO y de 24 g hab±� para los sólidos suspendidos.11 Como referencia, la composición promedio de un agua residual munici- pal se muestra en la tabla 1.6. La incorporación de residuales industriales pueden modificar sustancialmente los valores de estas concentraciones.12 Nombre Fórmula Ortofosfatos Fosfato trisódico Na3PO4 Fosfato disódico Na2HPO4 Fosfato monosódico NaH2PO4 Fosfato diamónico (NH4)HPO4 Polifosfatos Hexametafosfato de sodio Na3(PO3)6 Tripolifosfato de sodio Na5P3O10 Pirofosfato tetrasódico Na4P2O7 21 Indicadores de la Contaminación Tabla 1.6. Características promedio de un residual municipal 1.8.2. Características de los residuales industriales líquidos (RIL) Para tener un conocimiento real de las características de un agua resi- dual no basta con conocer la magnitud, en términos de concentración, de los parámetros indicadores seleccionados. Si bien el conocimiento de las con- centraciones puede ser útil en determinadas circunstancias, una mayor in- formación se obtiene del conocimiento del flujo másico (kgd±�). Así, por ejemplo, suponiendo dos residuales con las siguientes caracte- rísticas: Residual A: DBO5 = 500 mgL±� Flujo = 200 m3d±�. Residual B: DBO5 = 250 mgL±� Flujo = 600 m3d±� Pudiera pensarse que el residual A es más contaminante que el B debido a que tiene mayor concentración de DBO. Obviamente el residual A presenta una DBO superior al B, sin embargo el valor de su flujo o gasto es menor. El produc- to de la concentración por el flujo da el valor del flujo másico. De esta manera, para el ejemplo anterior se tiene que: Flujo másico de A = 100 kgd±� Flujo másico de B = 150 kgd±� Este simple ejemplo pone de manifiesto que el conocimiento de la concen- tración de un parámetro solamente no es suficiente para tener una idea real del poder contaminante de un agua residual. Lo anterior destaca la importancia de conocer, con el mayor grado de certe- za posible, el flujo de agua residual que como promedio se genera. Por lo que se debe utilizar un procedimiento de muestreo que responda en el mayor grado Propiedad Máximo Promedio Mínimo pH 7,5 7,2 6,8 Sólidos totales (mg L-1) 640 453 322 Sólidos totales volátiles (mg L-1) 503 340 225 Sólidos suspendidos (mg L-1) 258 145 83 Sólidos suspendidos volátiles (mg L-1) 208 120 62 DQO (mg L-1) 436 288 159 DBO (mg L-1) 276 158 75Cloruros (mg L-1) 45 35 25 22 Menéndez Gutiérrez, C. y J. Pérez Olmo posible a la realidad. Es decir, las determinaciones que se realicen deben ser representativas, para lo cual estas deben ser proporcionales al flujo. Para llegar a disponer de muestras integradas o compuestas, se requiere que cada una de las tomas puntuales que constituirán la compuesta, sea obteni- da teniendo en cuenta tanto el flujo promedio de agua residual como el existente en el instante en que se toma la muestra. El flujo promedio debe ser calculado previamente. Algunas de las características químicas de las aguas residuales municipales reportadas por Walter13 aparecen resumidas en la tabla 1.7. Para estimar el volumen de muestra a extraer en cada momento, puede utilizarse la expresión: i T =i Q NQ V V (1.27) donde: Vi: volumen de muestra a tomar en un instante (L). VT: volumen total de muestra a recolectar (L). N: número de muestras que se van a tomar. Q : flujo promedio determinado previamente (Lh±�). Qi: flujo puntual en el instante de la toma de muestra (Lh±�). En la aplicación de este procedimiento es recomendable que durante el pe- riodo de muestreo se tomen volúmenes de muestras, se conserven en frío y se mida el flujo puntual en el instante de tomar cada muestra. Tabla 1.7. Características químicas de las aguas residuales municipales Constituyentes Tipo Concentración Ácidos volátiles Fórmico, acético, propiónico, butírico y valérico (8,5-20) mg L-1 Ácidos solubles no volátiles Láctico, glicólico, cítrico y benzoico (0,1-1,0) mg L-1 Ácidos grasos superiores Palmítico, esteárico y oleico 60 % del contenido de ácidos grasos Proteínas y aminoácidos Al menos veinte tipos (45-50 %) del nitrógeno total Carbohidratos Glucosa, lactosa, sacarosa ± 23 Indicadores de la Contaminación La caracterización de un agua residual reviste dos objetivos muy impor- tantes: 1. Inmediato. El conocimiento de las características del agua residual per- mite conocer su poder contaminante y decidir si el residual debe ser sometido a tratamiento o no. 2. Mediato. Cuando las características del agua residual son tales que es obligado su tratamiento, los datos que aporta la caracte- rización son una parte imprescindible para el diseño de la instalación de tratamiento. En el curso de un proceso de caracterización se debe tener la mirada puesta en la posibilidad de estudiar separadamente las diferentes corrientes de residuales que pueden existir a fin de valorar su posible segregación, pues dependiendo de sus características pueden requerir de tratamientos diferentes, por lo que no es aconsejable su mezcla. Esta óptica está, por supuesto, condicionada en buena medida al estudio o conocimiento previo del problema. Para el caso particular de los residuales industriales líquidos (RIL), un procedimiento para conocer el balance material y de flujo de todos los pro- cesos de la industria que utilizan agua y producen residuales, así como de la industria en su conjunto, puede resultar imprescindible. El resultado de la caracterización debe brindar información acerca de la fortaleza contaminante de cada corriente, así como de las alternativas de tratamiento y de su reuso. El procedimiento general recomendado para obtener la información ne- cesaria para la caracterización con un mínimo de esfuerzo, y que al mismo tiempo sea confiable, puede resumirse en cuatro etapas: obtener el diagrama de flujo de los residuales, elaborar el esquema de muestreo y análisis, efectuar el balance de flujo y materiales, reportar la variación estadística de los parámetros más significativos de la caracterización. 1.8.2.1. Diagrama de flujo de los residuales Este diagrama se construye a través de la inspección de todas las operacio- nes del proceso y con la consulta del ingeniero de la planta. El diagrama debe indicar los posibles puntos de muestreo y el orden de magnitud del flujo de la corriente de aguas residuales. 24 Menéndez Gutiérrez, C. y J. Pérez Olmo 1.8.2.2. Elaboración del esquema de muestreo y análisis El muestreo óptimo es el continuo, con volúmenes que son una fracción del flujo promedio. Sin embargo, esto pocas veces es factible. Otra posibilidad es la de las muestras integradas o compuestas con una frecuencia de muestreo que se establece de acuerdo con el proceso que se necesita caracterizar. El periodo de la composición de la muestra y la frecuen- cia de muestreo se establece de acuerdo con la naturaleza del proceso cuya agua residual se estudia. Algunos procesos en operación continua pueden muestrearse cada hora e integrarse por periodos de 8, 12 y hasta de 24 h. Aque- llos procesos en los que hay mucha variación deben integrarse en periodos de una o dos horas. A los procesos a templa se les toma muestras en el periodo de vaciado. Los análisis a realizar dependen de las características del parámetro que se está midiendo. Por ejemplo, el pH debe medirse puntualmente, ya que es posible en muchos casos que la integración resulte en una neutralización de elementos ácidos y básicos perdiéndose durante la integración una información valiosa. La carga de DBO puede requerir integración de las muestras durante 8 h cuando se pretende diseñar tratamientos de tiempos de retención cortos, aunque mues- tras integradas durante 24 h resultan suficientes para tratamientos de varios días de retención como el de las lagunas. Cuando se miden constituyentes como nitrógeno y fósforo para determinar si hay necesidad o no de adición de nutrientes en tratamientos biológicos, son suficientes muestras integradas de 24 h, ya que los sistemas biológicos tienen alta capacidad de amortiguamiento. Si se conoce la presencia de sustancias tóxicas en el agua residual, estas deben ser muestreadas continuamente. Un aspecto importante en este punto, al que ya se hizo referencia, es el de la medición del flujo. 1.8.2.3. Balance de flujo y materiales Después de realizados el muestreo y los análisis, debe efectuarse el balance de flujo y materiales tomando en consideración todas las fuentes de contamina- ción que sean significativas. En la medida en que el balance coincida con el efluente total, se confirmará el cuidado con el que se realizó la caracterización. 1.8.2.4. Variación estadística de los parámetros Esta información se obtiene de diversas formas, una de ellas consiste en graficar en papel de probabilidades la frecuencia de ocurrencia. 25 Indicadores de la Contaminación La data de la caracterización de los RIL generalmente es muy variable y susceptible de análisis estadístico. La información puede ser reportada en tér- minos de frecuencia de ocurrencia de una propiedad en particular, que es el valor que se espera que tenga esa propiedad o lo exceda 10, 50 y 90 % del tiempo. Los valores obtenidos en la caracterización se ordenan en orden cre- ciente de magnitud. Por ejemplo, si se trata de la DBO, donde: n: Número total de valores de DBO. m: Número consecutivo y en orden creciente asignado a cada uno de los valores de DBO, desde uno hasta n. 1�n m : posición de cada valor en la tabla y que es equivalente al porcentaje de ocurrencia. Tabla 1.8. Porcentaje de ocurrencia Al graficar estos resultados en papel de probabilidades, tal como se hace en la figura 1.12, la DBO promedio es la que corresponde a frecuencia de ocurren- cia del 50 %. Por otro lado, aceptando que 68 , 27 % de los valores están incluidos en el intervalo: 1�r n _ sX , se tiene que: 2 915184 1 ,, n XX s � � (1.28) Para el ejemplo anterior: DBO promedio = 347,8 mg L±� m DBO (mg L-1) 1�n m Ocurrencia (%) 1 175 0,1 10 2 225 0,2 20 3 285 0,3 30 4 340 0,4 40 5 350 0,5 50 6 375 0,6 60 7 405 0,7 70 8 460 0,8 80 9 515 0,9 90 26 Menéndez Gutiérrez, C. y J. Pérez Olmo 110 2230450 1 � �ns s: desviación estándar. Fig. 1.12. Porcentaje del tiempo que la DBO será igual o menor al valor indicado. Cuando el número de observaciones es muy grande (de cincuenta a cien) se recomienda agrupar la data por incrementos. Estos incrementos pueden tomar- se de 50 mg L±�. Ejemplo 4.1 Suponga una data que tiene noventa y seis observaciones agrupadas por intervalos de 50 mg L±�. donde: n: Número total de muestras m: Número de muestras en el intervalo analizado y los anteriores 100 1�n m : posición al graficar.. 27 Indicadores de la Contaminación Tabla 1.9. Intervalos y números de muestras Las mediciones del caudal de aguas residuales durante el estudio pueden llevarse a cabo por diversos métodos, en dependencia de la accesibilidad del lugar. Estos pueden ser, entre otros: 1. Instalación de vertederos, se usa en canales o conductoras abiertos. 2. Cubo o cubetas y cronómetro: aplicable cuando hay bajo caudal. 3. Medición de la duración del bombeo: hay que hacer uso de la curva carac- terística de la bomba. 4. Uso de medidores de flujo de paleta. 1.8.3. Empleo de índices en la caracterización Tomando en cuenta que los procedimientos de caracterización son gene- ralmente complejos y exigen de importantes recursos de tiempo y de tipo financiero, la utilización de indicadores o índices de producción y consumo se presenta como un importante enfoque a considerar, dentro de los proce- dimientos utilizados para determinar, al menos aproximadamente, los niveles de carga contaminante que son generados por las diferentes actividades de producción y servicios. Los índices de producción constituyen un instrumento que permite determi- nar la efectividad de medidas y programas orientados a la disminución de la contaminación, facilitando la identificación y establecimiento de prioridades de gestión, con arreglo a la evaluación cuantitativa de las tendencias que se mani- fiestan en la calidad del medio. En este sentido, es importante indicar que esta herramienta de trabajo no sustituye ni exime, la necesidad de realizar investigaciones más com- pletas. Intervalo Muestra en el intervalo m Posición en el gráfico 200 - 249 5 5 5,2 250 - 299 4 9 9,3 300 -349 6 15 15,5 . . . . . . . . . . . . 1150 ± 1 199 4 96 99,0 28 Menéndez Gutiérrez, C. y J. Pérez Olmo Tabla 1.10. Indicadores de carga contaminante de algunos procesos PVS: Peso vivo sacrificado. Fuente: Evaluación rápida de fuentes de contaminación de aire, agua y suelo, OMS, México, 1988. El indicador de carga contaminante o índice es la relación entre el nivel de producción y la carga contaminante que se genera en esa actividad. El índice define una cantidad de sustancia determinada que se obtiene en la actividad productiva en un tiempo considerado, refiriendo a él la contamina- ción generada durante el proceso de obtención. Los índices han de ser el resultado de experiencias anteriores, sean pro- pias u obtenidas de la literatura. En la tabla 1.10 se presentan ejemplos de los índices de producción refe- ridos a la contaminación que generan. De igual manera puede ser de importancia el índice de consumo de agua. Ejemplos de este tipo de índice se reflejan en la tabla 1.11. Proceso Unidad DBO(kg/u) DQO (kg/u) Sólidos suspendidos (kg/u) Instalaciones de cría de reses 250 - 1716 Instalaciones de cría de pollos 1,4 - 14,6 Granjas lecheras cabezas 539 - - Mataderos 6,4 - 5,2 Sin recuperar sangre 11 - - Sin recuperar panza se agrega PVS 4,7 - - Proceso de aves de corral 1000 aves 11,9 22.4 12,7 Enlatado de frutas y verduras 12,5 - 4,3 Refinación de aceite vegetal t de producción 12,9 21 16,4 Producción de vino m 3 de vino 0,26 - - Producción de cerveza m3 de cerveza 8,6 - 14,7 29 Indicadores de la Contaminación Tabla 1.11. Consumo de agua de la industria azucarera y derivados Fuente: Programa integral de desarrollo de los derivados de la caña de azúcar. Subprograma: Alcohol y levaduras, septiembre 1985, Cuba. 1.9. MEDICIONES DEL CAUDAL El conocimiento del gasto, flujo o caudal es importante no solo en el momento de proyectar una instalación, su sistema de tuberías y de bombeo. Se encuentran diversas formas comunes de conocer un caudal. Desde trabajar por datos de proyecto, pasando por el manejo de índices de consu- mo por unidad de producción o por habitante, hasta la medición directa. De las mediciones directas del caudal de aguas residuales trata este epígrafe. Los medidores de caudal más usuales que pueden ser encontrados en las plantas de tratamiento de aguas residuales son: Canales de aforo Parshall. Vertedores. Medidores de caudal en líneas de presión. 1.9.1. Canal Parshall El canal Parshall está formado por una sección de entrada de paredes verticales convergentes y fondo a nivel, un estrechamiento de paredes para- lelas y fondo descendente. El canal posee además una sección de salida de paredes divergentes y fondo ascendente. En la figura 1.13 se muestra un esquema de un canal Parshall. Este tipo de medidor es especialmente útil para aguas que contienen sólidos en suspensión, debido a que la presencia de estos no afecta las mediciones. Por otra parte, el aumento de la velocidad del agua a su paso por la parte más estrecha del canal, la garganta, dificulta la sedimentación de las partículas. La determinación del caudal se realiza considerando la altura alcanzada por el agua (H), tomada en una arqueta aneja conectada por un tubo piezométrico. Industria Índice de consumo Central azucarero 0.5 m3/t caña molida Destilería 1.6 m3/HL de alcohol 70 m3/t de levadura (tecnología francesa) Levadura 80 m3/t levadura (tecnología austríaca) 30 Menéndez Gutiérrez, C. y J. Pérez Olmo El caudal instantáneo en cada momento se obtiene por aplicación de la ecuación: � � 0,0261,5673,280,37 WHQ (1.29) siendo: Q: caudal instantáneo (m3 ·s±�). W: ancho del estrechamiento, (m). H: calado del agua en el punto de observación fijo, (m). Fig. 1.13. Esquema de un medidor Parshall. La medición manual de la altura (H), arroja como resultado un valor instantáneo del caudal. Existe en el mercado un conjunto de instrumentos para realizar la medida de forma continua y así obtener el caudal medio diario, punta, mensual, etc., de forma precisa. En ocasiones además es de interés acoplar el canal a un indicador con registro gráfico y totalizador. 31 Indicadores de la Contaminación Fig. 1.14. Canal Parshall. 1.9.2. Vertedores Los vertedores consisten básicamente en una obstrucción en la que se es- tanca el líquido y vierte por encima de ella (Figura 1.15). Fig. 1.15. Esquema de un vertedor. 32 Menéndez Gutiérrez, C. y J. Pérez Olmo En el uso de los vertedores se emplean términos que requieren ser defi- QLGRV��WDOHV�FRPR�³FUHVWD´��³DOWXUD�GH�OD�FUHVWD´��³FRQWUDFFLyQ�GH�OD�VXSHUIL� FLH´�\�³FDUJD�GHO�YHUWHGHUR´��6H�GHQRPLQD�³FUHVWD´�DO�ERUGH�SRU�HO�TXH�IOX\H HO�OtTXLGR��³DOWXUD�GH� OD�FUHVWD´�D�OD�GLVWDQFLD�GHVGH�HO�IRQGR�GHO�FDQDO�D�OD FUHVWD��³FRQWUDFFLyQ�GH�OD�VXSHUILFLH´�D�OD�IRUPD�FXUYD�TXH�GHVFULEH�HO�OLTXL� GR�VREUH�OD�FUHVWD�\�³FDUJD�GHO�YHUWHGRU´� (H) a la diferencia entre la altura de la superficie alcanzada por el liquido y la altura de la cresta medida aguas DUULED�GHO�YHUWHGRU�DQWHV�GH� OD�³FRQWUDFFLyQ´� Una vez medido el valor de la carga del vertedor, H, se puede obtener el caudal de agua residual que pasa en cada instante. Hay dos elementos que deben ser tomados en consideración cuando se desea o necesita instalar un vertedor para la medición de caudales. Estos son: partiendo del hecho de que la contracción de la vena líquida comienza a una distancia aproximada de 2H aguas arriba del vertedor, la medida debe efectuarse a una distancia mayor que esta, la altura mínima de la cresta debeser de 2,5 H para permitir la contrac- ción completa de la lámina. Los vertedores más utilizados son: Rectangular. Triangular. Trapezoidal. Vertedor rectangular Estos pueden ser sin contracción lateral o con ella. En aquellos casos en los que no exista contracción lateral, la cresta ocupa todo el ancho del canal. El caudal viene dado por la ecuación, 51841 ,HL,Q (1.30) siendo: Q: caudal, m3 · s±�. L: longitud de la cresta, m. H: carga sobre la cresta, m. Las dimensiones que debe cumplir el vertedor se detallan en la fi- gura 1.16. 33 Indicadores de la Contaminación Fig. 1.16. Relación de las dimensiones de un vertedero rectangular sin contracción lateral. En los vertedores rectangulares con contracción lateral, la cresta no ocupa toda la anchura del canal. Las dimensiones de las contracciones laterales se especifican en la figura 1.17. La ecuación que permite calcular el caudal en este tipo de vertedor es, � � 5110841 ,HHn,L,Q � (1.31) donde n es el número de contracciones laterales. Fig. 1.17. Relación de las dimensiones en un vertedor rectangular con contracción lateral. 34 Menéndez Gutiérrez, C. y J. Pérez Olmo Vertedor triangular Este tipo de vertedor es uno de los más utilizados debido a que, para un mismo caudal, se consigue mayor altura que en los rectangulares. Este efecto se traduce en una mayor precisión en la lectura (figura 1.18). El ángulo del vértice de este vertedor puede tener diferentes valores. Los más usuales son 60° y 90°. La expresión que da el caudal en este tipo de verte- dor es: Para 90 ° 52381 ,H,Q (1.32) donde: Q: gasto, m3 · s±�. H: altura del líquido con relación al vértice, m. Para 60 ° 52790 ,H,Q (1.33) Fig. 1.18. Relación de las dimensiones en un vertedor triangular. Fig. 1.19. Relación de las dimensiones en un vertedor trapezoidal. 35 Indicadores de la Contaminación Vertedor trapezoidal Este vertedor tiene una forma similar al rectangular (figura 1.19). La expre- sión que se emplea para calcular el caudal es: 518591 ,HL,Q (1.34) L: la longitud de la cresta del vertedero, m Medidores de caudal en línea Los métodos usualmente utilizados en la determinación de caudales en tuberías a presión corresponden a los llamados métodos dinámicos, que su- ponen una aplicación del teorema de Bernouilli entre dos puntos de una tu- EHUtD��/RV�GLVSRVLWLYRV�PiV�HPSOHDGRV�VRQ�ORV�³WXERV�9HQWXUL´� Fig. 1.20. Tubo Venturi. 1.10. DISMINUCIÓN DEL VOLUMEN Y FORTALEZA DE LOS RESIDUALES Con frecuencia, haciendo sencillas modificaciones en la industria, se pueden lograr reducciones apreciables en el volumen y fortaleza de las aguas residuales, obteniendo como consecuencia de ello disminuciones en los cos- tos de inversión y operación de las instalaciones de tratamiento, entre estas modificaciones puede señalarse: Recirculación: el agua que esté relativamente poco contaminada puede ser recirculada con un mínimo de tratamiento o sin tratamiento alguno. Clasificación de las diversas corrientes y segregación de las mismas: el agua de enfriamiento y otras poco contaminadas pueden segregarse 36 Menéndez Gutiérrez, C. y J. Pérez Olmo con anterioridad al tratamiento. Las aguas que contengan sustancias tóxicas no deben llegar nunca a las unidades de tratamiento biológico. Sustitución de aditivos químicos: hay casos en los que se facilita el tratamiento sustituyendo algunas materias primas cuyo residuos sean resistentes por otros más fácilmente tratables. Recuperación de subproductos: en ocasiones con instalaciones de bajo costo se logra obtener un subproducto dando lugar a una producción marginal, o a la recuperación de alguna materia prima del propio proce- so productivo. La disminución en las variaciones del caudal y de la fortaleza de las aguas residuales deben ser prioritarios, lo que puede ser logrado, entre otros medios, mediante el empleo de tanques compensadores. Notas bibliográficas 1 CHUDOBA, J., C. MENÉNDEZ Y J. PÉREZ O.: Fundamentos teóricos de algunos procesos para la purificación de aguas residuales, Ed. ISPJAE, Ciu- dad de La Habana, 1986. 2 THOMAS, M.A.: ³*UDSKLFDO� GHWHUPLQDWLRQ�RI�%2'� FXUYH�FRQVWDQWV´��Water and Sewage Works, 1950. 3 MOORE, E.W., H.A. THOMAS, AND W.B. SNOW.:�³6LPSOLILHG�PHWKRG�IRU�WKH�DQDO\VLV RI�%2'�GDWD´��Sewage and Ind. Wastes, vol. 22, no. 10, 1950. 4 RHAME, G. A.: ³7ZR�3RLQW�0HWKRG�IRU�HVWLPDWLRQ�RI�ILUVW�VWDJH�%2'´��Sewage and Ind. Wastes, vol. 28, no. 9, 1950. 5 Standard Method for the Examination of Water and Wastewater, Ed. APWA-AWWA, 1995. 6 MOORE, W.A.:�³'HWHUPLQDWLRQ�RI�R[\JHQ�FRQVXPHG�YDOXH�RI�RUJDQLF�ZDVWHV´� Anal. Chemistry, 1951. 7 ARGAMAN, Y. AND A. BRENNER:�³([SHULPHQWDO�HYDOXDWLRQ�RI�PRGHOLQJ�DOWHU� natives and process parameters for the single-sludge nitrogen removal V\VWHP´�� IAWPRC Specialised Seminar, Copenhagen, Denmark, Au- gust, 1985. 8 MENÉNDEZ, C.: Reporte Inédito, ISPJAE, Ciudad de La Habana, 1989. 9 ECKENFELDER, W.W.: Water Quality Engineering for Practicing Engineers, CBI, Pub. 1980. 10 LOEHRS, H.C.:�³9DULDWLRQ�RI�ZDVWHZDWHU�SDUDPHWHUV´��Pub. Works, vol. 99, no. 81, 1968. 11 RODRÍGUEZ, C.: ³&DUDFWHUL]DFLyQ�GH�ODV�DJXDV�UHVLGXDOHV�GH�%HMXFDO´� Inge- niería Hidráulica, vol. 19, no. 4, 1998. 37 Indicadores de la Contaminación 12 HUNTER, J.V. AND H. HEUKELEKIAN:� ³7KH�FRPSRVLWLRQ� RI�GRPHVWLF� VHZDJH IUDFWLRQV´��-RXU��Water Poll. Control Fed., vol. 37, no. 8, 1965. 13 WALTER, L.:�³&RPSRVLWLRQ�RI�VHZDJH�DQG�VHZDJH�HIIOXHQWV´��SDUWHV���\��� Water Sewage Works, vol. 109, no. 11 y 12, 1961. 14 OMS, REPORTE: Evaluación rápida de fuentes de contaminación de aire, agua y suelo, México, 1988. 15 Programa integral de desarrollo de los derivados de la caña de azúcar. Sub-programa alcohol y levaduras, Cuba, 1985. 39 Pretratamiento de Aguas Residuales CAPÍTULO 2 PRETRATAMIENTO DE AGUAS RESIDUALES El tratamiento biológico de las aguas residuales, fundamentalmente las de origen industrial, en ocasiones requiere de algún tipo de pretratamiento cuyo objetivo puede ser la remoción de contaminantes, como ocurre du- rante la sedimentación primaria, o el acondicionamiento del agua residual mediante la compensación y (o) neutralización, para facilitar la depuración biológica. 2.1. COMPENSACIÓN Los residuales líquidos industriales se caracterizan por la diversidad de corrientes con diferencias en su composición y concentración. Aun una misma corriente puede presentar variaciones horarias en sus propiedades. Cuando los residuales manifiestan mucha variación en su composición se recomienda el empleo de tanques compensadores. La experiencia ha demostrado que los procesos de tratamiento se realizan mejor si las fluctuaciones extremas en la carga del sistema pueden ser evitadas o en última instancia ser atenuadas mediante la compensación. En los tanques compensadores los residuales se retienen durante un periodo en el que se llega a obtener un efluente relativamente estable. La neutralización de corrientes ácidas o básicas, la estabilización de la DBO y la separación de metales pesados, son algunos de los objetivos de la compen- sación. Aguas residuales con alta acidez o alcalinidad que no son compensadas requieren de la neutralización mediante la adición de reactivos químicos. La mezcla en el tanque de compensación generalmente se promueve con aire. Un método común es el empleo de aereadores superficiales, con un consu- mo de potencia de 4.10±�� ±� ����±� W m±�. Cuando se utiliza aire mediante difusores, el consumo aproximado de este puede tener un valor cercano a los 4 m3 m±� d±�.1 40 Menéndez Gutiérrez, C. y J. Pérez Olmo Para el diseño de los tanques de compensación pueden emplearse criterios empíricos y calcular su volumen considerando el tiempo requerido para acumu- lar el agua residual de un ciclo de producción o porturnos de trabajo. Siempre que se pueda, el criterio de diseño debe tener como base el nivel de varianza aceptable que tiene el parámetro que se desea normalizar para las etapas subsi- guientes del tratamiento. Los tanques compensadores pueden diseñarse para operar a volumen cons- tante o volumen variable, en función de que interese amortiguar variaciones de concentración o flujo respectivamente. 2.1.2. Dinámica de los sistemas de compensación La compensación se logra vertiendo el residual en un tanque o cisterna de forma tal que se mezcle con el que le ha precedido, con lo cual se amortiguan las variaciones bruscas. Fig. 2.1. Efecto de un compensador sobre variaciones de flujo y / o composición. A fin de ilustrar la dinámica de un compensador considere el caso más sencillo de un tanque perfectamente agitado de volumen constante, al cual llega continuamente una corriente de agua residual de flujo Q y concentra- ción del componente de interés CE, siendo la salida de igual flujo pero de concentración CS. Fig. 2.2. Compensador de volumen constante. 41 Pretratamiento de Aguas Residuales Aplicando un balance diferencial para el componente de interés: dt dC VCQCQ SSE � (2.1) por lo que integrando: ³³ � � t t C C SE S dt V Q CC dCS 00 (2.2) por lo tanto: ș t CC CC E SE � � � 0 ln donde: Q V ș entonces: ¸ ¹ · ¨ © § ��� ș t )C(CCC EES exp0 (2.3) En la tabla 2.1 se muestra un ejemplo numérico donde se ilustra el efecto compensador del sistema mostrado, suponiendo por simplicidad, que el flujo de agua residual es constante y la composición variable. Tabla 2.1. Efecto compensador del sistema Horario DQO, mgL-1 1 150 2 175 3 180 4 200 5 250 6 300 7 320 8 300 9 250 10 180 11 150 12 140 42 Menéndez Gutiérrez, C. y J. Pérez Olmo Se ha supuesto que el tiempo de residencia en el compensador es de 10 KRUDV��ș�� Fig. 2.3. Ilustración del efecto de un compensador de volumen constante. En la figura 2.3 se muestran las curvas de variación de DQO de entrada al compensador, las del efluente compensado y la composición promedio. De la misma puede observarse el efecto compensador del sistema, ya que la variación que experimenta la composición de salida es menor que la de entrada. Es de destacar que el compensador no modifica la composición promedio del efluente con respecto al caudal de entrada, sino su varianza. Al incrementarse el tiempo de residencia del compensador aumenta su efecto amortiguador, por lo que para un tiempo de residencia infinito desaparecen las fluctuaciones de la composición de salida igualándose a la promedio. El método que se siga para calcular las dimensiones del tanque compensador dependerá de las condiciones en que este operará. 2.1.3. Compensación para flujo de residual constante y de composición variable Bajo condiciones de flujo constante la relación entre la varianza del efluente de un tanque completamente mezclado y la del afluente, cuando las variaciones de composición son aleatorias, viene expresada por la relación:2 ș. ǻ7 S S i e 22 2 (2.4) 43 Pretratamiento de Aguas Residuales donde: S2e: varianza de la concentración del efluente. S2i: varianza de la concentración del afluente. 'T: tiempo de recolección de la muestra compuesta. T: tiempo de retención (V / Q). De acuerdo con lo anterior puede calcularse el tiempo de retención si se conocen la varianza del afluente y la permisible o deseada para el efluente. La varianza en el afluente, S2i se determina según: � �¦ � � n i i XXin S 1 22 1 1 (2.5) donde: Xi: valor individual de la concentración de cada muestra tomada. X : valor promedio de todas las mediciones. n: número de muestras. Se define el valor típico normal Z de la propiedad controlada como: eS XXm Z � (2.6) donde: Xm: valor máximo que puede tomar la propiedad en el efluente del tanque de compensación. Se: desviación típica del efluente. Procedimiento para el diseño El procedimiento de diseño consiste en hallar el tiempo de retención reque- rido en el tanque compensador para obtener las condiciones de salida deseadas. El tiempo de retención y el caudal de agua a tratar, definirán el volumen de tanque necesario. 1. Determinar el valor promedio de la concentración del afluente � X . 2. Calcular su desviación típica. 3. Fijar el valor máximo permisible de concentración que se desea a la salida (Xm). 4. Determinar la desviación típica del efluente tomando un valor de Z con un por ciento de confiabilidad, por ejemplo, 90 %. 5. Hallar el valor de T . 44 Menéndez Gutiérrez, C. y J. Pérez Olmo 6. Con el valor de T y el flujo que se desea procesar se estima el volumen del compensador: Q V ș Ejemplo 2.1 Se estudió un agua residual cuyo caudal es de 1 500 m3d±�. Se tomaron cuatro muestras diarias integradas durante 6 horas cada una en 10 días diferen- tes. Los resultados se muestran en la tabla 2.2: Tabla 2.2. Resultados del ejemplo 2.1 Debido al tratamiento que se empleará se requiere disminuir la variación que presenta la DBO se pretende diseñar un tanque para compensar tales efectos. Determine el volumen del compensador si se conoce que el valor máximo permisible de la DBO a la salida es de 1000 mgL±�. 8832, n X X ¦ Si 367,438 Xm 1000 De la tabla de distribución normal (Anexo 2), para 90 % de confianza, el valor de Z 1,30 eS XXm Z � 2167301 88321000 , , , Se � HORA 6:00 a.m. 12:00 m 6:00 p.m. 12:00 a.m. Día Valores de DBO (mgL-1) 1 850 1240 600 1130 2 1430 324 1290 741 3 1550 421 750 422 4 1390 1324 1050 560 5 410 990 684 1220 6 500 270 820 530 7 420 450 750 1205 8 960 1230 680 890 9 395 1190 300 500 10 600 1304 1020 922 45 Pretratamiento de Aguas Residuales ș. ǻ7 S S i e 22 2 Se 2 = 27955,84; Si 2 = 135810,68 El tiempo de retención en el tanque compensador será, h514 84279552 681358106 , , , ș T 0,6 d, por lo tanto, el volumen es, V 1500 · 0,6 900 m3 2.1.4. Compensación cuando hay variación simultánea de flujo y composición3 Realizando un balance de masa en el tanque compensador: CVTCQCVTCQ � � 201 (2.7) donde: C1: concentración que entra al tanque durante el intervalo de muestreo T. T: intervalo de muestreo, por ejemplo, 1 h. Q: flujo promedio en el intervalo de muestreo. C: concentración en el tanque al inicio del intervalo de muestreo. V: volumen del tanque. C2: concentración que sale del tanque al concluir el intervalo de muestreo. En este caso se está asumiendo que la concentración del efluente es cons- tante durante un intervalo de muestreo. Esto es cierto si el tiempo del intervalo es espaciado apropiadamente. V/QT V/QCTC C � � 01 2 (2.8) Procedimiento para el diseño 1. Se asume un volumen del tanque compensador, y este define el tiempo de retención. 2. Tomando como primer valor de C0 el valor promedio de las mediciones, se calculan los valores de la concentración compensada. Para los restantes intervalos se toma la concentración final del intervalo anterior. 3. Si los valores de concentración así obtenidos no llegan a satisfacer los re- querimientos, se toma otro valor de tiempo de retención y repite el proceso. 46 Menéndez Gutiérrez, C. y J. Pérez Olmo Ejemplo 2.2 Tabla 2.3. Resultados La tabla 2.3 fue obtenida de una planta industrial durante un ciclo de produc- ción de 8 horas. Cada intervalo de tiempo representa un periodo de muestreo de 1 hora. Determine el factor pico del efluente de un tanque compensador cuando se utiliza un tiempo de retención de: a) 8 horas, b) 2 horas y compárelos con el factor pico cuando no se utiliza compensación. promedioValormáximoValor PicoFactor Al inicio: 3275173 400 , , FP a) Asumiendo un tiempo de retención igual a 8 h: V = 283,87 · 8 = 2270,96 m3 Q V Q V CC C � � 1 01 2 Después del primer intervalo, C1 = 250 mgL ±� Q = 363 m3h±� C0 = 173,75 mgL ±� Intervalo de tiempo Q (m3h-1) Concentración de DBO (mgL-1) 1 363 250 2 45 70 3 230 60 4 270 170 5 363 330 6 450 50 7 290 60 8 260 400 Promedio 283,87 173,75 47 Pretratamiento de Aguas Residuales 1 2 mgL39184 363 962270 1 363 962270 75173250 � � � ,, , , C Después del segundo intervalo: C1 = 70 mgL ±� Q = 45 m3h±� C0 = 184,79 mgL ±� 1 2 Lmg17182 45 962270 1 45 962270 3918470 � � � ,, , , C Al proceder de manera similar para los restantes intervalos se obtienen los resultados que se muestran en la tabla 2.4: Tabla 2.4. Resultados Factor Pico para un tiempo de retención de 8 h en el tanque compensador: 11 75173 70192 , , , FP b) Asumiendo un tiempo de retención igual a 2 h: V = 283,87 · 2 = 567,74 m3 Después del primer intervalo, C1 = 250 mgL ±� Q = 363 m3h±� C0 = 173,75 mgL ±� Concentración compensada (C2)Intervalo C1 Q Para T 8 h Para T 2 h Primero 250 363 173,75 203,49 Segundo 70 45 182,17 193,70 Tercero 60 230 170,93 155,15 Cuarto 170 270 170,83 160,00 Quinto 330 363 192,77 226,30 Sexto 50 450 169,16 148,35 Séptimo 60 290 156,68 109,28 Octavo 400 260 156,80 200,60 Promedio 173,75 283,37 48 Menéndez Gutiérrez, C. y J. Pérez Olmo 1 2 mgL49203 363 74567 1 363 74567 75173250 � � � ,, , , C Después del segundo intervalo: C1 = 70 mgL ±� Q = 45 m3h±� C0 = 203,49 mgL ±� 1 2 mgL70193 45 74567 1 45 74567 3918470 � � � ,, , , C Procediendo de manera similar para los restantes intervalos se obtienen los resultados que se muestran en la tabla anterior para: T = 2 h. Factor Pico para un tiempo de retención de 2 h en el tanque compensador: 31 75173 30226 , , , FP 2.1.5. Compensación cuando hay variación simultánea de flujo y composición, pero el volumen en el compensador es variable El volumen requerido para la homogeneización o compensación se determi- na mediante un diagrama de los caudales a tratar, en el cual se representa el volumen de afluente acumulado a lo largo del día. El caudal medio diario, tam- bién representado en el mismo diagrama, es la pendiente de la línea recta traza- da desde el origen hasta el punto final del diagrama. Para determinar el volumen necesario, se traza una recta paralela a la que define el caudal medio diario, tangente a la curva de caudales acumulados. El volumen requerido es igual a la distancia vertical existente entre el punto de tangencia y la línea recta que representa el caudal medio, tal como muestra la figura 2.4. Si una parte de la curva de caudales acumulados está situada por encima de la línea que representa el caudal medio, el diagrama acumulado debe limitarse con dos líneas paralelas a la del caudal medio y tangente a las dos curvas del diagrama. El volumen requerido en este caso es igual a la distancia vertical existente entre las dos tangentes. Figura 2.5. 49 Pretratamiento de Aguas Residuales Fig. 2.4. Determinación del volumen del compensador. La interpretación física de los diagramas representados es la siguiente: En el punto inferior de tangencia el tanque de compensación está vacío. A partir de este punto el tanque empieza a elevar su nivel por lo que la pendiente del diagrama de la curva de volumen del afluente es mayor que la del caudal medio diario y continúa llenándose hasta que lo hace al final del horario. Para el segundo modelo de flujo, el tanque está totalmente lleno en el punto de tangen- cia superior. Fig. 2.5. Determinación del volumen del compensador. Horario Horario Vo lu m en ac um ul ad o 50 Menéndez Gutiérrez, C. y J. Pérez Olmo Procedimiento para el diseño 1. Se desarrolla una curva de caudales acumulados de agua expresada en me- tros cúbicos. TQV Siof VVVV �� 11 � oVV 2112 �� � VVV o nnn V.............VVV ���� ��� )1(2110 2. Se traza la línea de caudal medio diario. 3. Se determina el volumen del tanque requerido. 4. Para estimar el efecto de homogeneización: a) Se calcula el volumen de líquido existente en el tanque al final de cada periodo de tiempo mediante la expresión: siof VVVV �� donde: Vf: volumen en el tanque al final del periodo de tiempo considerado. V0:volumen en el tanque al final del periodo de tiempo anterior. Vi:volumen aportado durante el tiempo considerado. VS: volumen de caudal saliente durante el tiempo considerado. b) Se calcula la concentración media que sale del tanque: 0 00 VV XVXV X i ii f � � donde: Xf: concentración media en el caudal que sale del tanque durante el tiempo considerado mg / L. Vi: volumen aportado durante el tiempo considerado, m 3. V0: concentración del agua residual contenida en el tanque al final del perio- do anterior. 5. La magnitud de la carga horaria se calcula utilizando la expresión: ii QX horariaCarga El efecto de la homogeneización puede mostrarse numéricamente a partir de las relaciones siguientes: punta / media; mínima / media y punta / mínima 51 Pretratamiento de Aguas Residuales Estas relaciones se comparan para el residual antes y después de homoge- neizar. Para el residual homogeneizado estas relaciones están más próximas al valor de 1,0. En la práctica el volumen del tanque de compensación debe ser algo supe- rior al determinado teóricamente (10 al 20 %) para tener en cuenta los dos factores que se destacan a continuación: La operación continua de los equipos de aereación y mezclado no permi- tirán un vaciado total. Debe contemplarse un volumen adicional para hacer frente a los im- previstos que puedan producirse para cambios no esperados del cau- dal diario. Ejemplo 2.3 En las columnas 1 y 2 de la tabla 2.5 que se reporta más abajo, están reco- gidos los datos de flujo y concentración de un agua residual industrial que será sometida a tratamiento. Para ello se necesita que el valor del flujo se mantenga lo más constante posible. A tales efectos se desea conocer el volumen que ha de tener el tanque compensador requerido. Determine además el volumen de agua que contendrá el tanque cada hora. La industria opera durante 12 horas al día, y los datos que se ofrecen son los promedios de cada intervalo medido. Para estimar el volumen del tanque compensador se traza la curva de 6V vs intervalo de tiempo. Considerando que el primer intervalo en el que se tomaron las muestras termina a las 8 am, el valor de 6V es el del intervalo de 7 a 8 a.m.: 6V 10. Para el intervalo siguiente: 6V 10 � 15 25 De la misma manera se procede con los siguientes intervalos. Los valores de 6V aparecen en la columna 3 de la tabla 2.5. Se traza la curva correspondiente y se unen mediante una recta los dos extremos de la curva. La pendiente de esta recta es numéricamente igual al flujo promedio, y es al mismo tiempo el flujo de salida que debe tener el compensador. En la figura 2.6 se aprecia que la curva presenta un valor mínimo con res- pecto a la recta a las 10:00 a.m. (horario 3 en el gráfico), y un valor máximo a las 2:00 p.m. (horario 7 en el gráfico). Estos son las horas que se corresponden, al menos teóricamente con los momentos en los que el tanque está vacío y lleno respectivamente. Mientras tanto, el efluente se mantiene constante y con un valor igual al flujo promedio de la entrada. 13hm8345 � ,Q 52 Menéndez Gutiérrez, C. y J. Pérez Olmo Tabla 2.5. Datos para el tratamiento de un agua residual industrial El volumen del tanque compensador
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