Un aspecto crítico en la eficacia de explotación de unaplanta moderna de tratamiento de aguas residuales es la correcta selección, usoy mantenimiento de los aparatos de medición del caudal. Un sistema completo demedición del caudal consta de dos elementos: (1) un sensor o detector, y (2) undispositivo convertidor. El sensor o el detector se exponen o se ven afectadospor el flujo, mientras que el convertidor es el dispositivo que traduce la señal,o la lectura, desde el sensor hasta el elemento en el que se registran, o seleen las mediciones.

Existe cierto número de aparatos disponibles para la mediciónde los caudales tanto en canales como en conducciones a presión. En lossiguientes apartados, sólo se consideran

Flujo en lámina libre. En canales abiertos, o enconducciones parcialmente llenas, la determinación del caudal se lleva a cabomidiendo la perdida de carga generada por la introducción de una obstrucciónen la conducción, tal como un estrangulamiento o una placa vertedero, o pormedida de la sección mojada y de la velocidad de flujo asociada. Posiblemente,el dispositivo más utilizado para la medición del caudal de agua residual seael aforador Parshall.

Conducciones en carga. Para la medición de loscaudales en conducciones en carga las tres t6cnicas más empleadas son: (1)introducción de una obstrucción para crear una perdida de carga o diferencialde presión; (2) medición de los efectos que provoca el fluido en movimiento(p.e. cambios de momento, transmisión de ondas de sonido, inversión de camposmagnéticos), y (3) medición de unidades incrementales de volumen del fluido.Los diferenciales de presión que pueden traducirse en lecturas del caudal seconsiguen mediante elementos tales como los tubos de flujo, orificios, tubos depitot, rotámetros y venturis. En el segundo grupo se incluyen aparatos demedición de propiedades

La primera operación unitaria que tiene lugar en las plantasde tratamiento es la operación de desbaste. Una rejilla es un elemento conaberturas, generalmente de tamaño uniforme, que se utiliza para retener los sólidosgruesos existentes en el agua residual.

Los elementos separadores pueden estar constituidos porbarras, alambres o varillas paralelas, rejillas, telas metálicas o placasperforadas, y las aberturas pueden ser de cualquier forma, aunque normalmentesuelen ser ranuras rectangulares u orificios circulares. Los elementos formadospor varillas o barras paralelas reciben el nombre de rejas de barrotes. El términotamiz se circunscribe al uso de placas perforadas y mallas metálicas de seccióncuneiforme. La función que desempeñan las rejas y tamices se conoce con elnombre de desbaste, y el material separado en esta operación recibe el nombrede basuras o residuos de desbaste. Según el método de limpieza que se emplee,los tamices y rejas pueden ser de limpieza manual o automática. Generalmente,las rejas tienen aberturas (separación entre las barras) superiores a 15 mm,mientras que los tamices tienen orificios de tamaño inferior a este valor.

Rejas. En los procesos de tratamiento del aguaresidual, las rejas se utilizan para proteger bombas, válvulas, conducciones yotros elementos contra los posibles daños y obturaciones provocados por lapresencia de trapos y de objetos de gran tamaño. Las plantas de tratamiento deaguas industriales pueden no precisar la instalación de rejas, dependiendo delas características de los residuos.

Tamices. Los primeros tamices eran de disco inclinadoo de tambor, y se empleaban como medio para proporcionar tratamiento primario,en lugar de tanques de sedimentación. El mecanismo de separación consistía enplacas de bronce o de cobre con ranuras fresadas. Desde principios de los añossetenta, el interés por el uso de todo tipo de tamices en el campo deltratamiento de las aguas residuales ha experimentado un considerable aumento. Sucampo de aplicación se extiende desde el tratamiento primario hasta laeliminación de los sólidos en suspensión residuales de los efluentesprocedentes de los procesos de tratamiento biológicos. Este renovado interésha surgido, en gran medida, como consecuencia de la mejora en los materiales yen los dispositivos disponibles para el tamizado, además de la continuainvestigación realizada en este campo.

El proceso de análisis asociado al uso de elementos dedesbaste supone la determinación de las pérdidas de carga que se producen alcircular el agua residual a través de ellos.

Rejas. Las pérdidas de carga que se producen alcircular el agua a través de las rejas dependen de la velocidad de aproximacióndel agua y de la velocidad de circulación a través del elemento expresada enla formula:

La homogenización consiste simplemente en amortiguar porlaminación las variaciones del caudal, con el objeto de conseguir un caudalconstante o casi constante. Esta técnica puede aplicarse en situacionesdiversas, dependiendo de las características de la red de alcantarillado. Lasprincipales aplicaciones están concebidas para la homogenización de:

1. Caudal en tiempo seco
2. caudales procedentes de redes de alcantarillado separativas en épocas lluviosas
3. Caudales procedentes de redes de alcantarillado unitarias combinación de aguas pluviales y aguas residuales sanitarias

La aplicación de la homogeneización de caudales en eltratamiento del agua residual. En la disposición que recibe el nombre de «en línea»,la totalidad del caudal pasa por el tanque de homogeneización. Este sistemapermite reducir las concentraciones de los diferentes constituyentes yamortiguar los caudales de forma considerable. En la disposición «en derivación»,sólo se hace pasar por el tanque de homogeneización el caudal que excedeun límite prefijado. Aunque con este segundo sistema se minimizan lasnecesidades de bombeo, la reducción de la concentración de los diferentesconstituyentes no es tan alta como con el primero.

Las principales ventajas que produce la homogeneización delos caudales son las siguientes:

 

1. Mejora del tratamiento biológico, ya que eliminan o reducen las cargas de choque, se diluyen las sustancias inhibidoras, y se consigue estabilizar el pH;
2. Mejora de la calidad del efluente y del rendimiento de los tanques de sedimentación secundaria al trabajar con cargas de sólidos constantes;
3. Reducción de las superficies necesarias para la filtración del efluente, mejora de los rendimientos de los filtros y posibilidad de conseguir ciclos de lavado más uniformes.

En el tratamiento químico, el amortiguamiento de las cargasaplicadas mejora el control de la dosificación de los reactivos y la fiabilidaddel proceso.

Aparte de la mejora de la mayoría de las operaciones yprocesos de tratamiento, la homogeneización del caudal es una opciónalternativa para incrementar el rendimiento de las plantas de tratamiento que seencuentran sobrecargadas.

La ubicación óptima de las instalaciones de homogeneizacióndebe determinarse para cada caso concreto. Dado que la localización óptimavariará en función del tipo de tratamiento, de las características de la redde alcantarillado y de las del agua residual, es preciso llevar a cabo unestudio detallado de las diferentes posibilidades. Probablemente, la localizaciónmás indicada continuará siendo en las plantas de tratamiento existentes o enfase de proyecto.

También es necesario considerar la integración de lasinstalaciones de homogeneización en el diagrama de flujo de los procesos detratamiento. En ocasiones, puede resultar más interesante situar lahomogeneización después del tratamiento primario y antes del biológico, puesasí se reducen los problemas originados por el fango y las espumas. Si lasinstalaciones de homogeneización se sitúan por delante de la sedimentaciónprimaria y del tratamiento biológico, el proyecto debe tener en cuenta laprovisión de un grado de mezclado suficiente para prevenir la sedimentación desólidos y las variaciones de concentración y dispositivos de aireaciónsuficientes para evitar los problemas de olores.

Como se ha descrito anteriormente, la adopción de un sistemade homogeneización en línea permite amortiguar considerablemente las cargas deconstituyentes en los procesos de tratamiento que tengan lugar a continuación,mientras que la efectividad de la homogeneización en derivación es bastantemenor.

El mezclado es una operación unitaria de gran importancia enmuchas fases del tratamiento de aguas residuales, entre las que podemos citar:

de calor.

 

1. Mezcla completa de una sustancia con otra
2. Mezcla de suspensiones líquidas
3. Mezcla de líquidos miscibles
4. Floculación
5. Transferencia

La mayoría de las operaciones de mezclado relacionadas conel tratamiento de las aguas residuales puede clasificarse en continuas y rápidascontinuas (30 segundos o menos). Estas últimas suelen emplearse en los casos enlos que debe mezclarse una sustancia con otra, mientras que las primeras tienensu aplicación en aquellos casos en los que debe mantenerse en suspensión elcontenido del reactor o del depósito. En los siguientes apartados se analizacada uno de estos tipos de mezclado.

En el proceso de mezcla rápida continua, el principalobjetivo consiste en mezclar completamente una sustancia con otra. La mezcla rápidapuede durar desde una fracción de segundo hasta alrededor de 30 segundos. Lamezcla rápida de productos químicos se puede llevar a cabo mediante diversossistemas, entre los que destacan:

1.       Resaltos hidráulicos en canales

2.       Dispositivos Venturi

3.       Con­ducciones

4.       Por bombeo

5.       Mediante mezcladores estáticos

6.       Mediante mezcladores mecánicos

En los cuatro primeros, el mezclado se consigue comoconsecuencia de las turbulencias que se crean en el régimen de flujo. En losmezcladores estáticos, las turbulencias se producen como consecuencia de ladisipación de energía, mientras que en los mezcladores mecánicos lasturbulencias se consiguen mediante la aportación de energía con impulsoresgiratorios como las paletas, hélices y turbinas.

En el proceso de mezcla continua, el principal objetivoconsiste en mantener en un estado de mezcla completa el contenido del reactor odel tanque de retención. El mezclado continuo puede llevarse a cabo mediantediversos sistemas, entre los cuales se encuentran:

1.       Los mezcladores mecánicos

2.       Mecanismos neumáticos

3.       Mezcladores estáticos

4.       Por bombeo.

El mezclado mecánico se lleva a cabo mediante los mismosprocedimientos y medios que el mezclado mecánico rápido continuo. El mezcladoneumático comporta la inyección de gases, que constituye un factor importanteen el diseño de los canales de aireación del tratamiento biológico del aguaresidual. Un canal con pantallas deflectoras es un tipo de mezclador estáticoque se emplea en el proceso de floculación.

Los agitadores de paletas suelen girar lentamente puesto quetienen una superficie grande de acción sobre el fluido. Los agitadores depaletas se emplean como elementos de floculación cuando deben añadir-se alagua residual, o a los fangos, coagulantes como el sulfato férrico o dealuminio, o adyuvantes a la coagulación como los polielectrolitos y la cal.

La coagulación se promueve, mecánicamente, con una agitaciónmoderada con palas girando a velocidades bajas. Esta acción se complementa, enocasiones, con la disposición de unas hojas o láminas estáticas entre laspalas giratorias para reducir el movimiento circular de la masa de agua yfavorecer así el mezclado. El aumento del contacto entre partículas conduce aun incremento del tamaño del flóculo, pero una agitación demasiado vigorosapuede producir tensiones que destruyan los flóculos formando partículas demenor tamaño. Es importante controlar adecuadamente la agitación, de modo quelos tamaños de los flóculos sean los adecuados y sedimenten rápidamente. Laproducción de un buen flóculo requiere generalmente un tiempo de detención deentre 10 y 30 minutos.

Los fabricantes de equipos han llevado a cabo numerososestudios para obtener las configuraciones idóneas de las dimensiones de laspaletas, separación entre ellas y velocidad de rotación. Se ha podidoconstatar que una velocidad lineal de, aproximadamente, 0,6 a 0,9 m/s en losextremos de las paletas crea suficiente turbulencia sin romper los flóculos.

La sedimentación consiste en la separación, por la acciónde la gravedad, de las partículas suspendidas cuyo peso específico es mayorque el del agua. Es una de las operaciones unitarias más utilizadas en eltratamiento de las aguas residuales. Los términos sedimentación y decantaciónse utilizan indistintamente.

Esta operación se emplea para la eliminación de arenas, dela materia en suspensión en flóculo bilógico en los decantadores secundariosen los procesos de fango activado, tanques de decantación primaria, de los flóculosquímicos cuando se emplea la coagulación química, y para la concentración desólidos en los espesadores de fango.

En la mayoría de los casos, el objetivo principal es laobtención de un efluente clarificado, pero también es necesario producir unfango cuya concentración de sólidos permita su fácil tratamiento y manejo. Enel proyecto de tanques de sedimentación, es preciso prestar atención tanto ala obtención de un efluente clarificado como a la producción de un fangoconcentrado.

En función de la concentración y de la tendencia a lainteracción de las partículas, se pueden producir cuatro tipos de sedimentación:discreta, floculenta, retardada (también llamada zonal), y por compresión.

La sedimentación de partículas discretas no floculantespuede analizarse mediante las leyes clásicas formuladas por Newton y Stokes. Laley de Newton proporciona la velocidad final de una partícula como resultado deigualar el peso efectivo de la partícula a la resistencia por rozamiento ofuerza de arrastre. El peso efectivo viene dado por:

donde Ps = densidad de la partícula.

La fuerza de arrastre por unidad de área depende de lavelocidad de la partícula, de la densidad y la viscosidad del fluido, y del diámetrode la partícula. El coeficiente de arrastre CD (adimensional), vienedefinido por la Ecuación:

en la que:

CD = coeficiente de arrastre.

A = área transversal al flujo o área de laproyección de la partícula

sobre el plano normal a v.

V = velocidad de la partícula.

 

• Tipos de sedimentación que intervienen en el tratamiento del agua residual

   

Análisis de la sedimentación floculenta (Tipo 2)

En soluciones relativamente diluidas, las partículas no secomportan como partículas discretas sino que tienden a agregarse unas a otrasdurante el proceso de sedimentación. Conforme se produce la coalescencia ofloculación, la masa de partículas va aumentando, y se deposita a mayorvelocidad. La medida en que se desarrolle el fenómeno de floculación dependede la posibilidad de contacto entre las diferentes partículas, que a su vez esfunción de la carga de superficie, de la profundidad del tanque, del gradientede velocidad del sistema, de la concentración de partículas y de los tamañosde las mismas. El efecto de estas variables sobre el proceso sólo se puededeterminar mediante ensayos de sedimentación.

Para determinar las características de sedimentación de unasuspensión de partículas flocúlentas se puede emplear una columna desedimentación. El diámetro de la misma puede ser cualquiera, pero su alturadeberá ser la misma que la del tanque de sedimentación de que se trate. Se hanobtenido buenos resultados empleando un tubo de plástico de 15 cm. de diámetropor unos 3 m de altura. Los orificios de muestreo deben colocarse cada 0,5 m. Lasolución con materia en suspensión se introduce en la columna de modo que seproduzca una distribución uniforme de tamaños de las partículas en toda laprofundidad del tubo.

También es necesario cuidar de que la temperatura semantenga uniforme durante el ensayo, con objeto de evitar la presencia decorrientes de convección. La sedimentación debe tener lugar en condiciones dereposo. La retirada de muestras, y su posterior análisis para conocer elcontenido total de sólidos, se realiza a diferentes intervalos de tiempo. Paracada muestra analizada se calcula el porcentaje de eliminación, y losresultados se representan en una gráfica en función de la profundidad y eltiempo en que se ha tomado la muestra, siguiendo un sistema análogo al de larepresentación de cotas en un plano topográfico. Una vez dibujados los puntos,se trazan las curvas que pasan por los puntos de idéntico porcentaje deeliminación.

En los sistemas que contienen elevadas concentraciones de sólidosen suspensión, además de la sedimentación libre o discreta y de lasedimentación floculenta, también suelen darse otras formas de sedimentación,como la sedimentación zonal (Tipo 3) y la sedimentación por compresión (Tipo4). El fenómeno de sedimentación que ocurre cuando se introduce en un cilindrograduado una suspensión concentrada, con concentración inicialmente uniforme.

Debido a la alta concentración de partículas, el líquidotiende a ascender por los intersticios existentes entre aquéllas. Comoconsecuencia de ello, las partículas que entran en contacto tienden asedimentar en zonas o capas, manteniendo entre ellas las mismas posicionesrelativas. Este fenómeno se conoce como sedimentación retardada. Conforme vansedimentando las partículas, se produce una zona de agua relativamente clarapor encima de la región de sedimentación.

Las partículas dispersas, relativamente ligeras, quepermanecen en esta región sedimentarán como partículas discretas ofloculadas. En la mayoría de los casos, se presenta una interfase biendiferenciada entre la zona de sedimentación discreta y la región desedimentación retardada, como se puede apreciar en la Fig. 6-14. La velocidadde sedimentación de la zona de sedimentación retardada es función de laconcentración de sólidos y de sus características.

A medida que avanza el proceso de sedimentación, comienza aformarse en el fondo del cilindro una capa de partículas comprimidas, en lazona de sedimentación por compresión. Aparentemente, las partículas de estaregión forman una estructura en la que existe contacto entre ellas. Al formarsela región o capa de compresión, las capas en las que las concentraciones de sólidosson, sucesivamente, menores que en la zona de compresión tienden a ascender porel tubo. Por lo tanto, de hecho, la zona de sedimentación zonal o retardadapresenta una graduación de concentraciones de sólidos comprendida entre lazona de compresión y la de sedimentación.

Según Dick y Ewing las fuerzas de interacción física entrelas partículas, especialmente intensas en la zona de compresión, disminuyencon la altura, pudiendo existir, en alguna medida, en la zona de sedimentaciónretardada.

Generalmente, debido a la variabilidad de los resultadosobtenidos, la determinación de las características de sedimentabilidad de lassuspensiones en las que la sedimentación zonal y la sedimentación por compresióndesempeñan un papel importante suele realizarse mediante ensayos de sedimentación.Basándose en los datos deducidos a partir de ensayos en columnas de sedimentación,el área necesaria para las instalaciones de sedimentación y espesado de fangospuede determinarse empleando dos técnicas diferentes. En el primer método, seemplean los datos obtenidos en un ensayo de sedimentación simple (batch), mientrasque en el segundo, conocido como el método de flujo de sólidos, se empleandatos procedentes de una serie de ensayos de sedimentación realizados condiferentes concentraciones de sólidos. En los apartados siguientes se describenambos métodos.

El volumen necesario para el fango de la región de compresióntambién suele determinarse mediante ensayos de sedimentación. Se ha comprobadoque la velocidad de sedimentación en esta región es proporcional a ladiferencia entre la altura de la capa de fango en el tiempo t y la altura delfango transcurrido un periodo de tiempo prolongado. Este fenómeno puedeexpresarse mediante la siguiente ecuación:

Donde: Ht = altura del fango en el tiempo t.

H2= altura del fango en el tiempo t₂.

i= constante para una suspensión dada.

Se ha observado que la agitación sirve para compactar elfango en la región de compresión, al promover la rotura de los flóculos y lacirculación del agua. Los equipos de los tanques de sedimentación incluyenrascadores de fondo para transportar el fango y conseguir una mayor compactación.Dick y Ewing [61 encontraron que la agitación también favorece una mejorsedimentación en la región de sedimentación zonal. Por todo ello, puede serconveniente incluir el estudio de la influencia de la agitación como parteesencial de los ensayos de sedimentación, máxime si sus resultados van a serempleados para determinar las superficies y volúmenes de las instalaciones desedimentación.

La sedimentación, se produce debido a la acción de lafuerza de la gravedad dentro de un campo de aceleraciones constante. Laeliminación de partículas sedimentables también puede llevarse a caboaprovechando las propiedades de un campo de aceleraciones variable.

Para la eliminación de arenas del agua residual se handesarrollado numerosos aparatos que aprovechan tanto la acción de las fuerzasgravitacionales, como la acción de la fuerza centrífuga y las velocidadesinducidas. Los principios en los que se basa uno de estos aparatos, conocidocomo Teacup separator (separador en forma de taza de té)A primera vista, elseparador tiene forma de cilindro achatado . El agua residual se introducetangencialmente cerca del fondo del cilindro, y se extrae por la parte superiordel mismo, también tangencialmente. La arena se extrae por una aberturadispuesta en el fondo del elemento.

Dentro del separador, debido a que la parte superior estácerrada, el flujo giratorio crea un vórtice libre La principal característicade un vórtice libre es que el producto de la velocidad tangencial por el radioes constante:

Vr = Constante

donde V = velocidad tangencial, m/s.

El significado de la Ecuación se puede ilustrar con elsiguiente ejemplo. Supongamos que la velocidad tangencial en un separador deeste tipo de 1,5 m de radio es de 0,9 m/s. En el punto más alejado del centro,el producto de la velocidad tangencial por el radio tiene el valor de 1,35 m²/s.Si la abertura de extracción de las arenas tiene un radio de 30 cm, lavelocidad tangencial en la entrada de la abertura será de 4,5 m/s. Lafuerza centrífuga que experimenta una partícula dentro de este régimen deflujo es igual al cuadrado de su velocidad dividido por el radio, con lo cual lareducción del radio a una quinta parte de su valor inicial implica multiplicarpor 125 el valor de la fuerza centrífuga.

Debido a la magnitud de la fuerza centrífuga en laproximidad de la abertura de salida de las arenas, algunas partículas quedaránretenidas en el interior del vórtice libre mientras que otras escapan con elflujo de salida del aparato. Este diferente comportamiento de las partículasdepende de su tamaño, densidad y resistencia al arrastre: las partículas dearena quedarán retenidas, mientras que las partículas orgánicas quedaránlibres y saldrán del separador por la parte superior del mismo. Una partículaorgánica cuya velocidad de sedimentación sea del orden de magnitud de la deuna partícula de arena suele ser entre cuatro y ocho veces más grande que ésta,con lo que las fuerzas de arrastre de las partículas orgánicas serán entre 16y 64 veces Superiores.

Esto provoca que las partículas orgánicas tiendan a moversesolidarias con el fluido y sean transportadas fuera del separador. Las partículasretenidas en el vórtice acabarán sedimentando debido a la acción de la fuerzade la gravedad. En algunas ocasiones también sedimentan algunas partículas orgánicas,que suelen ser aceites y grasas unidos a partículas de arena. Las partículasque sedimentan en ese estrato son transportadas al centro del separador por laacción de la velocidad radial.

La flotación es una operación unitaria que se emplea parala separación de partículas sólidas o líquidas de una fase líquida. Laseparación se consigue introduciendo finas burbujas de gas, normalmente aire,en la fase líquida. Las burbujas se adhieren a las partículas, y la fuerzaascensional que experimenta el conjunto partícula-burbuja de aire hace quesuban hasta la superficie del líquido. De esta forma, es posible hacer ascendera la superficie partículas cuya densidad es mayor que la del líquido, ademásde favorecer la ascensión de las partículas cuya densidad es inferior, como elcaso del aceite en el agua.

En el tratamiento de aguas residuales, la flotación seemplea para la eliminación de la materia suspendida y para la concentración delos fangos biológicos La principal ventaja del proceso de flotación frente alde sedimentación consiste en que permite eliminar mejor y en menos tiempo laspartículas pequeñas o ligeras cuya deposición es lenta. Una vez las partículasse hallan en superficie, pueden recogerse mediante ún rascado superficial.

La aplicación práctica de la flotación en lasinstalaciones de tratamiento de aguas residuales urbanas se limita, en laactualidad, al uso del aire como agente responsable del fenómeno. Las burbujasse añaden, o se induce su formación, mediante uno de los siguientes métodos:

1.       Inyección de aire en el líquido sometido a presión y posterior libera­ción de la presión a que está sometido el líquido (flotación por aire disuelto).

2.       Aireación a presión atmosférica (flotación por aireación).

3.       Saturación con aire a la presión atmosférica, seguido de la aplicación del vacío al líquido (flotación por vacío).

En todos estos sistemas, es posible mejorar el grado deeliminación y

rendimiento mediante la introducción de aditivos químicos.

En los sistemas FAD (Flotación por Aire Disuelto), el airese disuelve en el agua residual a una presión de varias atmósferas, y acontinuación se libera la presión hasta alcanzar la atmosférica. En lasinstalaciones de pequeño tamaño, se puede presurizar a 275-230 kPa medianteuna bomba la totalidad del caudal a tratar, añadiéndose el aire comprimido enla tubería de aspiración de la bomba. El caudal se mantiene bajo presión enun calderín durante algunos minutos, para dar tiempo a que el aire se disuelva.A continuación, el líquido presurizado se alimenta al tanque de flotación através de una válvula reductora de presión, lo cual provoca que el aire dejede estar en disolución y que se formen diminutas burbujas distribuidas por todoel volumen de líquido.

En las instalaciones de mayor tamaño, se recircula parte delefluente del proceso de FAD (entre el 15 y el 120 por 100), el cual sepresuriza, y se semisatura con aire. El caudal recirculado se mezcla con lacorriente principal sin presurizar antes de la entrada al tanque de flotación,lo que provoca que el aire deje de estar en disolución y entre en contacto conlas partículas sólidas a la entrada del tanque. Las principales aplicacionesde la flotación por aire disuelto se centran en el tratamiento de vertidosindustriales y en el espesado de fangos.

En los sistemas de flotación por aireación, lasburbujas de aire se introducen directamente en la fase líquida por medio dedifusores o turbinas sumergidas. La aireación directa durante cortos periodosde tiempo no es especialmente efectiva a la hora de conseguir que los sólidosfloten. La instalación de tanques de aireación no suele estar recomendada paraconseguir la flotación de las grasas, aceites y sólidos presentes en las aguasresiduales normales, pero ha resultado exitosa en el caso de algunas aguasresiduales con tendencia a generar espumas.

La flotación por vacío consiste en saturar de aire el aguaresidual (1) directamente en el tanque de aireación, o (2) permitiendo que elaire penetre en el conducto de aspiración de una bomba. Al aplicar un vacíoparcial, el aire disuelto abandona la solución en forma de burbujas diminutas.Las burbujas y las partículas sólidas a las que se adhieren ascienden entoncesa la superficie para formar una capa de espuma que se elimina mediante unmecanismo de rascado superficial. La arena y demás sólidos pesados, que sedepositan en el fondo, se transportan hacia un cuenco central de fangos para suextracción por bombeo. En el caso de que la instalación esté prevista para laeliminación de las arenas y si el fango ha de ser digerido, es necesarioseparar la arena del fango en un clasificador de arena antes del bombeo a losdigestores.

A pesar de que la filtración es una de las principalesoperaciones unitarias empleadas en el tratamiento del agua potable, la filtraciónde efluentes procedentes de procesos de tratamiento de aguas residuales es unapráctica relativamente reciente. Hoy en día, la filtración se emplea, de modogeneralizado, para conseguir una mayor eliminación de sólidos en suspensión(incluida la DBO particulada) de los efluentes de los procesos de tratamientobiológicos y químicos, y también se emplea para la eliminación del fósforoprecipitado por vía química.

El diseño de los filtros y la valoración de su eficaciadebe basarse en:

(1) la comprensión de las variables que controlan el proceso

(2) el conocimiento del mecanismo, o mecanismos, responsablesde la eliminación de materia particulada del agua residual.

Por consiguiente, el contenido de esta sección abarca lossiguientes temas:

(1) descripción de la operación de filtración

(2) clasificación de los sistemas de filtración;

(3) variables que gobiernan el proceso

(4) mecanismos de eliminación de las partículas

(5) análisis general de la operación de filtración

(6) análisis de la filtración de aguas residuales

(7) necesidad de estudios en planta piloto.

La operación completa de filtración consta de dos fases:filtración y lavado o regeneración (comúnmente llamada lavado acontracorriente). Mientras la descripción de los fenómenos que se producendurante la fase de filtración es, prácticamente, idéntica para todos lossistemas de filtración que se emplean para las aguas residuales, la fase delavado es bastante diferente en función de si el filtro es de funcionamientocontinuo o semicontinuo. Tal como expresan sus nombres, en los filtros defuncionamiento semicontinuo la filtración y el lavado son fases que se dan unaa continuación de la otra, mientras que en los filtros de funcionamientocontinuo ambas fases se producen de forma simultánea.

Se identifican tanto la fase de filtración como de lavado deun filtro convencional de funcionamiento semicontinuo. La fase de filtración enla que se elimina la materia particulada, se lleva a cabo haciendo circular elagua través de un lecho granular, con o sin la adición de reactivos químicos.Dentro del estrato granular, la eliminación de los sólidos en suspensióncontenidos en el agua residual se realiza mediante un complejo proceso en el queintervienen uno o más mecanismos de separación como el tamizado, interceptación,impacto, sedimentación y adsorción.

El final del ciclo de filtrado (fase de filtración), sealcanza cuando empieza a aumentar el contenido de sólidos en suspensión en elefluente hasta alcanzar un nivel máximo aceptable, o cuando se produce una pérdidade carga prefijada en la circulación a través del lecho filtrante. Idealmente,ambas circunstancias se producen simultáneamente. Una vez se ha alcanzadocualquiera de estas condiciones, se termina la fase de filtración, y se debelavar el filtro a contracorriente para eliminar la materia (sólidos en suspensión)que se ha acumulado en el seno del lecho granular filtrante. Para ello, seaplica un caudal de agua de lavado suficiente para fluidificar (expandir) elmedio filtrante granular y arrastrar el material acumulado en el lecho. Paramejorar y favorecer la operación de lavado del filtro, suele emplearse unacombinación de agua y aire. En la mayoría de las plantas de tratamiento deaguas residuales, el agua de lavado, que contiene los sólidos en suspensiónque se eliminan en el proceso de filtración, se retorna a las instalaciones desedimentación primaria o al proceso de tratamiento biológico.

Se ha proyectado y construido diversos modelos y sistemas defuncionamiento de filtros. Los principales tipos de filtros de medio granular seclasifican atendiendo a:

(1) tipo de funcionamiento;

(2) tipo de medio filtrante empleado;

(3) sentido de flujo durante la fase de filtración;

(4) procedimiento de lavado a contracorriente

(5) método de control del flujo.

En relación con el tipo de funcionamiento, los filtros sepueden clasificar en continuos y semicontinuos. Los filtros semicontinuos semantienen en funcionamiento hasta que se empieza a deteriorar la calidad delefluente o hasta que se produce una pérdida de carga excesiva en el filtro.Cuando se alcanza este punto, se detiene el filtro y se procede a su lavado paraeliminar los sólidos acumulados. En los filtros continuos, los procesos defiltración y lavado se llevan a cabo de manera simultánea.

Los principales tipos de filtros empleados para la filtraciónde efluentes de aguas residuales se pueden clasificar en filtros de flujoascendente y filtros de flujo descendente. El más común es, con mucho, elfiltro de flujo descendente.

Los principales tipos de configuración de los lechosfiltrantes empleados actualmente para la filtración de aguas residuales sepueden clasificar en función del número de capas de material filtrante, locual da lugar a los filtros de una única capa, los de doble capa y los filtrosmulticapa En filtros de flujo descendente convencionales, los tamaños de losgranos de cada capa se distribuyen, de menor a mayor, después del lavado acontracorriente. En los filtros que cuentan con más de una capa, el grado enque se mezclan los materiales de las diferentes capas depende de la densidad yde la diferencia de tamaños entre los granos del material que compone cada unade las capas.

Los lechos filtrantes de doble y triple capa, así como losde capa única profundos, se desarrollaron para permitir que los sólidos ensuspensión presentes en el líquido a filtrar puedan penetrar a mayorprofundidad dentro del lecho filtrante, con lo cual se aprovecha más lacapacidad de almacenamiento de sólidos dentro del filtro. En cambio, en losfiltros de capa única poco profundos, se ha podido comprobar que gran parte dela eliminación de sólidos en suspensión se produce en los primeros milímetrosde la capa filtrante. El hecho de que los sólidos penetren a mayor profundidad,también permite ciclos de filtración más largos, puesto que se reduce elritmo de aumento de las pérdidas de carga producidas

Tanto la fuerza de la gravedad, como la creada por una presiónaplicada, se pueden emplear para vencer la resistencia por fricción creada porel flujo que circula a través del lecho filtrante. Los filtros de gravedad deltipo indicado son los más comúnmente empleados en la filtración de efluentestratados en plantas de tratamiento de gran tamaño. Los filtros a presión deltipo indicado funcionan igual que los de gravedad y se emplean en plantas pequeñas.La única diferencia entre ambos consiste en que, en los filtros a presión, laoperación de filtrado se lleva a cabo en un depósito cerrado, bajo condicionesde presión conseguidas mediante bombeo. Los filtros a presión suelen funcionarcon mayores pérdidas de carga máximas admisibles, lo cual conduce a ciclos defiltración más largos y a menores necesidades de lavado.

En el proceso de filtración a caudal constante (véanse secontrola el caudal de entrada o el caudal efluente para asegurar que el caudalque circula a través del filtro es constante. El control del caudal de entradase realiza mediante vertederos o bombeo, mientras que el control del caudalefluente se lleva a cabo mediante la instalación de una válvula deaccionamiento manual o automático. Al inicio del ciclo, gran parte de la fuerzaactuante disponible se disipa en la válvula, que se encuentra casi cerrada. Alirse incrementando la pérdida de carga en el paso por el filtro, la válvula seva abriendo progresivamente. Dado que las válvulas de control necesarias sonelementos caros y que se han producido diversos problemas de funcionamiento conestos elementos, se han desarrollado sistemas alternativos de control del caudalcuyo uso está más extendido, como los vertederos y los sistemas de bombeo

Filtración a caudal variable. En el proceso defiltración a caudal variable, el caudal que pasa a través delfiltro va disminuyendo conforme aumenta la pérdida de carga. El control delcaudal que circula por el filtro también se puede llevar a cabo, tanto a laentrada del filtro como a la salida. Cuando el caudal alcanza el valor delcaudal mínimo de proyecto, se detiene el filtro y se procede a su lavado

En la aplicación de la filtración para la eliminación de sólidosen suspensión remanentes, se ha comprobado que las variables más importantesdel proceso de diseño son, posiblemente, la naturaleza de las partículaspresentes en el agua a filtrar, el tamaño del material o materiales quecomponen el filtro, y el caudal de filtración.

Las características más importantes del agua a filtrar sonla concentración de sólidos en suspensión, el tamaño y la distribución detamaños de las partículas, y la consistencia de los flóculos. Generalmente,la concentración de sólidos en suspensión en el efluente de plantas de fangosactivados y de filtros percoladores varía entre 6 y 30 mg/l. Debido a que estaconcentración suele ser el parámetro de mayor interés, para el control prácticodel proceso de filtrado se suele emplear el valor de la turbidez. Se ha podidocomprobar que, dentro de ciertos límites, existe una correlación entre laconcentración de sólidos en suspensión en las aguas residuales tratadas y losvalores medidos de la turbidez. Una expresión típica de la relación entreambos parámetros en el caso de procesos de fangos activados con mezclacompleta, es la siguiente:

Sólidos en suspensión, SS, mg/l = (2,3 a 2,4) x (Turbiedad,NTU) (6.39)

La observación más significativa relacionada con el tamañode las partículas consiste en que la distribución de tamaños resulta serbimodal. Este hecho es importante, puesto que influye sobre los mecanismos deeliminación que puedan tener lugar durante la filtración. Por ejemplo, parecerazonable suponer que el mecanismo de eliminación de partículas de 1 micra detamaño será diferente del que consiga la eliminación de las partículas de 80micras (o incluso mayores). El carácter bimodal de la distribución de los tamañosde las partículas también se ha observado en las plantas de tratamiento deaguas .

La consistencia de los flóculos, que no sólo varía con eltipo de proceso sino también con el modo de operación, es asimismo importante.Por ejemplo, los flóculos residuales de la precipitación química del aguaresidual tratada biológicamente pueden ser considerablemente más débiles quelos flóculos biológicos antes de la precipitación. Además, la consistenciade los flóculos biológicos varía con el tiempo medio de retención celular,aumentando con él. El aumento de la consistencia es consecuencia, en parte, dela producción de polímeros extracelulares que se producen con el aumento deltiempo medio de retención celular. Para tiempos medios de retención celularextremadamente altos (15 días o más), se ha observado una disminución de laconsistencia de los flóculos.

La característica del medio filtrante que más afectaal proceso de filtración es el tamaño del grano. El tamaño del grano afectatanto a la pérdida de carga en la circulación del agua a través del filtrocomo a la tasa de variación de dicho aumento durante el ciclo de filtración.Si el tamaño de grano efectivo del medio filtrante es demasiado pequeño, lamayor parte de la fuerza actuante se empleará para vencer la resistencia defricción provocada por el lecho filtrante, mientras que si el tamaño efectivoes demasiado grande, muchas de las partículas de menor tamaño presentes en elagua a filtrar pasarán directamente a través del filtro sin ser eliminadas.

La velocidad de filtración es un parámetro importante porcuanto afecta a la superficie necesaria del filtro. Para una aplicación dadadel filtro, la velocidad de filtración dependerá de la consistencia de los flóculosy del tamaño medio de grano del lecho filtrante. Por ejemplo, si los flóculosson de débil consistencia, las velocidades de filtración elevadas tenderán aromper los flóculos y a arrastrar gran parte de los mismos a través delfiltro. Se ha observado que las velocidades de filtración dentro del intervalode 4,8 a 19,2 m²/m² . h no afectan la calidad del efluentedel filtro, debido a la propia resistencia del flóculo biológico.

La transferencia de gases se puede definir como el fenómenomediante el cual se transfiere gas de una fase a otra, normalmente de la fasegaseosa a la líquida. Es una componente esencial de gran número de losprocesos de tratamiento del agua residual. Por ejemplo, el funcionamiento de losprocesos aerobios, tales como la filtración biológica, los fangos activados yla digestión aerobia, depende de la disponibilidad de cantidades suficientes deoxígeno. Para alcanzar los objetivos de desinfección se transfiere cloro enforma gaseosa a una disolución en agua. Es frecuente añadir oxígeno alefluente tratado después de la cloración (postaireación). Uno de los procesosde eliminación de los compuestos del nitrógeno consiste en la conversión delnitrógeno en amoníaco y la posterior transferencia del amoníaco en formagaseosa del agua al aire.

En el campo del tratamiento del agua residual, la aplicaciónmás común de la transferencia de gases consiste en la transferencia de oxígenoen el tratamiento biológico del agua residual. Dada la reducida solubilidad deloxígeno y la baja velocidad de transferencia que ello comporta, suele ocurrirque la cantidad de oxígeno que penetra en el agua a través de la interfaseaire-superficie del líquido no es suficiente para satisfacer la demanda de oxígenodel tratamiento aerobio. Es preciso crear interfases adicionales para conseguirtransferir la gran cantidad de oxígeno necesaria. Para conseguir este propósitose puede introducir en el agua aire u oxígeno, o se puede exponer el líquido ala atmósfera en forma de pequeñas gotas. Los sistemas de aireación más comúnmenteempleados se citan así:

Para crear interfases gas-agua adicionales, el oxígeno sepuede suministrar en forma de burbujas de aire o de oxigeno puro. En la mayoríade las plantas de tratamiento de aguas residuales, la aireación se lleva a cabomediante la dispersión de burbujas sumergidas a profundidades de hasta 10 m. Enalgunos diseños europeos se han llegado a introducir las burbujas aprofundidades superiores a los 30 m. Los diferentes sistemas de aireaciónincluyen placas y tubos porosos, tubos perforados, y diferentes configuracionesde difusores metálicos y de plástico. También se pueden emplear aparatos decizalladura hidráulica, que rompen las burbujas en burbujas de menor tamaño alhacer circular el fluido a través de un orificio. Los mezcladores de turbina sepueden emplear para dispersar burbujas de aire introducidas en el tanque bajo elcentro del elemento impulsor.

Los aireadores de superficie, método alternativo para laintroducción de grandes cantidades de oxígeno, consisten en turbinas de alta ode baja velocidad o en unidades flotantes de alta velocidad que giran en lasuperficie del líquido parcialmente sumergidas. Estos aireadores se proyectan,tanto para mezclar el contenido del tanque, como para exponer el líquido a laacción de la atmósfera en forma de pequeñas gotas.

Los procesos empleados en el tratamiento de las aguasresiduales en los que las transformaciones se producen mediante reacciones químicasreciben el nombre de procesos químicos unitarios. Con el fin de alcanzar losobjetivos de tratamiento del agua residual, los procesos químicos unitarios sellevan a cabo en combinación con las operaciones físicas unitarias .

La precipitación química en el tratamiento de las aguasresiduales lleva consigo la adición de productos químicos con la finalidad dealterar el estado físico de los sólidos disueltos y en suspensión, yfacilitar su eliminación por sedimentación. En algunos casos, la alteraciónes pequeña, y la eliminación se logra al quedar atrapados dentro de unprecipitado voluminoso constituido, principalmente, por el propio coagulante.Otra consecuencia de la adición de productos químicos es el incremento neto enlos constituyentes disueltos del agua residual. Los procesos químicos, juntocon algunas de las operaciones físicas unitarias, se han desarrollado paraproporcionar un tratamiento secundario completo a las aguas residuales notratadas, incluyendo la eliminación del nitrógeno, del fósforo, o de ambos ala vez [4, 19]. También se han desarrollado otros procesos químicos para laeliminación del fósforo por precipitación química, y están pensados para suutilización en combinación con procesos de tratamiento biológicos.

El objetivo de esta sección es identificar y discutir lossiguientes aspectos:

(1)     reacciones de precipitación que tienen lugar cuando se añaden diversos productos químicos para mejorar el comportamiento y el rendimiento de las instalaciones de tratamiento de las aguas residuales

(2)     Reacciones químicas que intervienen en el proceso de precipitación del fósforo en el agua residual

(3)      algunos de los aspectos teóricos más importantes de la precipitación química. Los cálculos que se realizan para determinar la cantidad de fango producida como resultado de la adición de los diversos productos químicos.

A lo largo de los años, se han empleado muchas sustancias yde diversa naturaleza, como agentes de precipitación, las más comunes de lascuales se presentan en la Tabla . El grado de clarificación resultante dependetanto de la cantidad de productos químicos que se añade como del nivel decontrol de los procesos. Mediante precipitación química, es posible conseguirefluentes clarificados básicamente libres de materia en suspensión o en estadocoloidal y se puede llegar a eliminar del 80 al 90 por 100 de la materia totalsuspendida, entre el 40 y el 70 por 100 de la DBO₅, del 30 al 60 por100 de la DQO y entre el 80 y el 90 por 100 de las bacterias. Estas cifrascontrastan con los rendimientos de eliminación de los procesos de sedimentaciónsimple, en los que la eliminación de la materia suspendida sólo alcanzavalores del 50 al 70 por 100 y en la eliminación de la materia orgánica sólose consigue entre el 30 y el 40 por 100.

Los productos químicos que se añaden al agua residualreaccionan con las sustancias habitualmente presentes en el agua , o que se añadena ella para tal fin.

Sulfato de alúmina. Cuando se añade sulfato de alúminaal agua residual que contiene alcalinidad en forma de bicarbonato cálcico ymagnésico, la reacción que tiene lugar se puede ilustrar de la siguientemanera:

666,7 3xlOOcomoCaCO 3x136 2x78 6x44 18x18

Sulfato Bicarbonato Sulfato Hidróxido Dióxido
de alúmina de calcio de calcio de aluminio de carbono

Los números indicados encima de las fórmulas químicascorresponden a los pesos moleculares de combinación de las diferentessustancias y denotan, por lo tanto, la cantidad de cada una de ellas queinterviene en el proceso. El hidróxido de aluminio insoluble es un flóculogelatinoso que sedimenta lentamente en el agua residual, arrastrando consigomateria suspendida y produciéndose otras alteraciones. La reacción esexactamente análoga cuando se sustituye el bicarbonato cálcico por la sal demagnesio.

Cal. Cuando se añade cal como precipitante, losprincipios de clarificación quedan explicados por las siguientes reacciones:

56 como CaO 44 como CO₂ 100 2x18
Ca(OH)₂ H₂C0₃ CaCO₃ 2 H₂O(7.2)
Hidróxido Acido Carbonato
de calcio carbónico de calcio

56 como CaO 100 como CaCO₂ 2 x 100 2x18
Ca(OH)₂ Ca(HCO₃)₂ 2 CaCO₃ 2 H₂0

Hidróxido Bicarbonato Carbonato

de calcio de hierro de calcio

Por lo tanto, para producir el carbonato de calcio que actúacomo coagulante, es necesario añadir una cantidad de cal suficiente para lacombinación con todo el dióxido de carbono libre y con el ácido carbónico delos carbonatos ácidos (dióxido de carbono semicombinado). Por lo general, lacantidad de cal que hay que añadir suele ser mucho mayor cuando se emplea solaque cuando se emplea la cal en combinación con sulfato ferroso (véase elapartado siguiente). En el caso de vertidos industriales que aporten al aguaresidual ácidos minerales o sales ácidas, éstas deberán neutralizarse antesde que tenga lugar la precipitación.

Sulfato de hierro y cal. En la mayoría de los casos,el sulfato de hierro no se puede emplear como agente precipitante individual,puesto que para formar un precipitado se debe añadir cal al mismo tiempo. Lareacción con sulfato de hierro como único aditivo es la siguiente:

278 100 como CaCO₃ 178 136 7 x 18

FeSO₄ .7 H₂O ± Ca(HCO₃)₂ Fe(HCO₃)₂ CaSO₄ ± 7 H₂O

Sulfato Bicarbonato Bicarbonato Sulfato

ferroso de calcio de hierro de calcio

Cloruro de hierro y cal. La reacción para el clorurode hierro y la cal es la siguiente:

Sulfato de hierro y cal. La reacción para el sulfatode hierro y la cal es la siguiente:

400 3 x 56 como CaO 408 2x106,9
Fe₂(SO₄)₃ ± 3 Ca(OH)₂ 3 CaSO₄ 2 Fe(OH)₃

Sulfato Hidróxido Sulfato Hidróxido

férrico de calcio de calcio férrico

El proceso de adsorción consiste, en términos generales, enla captación de sustancias solubles presentes en la interfase de una solución.Esta interfase puede hallarse entre un líquido y un gas, un sólido, o entredos líquidos diferentes. A pesar de que la adsorción también tiene lugar enla interfase aire-líquido en el proceso de flotación, en esta sección sólose considerará la adsorción en la interfase entre líquido y sólido. Elproceso de adsorción no se ha empleado demasiado a menudo hasta el momento,pero la necesidad de una mayor calidad del efluente de los tratamientos de aguasresiduales ha conducido a un estudio más detallado del proceso de adsorciónsobre carbón activado y de sus aplicaciones.

El tratamiento del agua residual con carbón activado sueleestar considerado como un proceso de refino de aguas que ya han recibido untratamiento biológico normal. En este caso, el carbón se emplea para eliminarparte de la materia orgánica disuelta. Asimismo, es posible eliminar parte dela materia particulada también presente, dependiendo de la forma en que entranen contacto el carbón y el agua.

El proceso de adsorción tiene lugar en tres etapas:macrotransporte, microtransporte y sorción. El macrotransporte engloba elmovimiento por advección y difusión de la materia orgánica a través del líquidohasta alcanzar la interfase líquido-sólido. Por su parte, el microtransportehace referencia a la difusión del material orgánico a través del sistema demacroporos del carbón activado granular hasta alcanzar las zonas de adsorciónque se hallan en los microporos y submicroporos de los gránulos de carbónactivado.

La adsorción se produce en la superficie del gránulo y ensus macroporos y mesoporos, pero el área superficial de estas zonas del CAG estan pequeña comparada con el área de los micro y submicroporos, que lacantidad de material adsorbido en ellos se considera despreciable. El uso del términosorción se debe a la dificultad de diferenciar la adsorción física de laadsorción química, y se emplea para describir el mecanismo por el cual lamateria orgánica se adhiere al CAG. El equilibrio se alcanza cuando se igualanlas tasas de sorción y desorción, momento en el que se agota la capacidad deadsorción del carbón. La capacidad teórica de adsorción de un determinadocontaminante por medio del carbón activado se puede determinar calculando suisoterma de adsorción.

La cantidad de adsorbato que puede retener un adsorbente esfunción de las características y de la concentración del adsorbato y de latemperatura. En general, la cantidad de materia adsorbida se determina comofunción de la concentración a temperatura constante, y la función resultantese conoce con el nombre de isoterma de adsorción.

La desinfección consiste en la destrucción selectiva de losorganismos que causan enfermedades. No todos los organismos se destruyen duranteel proceso, punto en el que radica la principal diferencia entre la desinfeccióny la esterilización, proceso que conduce a la destrucción de la totalidad delos organismos. En el campo de las aguas residuales, las tres categorías deorganismos entéricos de origen humano de mayores consecuencias en la producciónde enfermedades son las bacterias, los virus y los quistes amebianos. Lasenfermedades bacterianas típicas transmitidas por el agua son: el tifus, el cólera,el paratifus y la disentería bacilar, mientras que las enfermedades causadaspor los virus incluyen, entre otras, la poliomelitis y la hepatitis infecciosa.

Los requisitos que debe cumplir un desinfectante químico ,en la que se puede apreciar que un desinfectante ideal debería tener una granvariedad de características. A pesar de que tal compuesto puede no existir, espreciso tener en cuenta los requisitos propuestos a la hora de valorar losdesinfectantes propuestos o recomendados. También es importante que losdesinfectantes sean seguros en su aplicación y manejo, y que su fuerza oconcentración en las aguas tratadas sea medible y cuantificable. Los métodos másempleados para llevar a cabo la desinfección son:

(1) agentes químicos

(2) agentes físicos

(3) medios mecánicos

(4) radiación.

Agentes químicos. Los agentes químicos utilizadospara la desinfección incluyen:

 

1.       El cloro y sus compuestos;

2.       el bromo;

3.       el yodo;

4.       el ozono;

5.       el fenol y los compuestos fenólicos;

6.       los alcoholes;

7.       los metales pesados y compuestos afines;

8.       los colorantes;

9.       los jabones;

10.   los compuestos amoniacales cuaternarios;

11.   el agua oxigenada

12.   ácidos y álcalis di­versos.

Los desinfectantes más corrientes son los productos químicosoxidantes, de los cuales el cloro es el más universalmente empleado, aunquetambién se ha utilizado, para la desinfección del agua residual, el bromo y elyodo. El ozono es un desinfectante muy eficaz cuyo uso va en aumento, a pesar deque no deja una concentración residual que permita valorar su presencia despuésdel tratamiento, El agua muy ácida o muy alcalina también se ha empleado parala destrucción de bacterias patógenas, ya que el agua con pH inferior a 3 osuperior a 11 es relativamente tóxica para la mayoría de las bacterias.

Los desinfectantes físicos que se pueden emplear son la luzy el calor. El agua caliente a la temperatura de ebullición, por ejemplo,destruye las principales bacterias causantes de enfermedades y no formadoras deesporas. El calor se suele emplear con frecuencia en las industrias lácticas yde bebidas, pero su aplicación al agua residual no es factible debido al altocoste que supondría. Sin embargo, la pasteurización del fango es una prácticahabitual en toda Europa.

La luz solar también es un buen desinfectante, especialmentela radiación ultravioleta. En la esterilización de pequeñas cantidades deagua, el empleo de lámparas especiales ha resultado exitoso. La eficacia deeste proceso depende de la penetración de los rayos en el agua. La geometríade contacto entre la fuente emisora de luz ultravioleta y el agua es de granimportancia debido a que la materia en suspensión, las moléculas orgánicasdisueltas y la propia agua, además de los microorganismos, absorberán laradiación. Por lo tanto, la aplicación de la radiación ultravioleta comomecanismo de desinfección no resulta sencilla en sistemas acuosos,especialmente por la presencia de materia particulada.

Medios mecánicos. Las bacterias también se puedeneliminar, durante el tratamiento del agua residual, empleando medios mecánicos.Como son:

Los primeros cuatro procesos están considerados comoprocesos físicos. Las eliminaciones conseguidas se obtienen como subproducto dela función primaria del proceso.

Radiación. Los principales tipos de radiación son laradiación electromagnética, la acústica y la radiación de partículas. Losrayos gamma se emiten a partir de elementos radioisótopos, como el cobalto 60.Dado su poder de penetración, los rayos gamma se han utilizado tanto para ladesinfección (esterilización) del agua potable como del agua residual.

La acción de los desinfectantes se ha pretendido explicarpor cuatro mecanismos:

(1) daño a la pared celular

(2) alteración de la permeabilidad de las células

(3) alteración de la naturaleza coloidal del protoplasma

(4) inhibición de la actividad enzimática].

El daño o destrucción de la pared celular da lugar a lalisis celular y a la muerte de la célula. Algunos agentes, como la penicilina,inhiben la síntesis de la pared celular de las bacterias.

Los agentes tales como los compuestos fenólicos y losdetergentes alteran la permeabilidad de la membrana citoplasmática. Estassustancias destruyen la permeabilidad selectiva de la membrana y permiten que seescapen algunos nutrientes vitales, como el nitrógeno y el fósforo.

El calor , la radiación, y los agentes fuertemente ácidos oalcalinos alteran la naturaleza coloidal del protoplasma. El calor coagula laproteína celular y los ácidos o bases desnaturalizan las proteínas,produciendo un efecto letal.

Otro modo de desinfección consiste en la inhibición de laactividad enzimática. Los agentes oxidantes, tales como el cloro, puedenalterar la estructura química de los enzimas dando lugar a su desactivación.

Al aplicar los medios o agentes de desinfección descritos,se deben tener en cuenta los siguientes factores:

(1) Tiempo De Contacto

(2) Tipo Y Concentración Del Agente Químico

(3) Intensidad Y Naturaleza Del Agente Físico

(4) Temperatura

(5) Número De Organismos

(6) Tipo De Organismos

(7) Naturaleza Del Medio Líquido [10]

Tiempo de contacto. Quizá sea esta una de lasvariables más importantes en el proceso de desinfección. Por lo general se hapodido observar que para una concentración dada de desinfectante, la mortalidadde los patógenos aumenta cuanto mayor sea el tiempo de contacto.

donde C = concentración del desinfectante.

Las constantes de la Ecuación se pueden determinarrepresentando la concentración frente al tiempo necesario para alcanzar unporcentaje dado de mortalidad en un papel doblemente logarítmico. La pendientede la recta corresponde al valor de — 1/n. En general, si n es mayorque 1, el tiempo de contacto es más importante que la dosis de desinfectante,mientras que si n es cercano a 1 ambos parámetros tienen importanciascomparables.

Intensidad y naturaleza del agente físico. Como se haseñalado anteriormente, el calor y la luz son los agentes físicos que han sidoocasionalmente empleados en la desinfección del agua residual. Se ha podidoconstatar que su efectividad está relacionada con la intensidad.

Temperatura. El efecto de la temperatura sobre la tasade mortalidad se puede representar mediante una forma de la relación de Van’tHoff-Arrhenius. El aumento de la temperatura produce un aumento en la velocidadde mortalidad. La relación, en función del tiempo t necesario para alcanzar undeterminado índice de mortalidad, es la siguiente:

donde t₁, t₂ = tiempo necesario paraalcanzar el porcentaje de mortalidad a

las temperaturas T₁ y T₂, ⁰K,respectivamente.

Número de organismos. En un sistema diluido, como eldel agua residual, la concentración de organismos es muy raramente objeto deespecial consideración. Sin embargo, a la vista de la Ecuación, se puedeconcluir que cuanto mayor sea la concentración de organismos, mayor será eltiempo necesario para alcanzar una mortalidad determinada. Una relación empíricapropuesta para describir el efecto de la concentración de organismos sobre elproceso de desinfección es la siguiente [6]:

donde C = concentración del desinfectante.

Tipos de organismos. La efectividad de los diferentesdesinfectantes está influida por la naturaleza y condición de los organismos.Por ejemplo, las células bacterianas de crecimiento viable se destruyen fácilmente.En cambio, las esporas bacterianas son extremadamente resistentes y muchos delos desinfectantes químicos normalmente empleados tienen escaso o ningúnefecto sobre ellas, por lo que será necesario emplear otros agentesdesinfectantes, como el calor.

Naturaleza del medio líquido. Además de todos losfactores que se acaban de citar, también es necesario valorar con detenimientola naturaleza del medio líquido. Por ejemplo, puede haber materia orgánicaextraña que reduzca la eficacia de los desinfectantes oxidantes al reaccionarcon ellos. La turbidez reducirá la efectividad de los desinfectantes debido ala adsorción y a la protección de las bacterias atrapadas.

Como ya se ha comentado anteriormente, de todos losdesinfectantes empleados, el cloro es quizás el más universalmente utilizado.La razón de este hecho hay que buscarla en que satisface la mayoría de losrequisitos.

Los compuestos de cloro más comúnmente empleados en lasplantas de tratamiento de aguas residuales son el cloro gas (Clj, el hipocloritosódico (NaOC1), el hipoclorito de calcio [Ca(OC1)₂], y el dióxidode cloro (Gb₂). Los hipocloritos sódico y cálcico se suelen emplearen las plantas pequeñas, especialmente en las prefabricadas, en las que lasimplicidad y seguridad son criterios de mayor peso que el coste. El hipocloritode sodio también se emplea en las plantas de gran tamaño, principalmente porcuestiones de seguridad relacionadas con las condiciones locales. El dióxido decloro también se emplea en las instalaciones de tratamiento, debido a que tienealgunas propiedades poco frecuentes (no reacciona con el amoníaco). A pesar deque también se emplean otros compuestos del cloro, el análisis que sigue acontinuación se limitará al estudio de la aplicación de cloro gas, por ser laforma más extensamente adoptada.

El hecho de que el cloro libre reaccione con el amoníaco yde que sea un fuerte agente oxidante, complica bastante el mantenimiento de unacantidad residual (combinado o libre) para la desinfección de las aguasresiduales.

Al ir añadiendo cloro, las sustancias que reaccionan confacilidad, como el Fe ², el Mn ², el H₂ S o lamateria orgánica, reaccionan con el cloro y lo reducen en gran parte a ioncloruro (Tras satisfacer esta demanda inmediata, el cloro continuaráreaccionando con el amoníaco para formar cloraminas,. Para relaciones molaresentre cloro y amoníaco inferiores a 1, se formará monocloramina y dicloramina.La distribución de estas dos formas viene dictada por sus velocidades deformación, que son función de la temperatura y del pH. Entre el punto B y elpunto de breakpoint, algunas de las cloraminas se transforman en tricloruro denitrógeno (mientras que las restantes cloraminas se oxidarán a óxido de nitrógeno(N₂0) y nitrógeno (N₂) y el cloro se reducirá a ioncloruro. Si se continúa añadiendo cloro, todas las cloraminas se oxidarán enel breakpoint.

La adición de cloro más allá del breakpoint, producirá unaumento del cloro libre disponible directamente proporcional al cloro añadido(hipoclorito sin reaccionar). La razón principal para añadir suficiente clorocomo para obtener cloro residual libre radica en que se asegura que se alcanzarála desinfección. En ocasiones, debido a la formación de tricloruro de nitrógenoy de sus compuestos afines, las operaciones de cloración al breakpoint hanpresentado problemas de olores. La presencia de compuestos adicionales durantela cloración da lugar a la reacción con la alcalinidad del agua residual y, encasi todos los casos, la reducción del pH será pequeña. La presencia decompuestos adicionales que reaccionen con el cloro puede alterarsignificativamente la forma de la curva del breakpoint. La cantidad de cloro quese debe añadir para alcanzar un nivel de cloro residual determinado recibe elnombre de demanda de cloro.

La decloración es la práctica que consiste en la eliminaciónde la totalidad del cloro combinado residual presente en el agua después de lacloración, para reducir los efectos tóxicos de los efluentes descargados a loscursos de agua receptores o destinados a la reutilización.

La cloración es uno de los métodos más comúnmenteutilizados para la destrucción de los organismos patógenos y otros organismosperjudiciales que puedan poner en peligro la salud humana. Sin embargo, como seha señalado anteriormente, algunos de los compuestos orgánicos presentes en elagua residual pueden causar interferencias en el proceso de cloración. Muchosde estos compuestos pueden reaccionar con el cloro para formar compuestos tóxicos,que pueden tener efectos adversos a largo plazo sobre los usos de las aguas alas que se descargan. A fin de minimizar los efectos de esta toxicidad potencialdel cloro residual sobre el medio ambiente, se ha considerado necesario declorarel agua residual previamente clorada.

El producto químico que más se emplea para llevar a cabo ladecloración, tanto si es necesaria para cumplir las limitaciones de vertidos,como si se aplica para mejorar la calidad del efluente de la cloración albreakpoint para la eliminación del nitrógeno amoniacal, es el dióxido deazufre. También se ha empleado con este fin el carbón activado.

Dióxido de azufre. El gas dióxido de azufreelimina, sucesivamente, el cloro libre, la monocloramina, la dicloramina, eltricloruro de nitrógeno, y los compuestos policlorados. En la reacción globalentre el dióxido de azufre y el cloro la relación ponderal estequiométricaentre el dióxido de azufre y el cloro es de 0,91. En la práctica, se ha podidocomprobar que se necesita 1 mg/l de dióxido de azufre para declorar 1 mg/l decloro residual (expresado como Cl. Dado que las reacciones del dióxido deazufre con el cloro y las cloraminas son casi instantáneas, el tiempo decontacto no suele ser un factor esencial. Por esta razón no se emplean cámarasde contacto, aunque es absolutamente imprescindible un mezclado rápido y eficazen el punto de aplicación. La relación entre el cloro libre y el cloro totalcombinado residual antes de la decloración es el factor determinante de si elproceso de decloración se completará o si se conseguirá una decloraciónparcial. Una relación menor del 85 por 100 indica, normalmente, que existe unacantidad sustancial de nitrógeno orgánico que interfiere el proceso del clororesidual libre.

En la mayoría de los casos, la decloración con dióxido deazufre constituye un proceso unitario muy fiable en el tratamiento del aguaresidual, siempre que la precisión del sistema de control de cloro residualcombinado sea la adecuada. Es conveniente evitar dosificar el dióxido de azufreen exceso, no sólo por el gasto innecesario, sino también a causa de lademanda de oxígeno que produce el exceso de dióxido de azufre. La reacciónque tiene lugar entre el exceso de dióxido de azufre y el oxígeno disuelto,que es una reacción relativamente lenta.

El resultado de esta reacción es una reducción delcontenido de oxígeno disuelto en el agua residual, junto con un aumento de losvalores medidos de la DBO, la DQO, y un posible descenso del valor del pH. Todosestos efectos se pueden eliminar por medio de un control adecuado del sistema dedecloración.

Las instalaciones de decloración con dióxido de azufre sonparecidas a los sistemas de cloración debido a que el equipo del dióxido deazufre es intercambiable con el de cloración. Los parámetros básicos decontrol de este proceso son: (1) una adecuada dosificación basada en un controlpreciso (amperométrico) del cloro residual combinado, y (2) una mezcla adecuadaen el punto de aplicación del dióxido de azufre.

Carbón activado. La decloración mediante adsorciónsobre carbón activado proporciona una completa eliminación tanto del clororesidual libre como del combinado Cuando se emplea carbón activado en elproceso de decloración, las reacciones que tienen lugar son las siguientes:

El carbón activado granular se utiliza en filtros degravedad o a presión. Si el carbón se va a emplear, exclusivamente, para ladecloración, este proceso debe ir precedido de otro a base de carbón activadopara la eliminación de otros constituyentes susceptibles de ser eliminados. Enplantas de tratamiento que emplean el carbón activado para la eliminación dela materia orgánica, se pueden emplear para la decloración tanto los mismoslechos como otros diferentes, siendo factible la regeneración del carbón.

Dado que se ha podido comprobar que la utilización del carbóngranular en columnas es muy efectiva y fiable, siempre se debe tener en cuenta ala hora de plantearse la necesidad de decloración. Es de esperar que laprincipal aplicación del carbón activado en la decloración se dará ensituaciones en las que también sean necesarios altos niveles de eliminación demateria orgánica.

El dióxido de cloro es otra sustancia bactericida cuyo poderde desinfección es igual o superior al del cloro, y que se ha comprobado queresulta más efectivo que el cloro en la inhibición e inactivación de virus.Una explicación posible de este fenómeno se basa en el hecho de que una proteína,la peptona, puede adsorber el dióxido de cloro. Dado que los virus tienen unrecubrimiento proteínico, es posible que la inactivación del virus vengaprovocada por la adsorción del dióxido de cloro en la superficie de dichorecubrimiento. En el pasado, el uso del dióxido de cloro no había sidoconsiderado viable debido a su alto coste económico.

El agente desinfectante que se presenta en un sistema quecontiene dióxido de cloro es el dióxido de cloro libre disuelto. La químicadel dióxido de cloro en medio acuoso no es bien conocida en la actualidad. Eldióxido de cloro tiene un potencial de oxidación extremadamente alto, lo cualpuede explicar su potencial germicida. Debido a este alto potencial de oxidación,es posible que los mecanismos bactericidas que provoca tengan que ver con lainactivación de los sistemas de enzimas críticos, o con la interrupción ydestrucción del proceso de síntesis de proteínas.

La utilización de dióxido de cloro puede dar lugar a laformación algunos productos finales potencialmente tóxicos, como el clorito yel clorato, y a su presencia en forma de componentes del cloro residual total.Las cantidades de dióxido de cloro residual y de los productos finales de lareacción se degradan a mayor velocidad que el cloro residual, por lo que puedenno representar una amenaza tan directa para la vida acuática como lo es elcloro residual. Una ventaja del uso del dióxido de cloro es que no reaccionacon el amoníaco para dar paso a la formación de las cloraminas, que sonpotencialmente tóxicas. También se ha podido comprobar que no se formancompuestos orgánicos halogenados en cantidades apreciables. Este hecho esespecialmente cierto en cuanto a la formación de cloroformo, que es unasustancia cuyos efectos cancerígenos están bajo sospecha.

Debido a que los aspectos prácticos relacionados conla desinfección con cloruro de bromo se analizan en el Capítulo 9, la discusiónque sigue a continuación se limita a una breve descripción de la química delcloruro de bromo, un análisis del rendimiento del cloruro de bromo comodesinfectante, y un estudio de los factores que pueden influir en la efectividaddel proceso de desinfección mediante cloruro de bromo.

A pesar de que, en base a los datos disponibles, no esposible clasificar el cloruro de bromo como un desinfectante de efectividaddemostrada, como el cloro, sí parece ser que el cloruro de bromo es tan fiable,flexible y efectivo como el cloro. Aunque todavía es necesario profundizar enel conocimiento del mecanismo de desinfección celular (debido a lasimilitud entre el ácido hipobromoso y el ácido hipocloroso), parece razonablesuponer que se adsorbe al interior de la célula bacteriana e interrumpe laactividad enzimática crítica. Se ha podido comprobar que las bromaminas songermicidas más efectivos que las cloraminas, y se degradan a mayor velocidad.También se ha constatado que el cloruro de bromo inactiva la misma cantidad depolivirus que el cloro con la mitad de dosis. Aunque no se han llegado aestablecer valores estándar del tiempo de contacto, sí es posible afirmar queel tiempo de contacto del cloruro de bromo suele ser inferior al necesario parala desinfección con cloro. Un tiempo de contacto igual al del cloro deberíaresultar más que adecuado para este desinfectante. Es preciso llevar a caboestudios más profundos para verificar las dosis de cloruro de bromo necesariaspara obtener efluentes de determinada calidad, para determinar el método deaplicación del cloruro de bromo más eficaz y efectivo, para determinar laefectividad del cloruro de bromo para los usos auxiliares, y para obtener datosde campo adicionales sobre los efectos a corto y largo plazo del cloruro debromo sobre la vida acuática en los cuerpos de agua receptores.

Formación de subproductos. Como consecuencia delproceso de desinfección con cloruro de bromo, también se producen otrassustancias orgánicas bromadas. Se cree que estas sustancias orgánicas bromadasson susceptibles de experimentar una degradación hidrolítica y fotoquímica,por lo que no es previsible que perduren en las aguas receptoras cantidadessignificativas de estos compuestos. Según un estudio elaborado por elLaboratorio de Investigación Medioambiental de la EPA (Duluth), se ha podidocomprobar que los productos químicos orgánicos bromados se bioacumulan en lospeces expuestos a aguas desinfectadas con cloruro de bromo. No obstante, losresiduos orgánicos bromados hallados en los peces estaban presentes enconcentraciones inferiores a las de otros compuestos tóxicos (p.c. PCB yclordano). Ciertamente, es necesario llevar a cabo más estudios al respecto,debido a los escasos datos existentes y a la existencia de datoscontradictorios.

El ozono fue empleado por primera vez para la desinfecciónde aguas de abastecimiento en Francia, a principios de siglo. Su uso aumentó yposteriormente se expandió a diversos países europeos occidentales. Hoy en día,existen cerca de 1000 instalaciones de desinfección con ozono (la mayor partede ellas en Europa), para el tratamiento de las aguas de abastecimiento. Un usocomún del ozono en estas instalaciones se centra en el control de los agentesresponsables de la producción de sabores, olores y colores. A pesar de que,históricamente, su uso estaba limitado a la desinfección de aguas deabastecimiento, los recientes avances en materia de generación de ozono y de latecnología de disolución han permitido que el ozono se haya convertido en unaposibilidad económicamente competitiva para la desinfección de las aguasresiduales. En el tratamiento de las aguas residuales, el ozono también sepuede emplear para el control de olores y para la eliminación de materia orgánicasoluble refractaria, sustituyendo al proceso de adsorción con carbón activado.A continuación, se discuten aspectos relativos a la generación del ozono, laefectividad del ozono como desinfectante, y la aplicación de los procesos deozonación.

Otras ventajas del uso del ozono. Otra de las ventajasque se deriva del empleo de ozono para la desinfección es que se elevará laconcentración de oxígeno disuelto del efluente, hasta valores cercanos a laconcentración de saturación, como consecuencia de la rápida descomposicóndel ozono en oxígeno. Este hecho puede permitir no tener que reairear elefluente para cumplir con las limitaciones normativas de calidad del efluenterelacionadas con la concentración de oxígeno disuelto. Es más, debido a queel ozono se descompone rápidamente, no queda en el efluente ningún compuestoquímico residual que precise ser eliminado, como ocurría con el clororesidual.

La desinfección de aguas de abastecimiento basada en laradiación emitida por fuentes de rayos ultravioletas (UV) se ha empleado encontadas ocasiones desde principios de siglo. Aunque su primer uso se centrabaen la desinfección de aguas de suministro de alta calidad, recientemente se haexperimentado un renovado interés en la aplicación de esta técnica de cara ala desinfección de aguas residuales. Se ha podido comprobar que una correctadosificación de rayos ultravioletas es un eficaz bactericida y virucida, ademásde no contribuir a la formación de compuestos tóxicos.

Son los métodos de tratamiento en los que la remoción delos contaminantes se lleva a cabo por la actividad biológica de losmicroorganismos. La remoción de la materia orgánica biodegradable tantocoloidal como disuelta por acción biológica, constituye la principal aplicaciónde este tipo de procesos

Los objetivos del tratamiento biológico del agua residualson la coagulación y eliminación de los sólidos coloidales no sedimentables yla estabilización de la materia orgánica. En el caso del agua residual doméstica,el principal objetivo es la reducción de la materia orgánica presente y, enmuchos casos, la eliminación de nutrientes como el nitrógeno y el fósforo. Amenudo, la eliminación de compuestos a nivel de traza que puedan resultar tóxicos,también constituye un objetivo de tratamiento importante. En el caso de lasaguas de retorno de usos agrícolas, el principal objetivo es la eliminación delos nutrientes que puedan favorecer el crecimiento de plantas acuáticas, comoel nitrógeno y el fósforo. En el caso de aguas residuales industriales, elprincipal objetivo es la reducción de la concentración de compuestos tanto orgánicoscomo inorgánicos. A menudo, puede ser necesario llevar a cabo un pretratamientoprevio, debido a la potencial toxicidad de estos compuestos para losmicroorganismos.

La eliminación de la DBO carbonosa, la coagulación de los sólidoscoloidales no sedimentables, y la estabilización de la materia orgánica seconsiguen, biológicamente, gracias a la acción de una variedad demicroorganismos, principalmente bacterias. Los microorganismos se utilizan paraconvertir la materia orgánica carbonosa coloidal y disuelta en diferentes gasesy tejido celular. Dado que el tejido celular tiene un peso específicoligeramente superior al del agua, se puede eliminar por decantación.

Elprincipal objetivo de la mayoría de los procesos detratamiento biológico es la reducción del contenido de materia orgánica (DBOcarbonosa) del agua residual. Para conseguir este objetivo, son de granimportancia los organismos quimioheterótrofos, pues además de energía ycarbono, también necesitan compuestos orgánicos. Cuando los objetivos deltratamiento incluyan la conversión de amoníaco en nitrato, son de granimportancia las bacterias nitrificantes quimioheterótrofas.

Las aguas residuales municipales suelen contener cantidadesde nutrientes (tanto orgánicos como inorgánicos) adecuadas para permitir eltratamiento biológico para la eliminación de la DBO carbonosa. No obstante, enaguas residuales de origen industrial, puede ocurrir que no exista suficientepresencia de nutrientes. En tales casos, es necesario añadir nutrientes parapermitir el adecuado crecimiento bacteriano y la consiguiente degradación delos residuos organicos.

Los términos que se definen a continuación son de granutilidad para comprender los conceptos en los que se basa el tratamiento biológico:

Procesos aerobios: Son los procesos de tratamiento biológicoque se dan en presencia de oxígeno.

Procesos anaerobios. Procesos de tratamiento biológico quese dan en ausencia de oxígeno.

Desnitrificación anóxica. Es el proceso por el cual el nitrógenode los nitratos se transforma, biológicamente, en nitrógeno gas en ausencia deoxígeno. Este proceso también se conoce con el nombre de desnitrificaciónanaerobia.

Eliminación biológica de nutrientes. Término que se aplicaa la eliminación de nitrógeno y fósforo mediante procesos de tratamiento biológico.

Procesos facultativos. Son los procesos de tratamiento biológicoen los que los organismos responsables pueden funcionar en presencia o ausenciade oxígeno molecular. Estos organismos se conocen con el nombre de organismosfacultativos.

Eliminación de la DBO carbonosa. Es la conversión biológicade la materia carbonosa del agua residual en tejido celular y en diversosproductos gaseosos. En la conversión, se supone que el nitrógeno presente enlos diferentes compuestos se convierte en amoniaco.

Nitrificación. Es el proceso biológico mediante el cual elamoníaco se transforma, primero en nitrito y posteriormente en nitrato.

Desnitrificación. Proceso biológico mediante el cual elnitrato se convierte en nitrógeno gas y en otros productos gaseosos.

Substrato. Es el término empleado para representar lamateria orgánica o los nutrientes que sufren una conversión o que puedenconstituir un factor limitante en el tratamiento biológico. Por ejemplo, lamateria orgánica carbonosa presente en el agua residual es el substrato objetode conversión en el tratamiento biológico.

Procesos de cultivo en suspensión. Son los procesos detratamiento biológico en los que los microorganismos responsables de laconversión de la materia orgánica u otros constituyentes del agua residual engases y tejido celular, se mantienen en suspensión dentro del líquido.

Procesos de cultivo fijo. Son los procesos de tratamientobiológico en los que los microorganismos responsables de la conversión de lamateria orgánica u otros constituyentes del agua residual en gases y tejidocelular están fijados a un medio inerte, tal como piedras, escorias, omateriales cerámicos y plásticos especialmente diseñados para cumplir conesta función. Los procesos de cultivo fijo también se conocen con el nombre deprocesos de película fija.

Los principales procesos biológicos aplicados al tratamientode las aguas residuales son Existen cinco grupos principales: procesos aerobios,procesos anaerobios, procesos anóxicos, procesos aerobios, anaerobios y anóxicoscombinados, y los procesos de lagunaje. Los procesos individuales se puedendividir, a su vez, dependiendo de si el tratamiento se lleva a cabo en sistemasde cultivo en suspensión, en sistemas de cultivo fijo, o en sistemasresultantes de la combinación de ambos.

El proceso de tratamiento biológico consiste en el controldel medio ambiente de los microorganismos, de modo que se consigan condicionesde crecimiento óptimas.

Las principales aplicaciones de estos procesos son:

1.       La eliminación de la materia orgánica carbonosa del agua residual, normalmente medida como DBO, carbono orgánico total (COT), o demanda química de oxígeno (DQO).

2.       Nitrificación

3.        Desnitrificación;

4.       Eliminación de fósforo

5.       Estabilización de fangos.

Los principales procesos de tratamiento biológico de cultivoen suspensión empleados para la eliminación de la materia orgánica carbonosason: (1) el proceso de fangos activados; (2) las lagunas aireadas; (3) elreactor de flujo discontinuo secuencial, y (4) el proceso de digestión aerobia.De todos ellos, el proceso de fangos activados es, con mucho, el másampliamente empleado en el tratamiento secundario de las aguas residuales domésticas.

Este proceso fue desarrollado en Inglaterra en 1914 porArdern y Lockett [3], y su nombre proviene de la producción de una masaactivada de microorganismos capaz de estabilizar un residuo por vía aerobia. Enla actualidad, existen muchas versiones del proceso original, pero son todasfundamentalmente iguales.

Descripción del proceso. Desde el punto de vista delfuncionamiento, el tratamiento biológico de aguas residuales mediante elproceso de fangos activados. El residuo orgánico se introduce en un reactor,donde se mantiene un cultivo bacteriano aerobio en suspensión. El contenido delreactor se conoce con el nombre de «líquido mezcla».

El ambiente aerobio en el reactor se consigue mediante el usode difusores o de aireadores mecánicos, que también sirven para mantener el líquidomezcla en estado de mezcla completa. Al cabo de un periodo determinado detiempo, la mezcla de las nuevas células con las viejas se conduce hasta untanque de sedimentación para su separación del agua residual tratada. Unaparte de las células sedimentadas se recircula para mantener en el reactor laconcentración de células deseada, mientras que la otra parte se purga delsistema La fracción purgada corresponde al crecimiento de tejido celular,asociado a un agua residual determinada. El nivel al que se debe mantener lamasa biológica depende de la eficacia deseada en el tratamiento y de otrasconsideraciones relacionadas con la cinética del crecimiento.

La digestión aerobia es un método alternativo de tratar losfangos orgánicos producidos en el curso de las diversas operaciones detratamiento. Los digestores aerobios se pueden emplear para el tratamiento de:(1) únicamente fangos activados o de filtros percoladores; (2) mezclas defangos activados o de filtros percoladores con fangos primarios, o (3) fangobiológico en exceso de plantas de tratamiento de fangos activados sinsedimentación primaria. Actualmente suelen emplearse dos variantes del procesode digestión aerobia: el sistema convencional y el sistema con oxígeno puro,aunque también se ha empleado la digestión aerobia termófila.

La digestión aerobia termófila representa un refinamientoadicional del proceso de digestión aerobia. Este proceso puede permitirconseguir altos rendimientos de eliminación de la fracción biodegradable(superiores al 80 por 100) en tiempos de detención cortos (3 a 4 días)mediante la acción de bacterias termófilas a temperaturas entre 25 y 50 ⁰Csuperiores a la temperatura ambiente.

Los procesos de tratamiento aerobios de cultivo fijo seemplean, normalmente, para eliminar la materia orgánica que se encuentra en elagua residual. También se pueden emplear para llevar a cabo el proceso denitrificación (conversión del nitrógeno amoniacal en nitrato). Los procesosde cultivo fijo incluyen los filtros percoladores, los filtros de pretratamientoo desbaste, los reactores biológicos rotativos de contacto (biodiscos) y losreactores de nitrificación de lecho fijo. Dado que el proceso de filtrospercoladores es el más comúnmente empleado, será tratado con mayor detalleque el resto de los procesos

El primer filtro percolador se puso en funcionamiento enInglaterra en 1893. El concepto de filtro percolador nació del uso de losfiltros de contacto, que eran estanques impermeables rellenados con piedramachacada. En su funcionamiento, el lecho de contacto se llenaba con el aguaresidual por la parte superior y se permitía el contacto del agua con el mediodurante un corto espacio de tiempo. A continuación, se dejaba drenar el lecho yse permitía un cierto tiempo de reposo antes de repetir el ciclo. Un ciclo típicoexigía un total de 12 horas, de las cuales 6 se destinaban al reposo delfiltro. Las limitaciones del filtro de contacto incluían una posibilidadrelativamente alta de obturaciones, la duración del periodo de reposo, y lacarga que podía emplearse, que era relativamente baja.

Descripción del proceso. El filtro percoiador modernoconsiste en un lecho formado por un medio sumamente permeable al que se adhierenlos microorganismos y a través del cual percola el agua residual, fenómeno delque recibe el nombre el proceso. Fi medio filtrante suele estar formado porpiedras (en ocasiones también se emplean escorias), o diferentes materiales plásticosde relleno. En el caso de filtros percoladores con medio filtrante de piedra, eldiámetro de las piedras oscila entre 2,5 y 10 cm. La profundidad del lecho varíaen cada diseño particular, pero suele situarse entre 0,9 y 2,5 metros, con unaprofundidad media de 1,8 metros. Los filtros de piedra suelen ser circulares, yel agua residual se distribuye por la parte superior del filtro mediante undistribuidor rotatorio.

Los filtros de desbaste son filtros percoladoresespecialmente diseñados para trabajar con cargas hidráulicas elevadas. Losfiltros de desbaste se usan, principalmente, para reducir la carga orgánicaaplicada a los procesos posteriores y para obtener una nitrificaciónestacional, caso en el que se emplean para reducir la carga orgánica aplicadaal proceso biológico situado a continuación en el proceso, con el objetivo deque se pueda conseguir la nitrificación en los meses de verano.

Los filtros de desbaste se suelen emplear con cargas hidráulicaselevadas, por lo que necesitan altas tasas de recirculación. El hecho de quelas cargas hidráulicas sean tan elevadas, hace que el fenómeno de arrastre dela capa biológica se produzca, casi, de forma de continua. Si se emplea unefluente no sedimentado para la recirculación, los sólidos biológicospresentes en el caudal de recirculación pueden contribuir a la eliminación demateria orgánica como si se tratara de un sistema de cultivo en suspensión.Cuando se produce este mecanismo, se pueden alcanzar rendimientos superiores alos previstos mediante un modelo de cultivo fijo.

Existe otro proceso de cultivo fijo, que es el reactor delecho compacto, utilizado tanto para la eliminación de la DBO carbonosa comopara la nitrificación. Típicamente, un reactor de lecho compacto consiste enun tanque (reactor) en el que existe un medio al que se adhieren losmicroorganismos. El agua residual se introduce en el tanque por su parteinferior mediante un sistema de distribución adecuado o mediante una cámara dealimentación. El aire u oxígeno puro necesario para el proceso se introduceconjuntamente con el agua residual a tratar.

La digestión anaerobia es uno de los procesos más antiguosempleados en la estabilización de fangos. En este proceso se produce ladescomposición de la materia orgánica e inorgánica en ausencia de oxígenomolecular. Sus principales aplicaciones han sido, y siguen siendo hoy en día,la estabilización de fangos concentrados producidos en el tratamiento del aguaresidual y de determinados residuos industriales. Sin embargo, recientemente seha demostrado que los residuos orgánicos diluidos también se pueden trataranaeróbicamente.

Los dos procesos anaerobios de tratamiento más comúnmenteempleados para el tratamiento de residuos orgánicos carbonosos son el filtroanaerobio y el proceso de lecho expandido.

El filtro anaerobio es una columna rellena de diversos tiposde medios sólidos que se utiliza para el tratamiento de la materia orgánicacarbonosa contenida en el agua residual. El agua a tratar fluye en sentidoascendente, entrando en contacto con el medio sobre el que se desarrollan yfijan las bacterias anaerobias. Dado que las bacterias están adheridas al medioy no son arrastradas por el efluente, se pueden obtener tiempos medios deretención celular del orden de los cien días. En consecuencia, es posibleconseguir grandes valores de O con bajos tiempos de detención hidráulica.De este modo, el filtro anaerobio se puede emplear para el tratamiento deresiduos de baja concentración a temperatura ambiente.

En el proceso de lecho expandido el agua residual atratar se bombea a través de un lecho de material adecuado (p.e. arena, carbón,conglomerado expandido) en el que se ha desarrollado un cultivo biológico. Elefluente se recircula para diluir el agua entrante y para mantener un caudaladecuado que asegure que el medio se halle expandido. Se han llegado a emplearconcentraciones de biomasa superiores a 15.000-40.000 mg/l. Debido a las altasconcentraciones de biomasa que se pueden conseguir, el proceso de lechoexpandido también se puede emplear para el tratamiento de aguas residualesmunicipales, con tiempos de detención hidráulica muy pequeños. En eltratamiento de este tipo de residuos, la presencia de sulfatos puede producir lageneración de sulfuro de hidrógeno, para cuya captura en la fase de soluciónse han desarrollado diferentes métodos. Se supone que el uso de este y otrosprocesos anaerobios de cultivo fijo aumentará con el tiempo, especialmentedebido a que la cantidad de fango producido es considerablemente inferior a laque se produce en los procesos aerobios. La recuperación del metano, un gas útil,es otra de las ventajas importantes de los procesos anaerobios.

La eliminación de los nutrientes del agua residual se hacenecesaria cada vez con mayor frecuencia, ya que puede ser necesario controlar elvertido de nitrógeno o de fósforo debido a su potencial impacto sobre lacalidad de las aguas receptoras [41]. Las opciones de eliminación de nutrientesque cabe considerar son las siguientes:

Autor:

Hernan Escobar