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MANUAL DEL USUARIO
MV PTAR V1.1
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EXENCIÓN DE RESPONSABILIDADES
El software MV PTAR 1.1 está diseñado con el fin de ayudar al
proceso preliminar de calculo y diseño en los procesos de
tratamiento de aguas residuales en pequeñas comunidades. Aunque se
ha realizado un esfuerzo para asegurar que los resultados
obtenidos con el programa MV PTAR V 1.1 sean correctos, estos
deberan ser valorados adecuadamente por un profesional de la
Ingenieria Sanitaria comparando los resultados optenidos con otro
metodos de calculo. Por consiguiente, el autor y Biorremediación
Ambiental Ingenieria (BRAIN-Venezuela) no se responsabilizan ni
asumen obligacion alguna en relacion con los resultados obtenidos
con el programa o el uso que se haga del mismo, ni tampoco por los
perjuicios o litigios que pudieran derivarse del uso de este
programa con cualquier fin.
Este programa no viene con GARANTÍA ALGUNA. Es un software
gratuito y usted puede redistribuirlo bajo ciertas condiciones que
se especifican a continuación.
SIN GARANTÍAS SIGNIFICA:
DEBIDO A QUE EL PROGRAMA ES GRATUITO, NO TIENE GARANTÍAS, HASTA
DONDE LA LEY CORRESPONDIENTE LO PERMITE, SALVO QUE SE ESPECIFIQUE
LO CONTRARIO POR ESCRITO. EL PROGRAMA SE OFRECE "COMO ES" SIN
GARANTÍA NI ASISTENCIA TECNICA DE NINGÚN TIPO, YA SEA EXPRESA O
IMPLÍCITA, INCLUYENDO, PERO SIN LIMITARSE A, LAS GARANTÍAS
IMPLÍCITAS DE COMERCIABILIDAD Y ADECUACIÓN PARA UN FIN PARTICULAR.
USTED CORRE CON TODO EL RIESGO EN RELACIÓN CON LA CALIDAD Y EL
FUNCIONAMIENTO DEL PROGRAMA. EN CASO DE QUE EL PROGRAMA PRESENTE
ALGÚN DEFECTO, USTED ASUME EL COSTO DE TODOS LOS SERVICIOS DE
MANTENIMENTO, REPARACIONES O CORRECCIONES NECESARIOS.
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LA PARTE QUE REDISTRIBUYA EL PROGRAMA DE CONFORMIDAD CON LO
PERMITIDO SEGÚN LO ANTES EXPUESTO NO SERÁ RESPONSABLE EN NINGÚN
CASO, EXCEPTO QUE ASÍ LO EXIJA LA LEY CORRESPONDIENTE O QUE SEA
ACUERDADO POR ESCRITO, DE LOS DAÑOS QUE USTED OCASIONARA,
INCLUYENDO TODO DAÑO GENERAL, ESPECIAL, FORTUITO O IMPREVISTO, QUE
SURJA DEL USO O INCAPACIDAD DE USAR EL PROGRAMA (INCLUYENDO PERO
SIN LIMITARSE A LA PÉRDIDA DE DATOS O GENERACIÓN DE DATOS
INCORRECTOS, PÉRDIDAS SUFRIDAS POR USTED O POR TERCEROS, O
IMPOSIBILIDAD DE USAR EL PROGRAMA CON CUALQUIER OTRO PROGRAMA),
AÚN CUANDO DICHA PERSONA EN POSESIÓN DEL PROGRAMA O UN TERCERO
HAYAN SIDO INFORMADOS SOBRE LA POSIBILIDAD DE TALES DAÑOS.
TÉRMINOS Y CONDICIONES PARA SU COPIA Y DISTRIBUCIÓN
Usted puede copiar y distribuir copias exactas del software MV
PTAR 1.1 al recibirlo, en cualquier medio, siempre que publique de
manera manifiesta y adecuada en cada copia una exclusión de
garantías apropiada y referencia clara del autor del programa;
mantenga intactos todos los avisos que se refieren a esta Exención
de Responsabilidades y a la ausencia de toda garantía; y entregue
a todo aquel que reciba el software MV PTAR 1.1 una copia de esta
Exención de Responsabilidades junto con el software.
Cada vez que redistribuya el Programa, quien lo reciba
automáticamente recibe una exención de responsabilidades del
original para copiar o distribuir el Programa sujeto a estos
términos y condiciones. Usted no puede imponer ninguna otra
restricción sobre el ejercicio de los derechos que por la presente
se establecen a quien reciba el programa. Usted no es responsable
del cumplimiento de esta Exención de Responsabilidades por parte
de terceros.
Ing. Mauricio J. Victoria N.
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INDICE GENERAL
1. CONFIGURACION INICIAL 55
2. PARA INICIAR 66
2.1 UASB+FAFA 77
2.1.1 Aguas Residuales 77
2.1.2 Aguas residuales domésticas (ARD) 88
2.1.3 Composición, características fisicoquímicas y biológicas del agua residual
88
2.1.4 Estimacion del Caudal de Agua Residual 88
2.1.5 Procesos de Tratamiento del ARD 99
2.1.6 Tratamiento aerobio 1111
2.1.7 Sistemas convencionales de tratamiento anaerobio 1111
2.1.8 Tanque Séptico 1122
2.1.9 Tanque Imhoff 1133
2.1.10 Lagunas anaerobias 1133
2.1.11 Tratamiento anaerobio 1144
2.1.12 Mecanismo de la digestión anaerobia 1166
2.1.13 Factores que influyen en el tratamiento anaerobio de aguas residuales 1188
2.1.14 Tratamiento aerobio versus tratamiento anaerobio 2200
2.1.15 Procesos de alta tasa 2222
2.1.16 Filtro anaerobio 2233
2.1.17 Reactores de lecho fluidizado o lecho expandido 2244
2.1.18 Reactor UASB 2266
2.1.19 Dimensionamiento de los reactores UASB 3300
2.1.20 Forma y Tamaño del reactor UASB 3300
2.1.21 Cálculo del volumen del reactor 3311
2.1.22 Cálculo de la altura del reactor 3322
2.1.23 Diseño del separador Gas Sólido Líquido - GSL 3344
2.1.24 Dispositivos de distribución del afluente y colecta del efluente 3366
2.1.25 Otros dispositivos 3377
2.1.26 Productos secundarios 3388
2.1.27 Balance de masa en un reactor UASB 3388
2.1.28 Volumen del Sedimentador (Vs) 4411
2.1.29 Filtros anaerobios 4422
2.1.29.1 Tiempo de retención hidráulica 4422
2.1.29.2 Medio de soporte 4433
2.1.29.3 Metologia de Calculo Filtros anaerobios 4433
2.1.29.4 Tiempo de retención hidráulica 4444
2.2 ARRANQUE 4455
2.2.1 Puesta en marcha de un reactor UASB 4455
2.2.2 Consideraciones importantes con respecto al arranque de reactores UASB4488
2.2.3 Inoculación del reactor UASB 4488
2.3 TABLAS DE CALCULO 5500
2.4 PROCESO 5500
2.5 VOL.REACTORES 5511
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1. CONFIGURACION INICIAL
Para que el software funcione correctamente, y no presente
problemas en su funcionamiento, debe verificar la configuración
regional y de idioma del equipo, esta opción la encuentra en el
Panel de Control.
Debe colocar como separador de decimales “El Punto” Y separador de
miles “la Coma”.
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2. PARA INICIAR
MV PTAR V 1.1 tiene cinco (5) hojas UASB+FAFA, ARRANQUE, TABLAS DE
CALCULO, PROCESO y VOL. REACTORES a continuacion se hara una
descripcion detallada de cada una de ellas y de su utilidad.
Símbolo decimal: “El
Punto”
Separador de miles: “la
Coma”
Separador de listas: “El
Punto”
Luego presione
Aceptar...
y listo!!!!!
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2.1 UASB+FAFA
En esta hoja encontrara herramientas de calculo que permitiran el
diseño completo de cada una de los procesos unitarios de
tratamiento.
El diseño resultante y los parametros de entrada se rigen por el
Reglamento Técnico de Agua Potable y Saneamiento Básico -RAS 2000-
el cual tiene por objeto señalar los requisitos técnicos que deben
cumplir las obras y procedimientos propios del Sector de Agua
Potable y Saneamiento Básico y sus actividades complementarias,
señaladas en el artículo 14, numerales 14.19, 14.22, 14.23 y 14.24
de la Ley 142 de 1994.
2.1.1 Aguas Residuales
Las aguas residuales crudas son las aguas procedentes de usos
domésticos, comerciales, agropecuarios y de procesos industriales,
o una combinación de ellas, sin tratamiento posterior a su uso
(MDSMA, 1995).
Los diversos tipos de aguas residuales reciben nombres
descriptivos según su procedencia, siendo una de sus
características típicas la presencia de sustancias consumidoras de
oxígeno en comparación con el agua.
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2.1.2 Aguas residuales domésticas (ARD)
En la práctica no existe una clara distinción entre las ARD y las
aguas residuales municipales, aunque últimamente incluye una
cantidad desconocida de agua residual industrial. En algunas
ciudades, el componente industrial excede el 50 % (Alaerts, 1995).
2.1.3 Composición, características fisicoquímicas y biológicas del
agua residual
Según van Haandel y Lettinga (1994) los constituyentes más
importantes de los residuos líquidos confieren al agua residual
propiedades físicas, químicas o biológicas indeseables. La
composición y la concentración de estos constituyentes dependerá
hasta cierto punto de las costumbres socio-económicas de la
población contribuyente. Según Alaerts (1995), la composición del
agua residual está determinada por el caudal y por su fuente.
Las aguas residuales consisten básicamente en: agua, sólidos
disueltos y sólidos en suspensión. Los sólidos son la fracción más
pequeña (representan menos del 0.1 % en peso), pero representa el
mayor problema a nivel del tratamiento. El agua provee sólo el
volumen y el transporte de los sólidos (Sterling, 1987a).
2.1.4 Estimacion del Caudal de Agua Residual
El caudal es uno de los parámetros importantes a ser medidos del
agua residual. Los diferentes tipos de medición de caudal
desarrollados tienen tres criterios básicos que determinan su
operatividad: área, velocidad y características del equipo (WPCF,
1990). Los dos tipos básicos para la medición de caudal son los
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canales abiertos y las tuberías cerradas. Para lograr buenas
mediciones, ambos tipos requieren ciertas condiciones libres de
obstrucciones y cambios bruscos en tamaño y dirección. Las
obstrucciones y los cambios bruscos producen perfiles de velocidad
distorsionados que llevan a imprecisiones.
2.1.5 Procesos de Tratamiento del ARD
Reviste mayor importancia, desde el punto de vista del saneamiento
ambiental, la necesidad del tratamiento de las aguas residuales
generadas por las distintas actividades de una población o ciudad,
ya que a partir de las mismas, se realizará la recarga de los
acuíferos. Además el vertimiento de estas aguas residuales,
dependiendo del grado de descarga, ocasiona problemas de
contaminación en el suelo, las aguas subterráneas y el aire.
El objetivo principal del tratamiento de las aguas residuales es
corregir sus características indeseables, de tal manera que su uso
o disposición final pueda ocurrir de acuerdo con las reglas y
criterios definidos por las autoridades legislativas. Los
tratamientos incluirán la reducción de la concentración de por lo
menos uno de los cinco constituyentes más importantes del agua
residual (DSENY, 1995):
Sólidos en suspensión.
Material orgánico (biodegradable).
Nutrientes (principalmente nitrógeno y fósforo).
Organismos patógenos.
Metales pesados.
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Los diferentes tipos de tratamientos de las aguas residuales se
han desarrollado en forma sencilla y general hacia dos propósitos:
1) La captación o separación de los sólidos de acuerdo a su
sedimentabilidad. 2) La estabilización biológica de los sólidos
restantes. La magnitud de estos propósitos dependerá del tipo de
tratamiento empleado (Sterling, 1987a).
Actualmente existe una gran variedad de sistemas para el
tratamiento de aguas residuales sin embargo, estos deberían ser
seleccionados sobre la base del contexto local específico donde
serán aplicados (Boller, 1997). De manera general, se puede
afirmar que en los países desarrollados el número de alternativas
factibles puede estar limitado debido a una regulación ambiental
más estricta. De otro lado en los países en desarrollo el número
de opciones puede ser más alto debido a la existencia de diversos
estándares de calidad (Peña, 1998). Von Sperling (1995, citado por
Peña, 1998) argumenta que todos estos factores son críticos al
seleccionar preliminarmente los sistemas más adecuados para un
contexto particular.
Según Souza (1982, 1997), la selección de tecnologías para la
recolección y tratamiento de las aguas residuales deberá
considerar, cada vez en mayor medida, alternativas que incluyan el
reuso de agua. Existen trabajos muy importantes donde se resalta
el hecho de adoptar una adecuada metodología para la selección del
tratamiento de agua residual, tal como los presentados por
Veenstra et. al. (1998) y Madera et. al., (1998).
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2.1.6 Tratamiento aerobio
El proceso aerobio se caracteriza porque la descomposición de la
M.O se lleva a cabo en una masa de agua que contiene OD. En este
proceso participan bacterias aerobias o facultativas. El
desdoblamiento de la MO es realizado, a través de procesos
bioquímicos con la intervención de enzimas producidas por las
bacterias en sus procesos vitales (Moscoso & León, 1996).
Las comunidades microbianas aerobias tienen muchas ventajas
específicas: tienen potenciales de energía libre altos,
permitiendo que se operen una variedad de mecanismos bioquímicos
paralelos. Estas comunidades son capaces de trabajar con bajos
niveles de sustrato, condiciones medio ambientales variables y una
multitud de químicos diferentes en el afluente (Vochten et. al.,
1988).
Al momento de considerar una tecnología aerobia, se deben
considerar los altos costos de inversión y mantenimiento,
generalmente elevados para el nivel económico de los países en
desarrollo.
2.1.7 Sistemas convencionales de tratamiento anaerobio
La baja eficiencia de remoción de los primeros sistemas de
tratamiento anaerobio: “tanque séptico”, “tanque Imhoff”, debe ser
atribuida a una falla fundamental: existe muy poco o ningún
contacto entre la masa bacteriana anaerobia del sistema y el
material no sedimentable del afluente. Por esa razón, mucho del
material disuelto o hidrolizado no puede ser metabolizado y acaba
siendo descargado del sistema de tratamiento con el efluente. En
estos diseños, la importancia del contacto entre el lodo y el
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material orgánico no fue reconocida y el bajo desempeño de los
sistemas anaerobios era atribuido a una inferioridad intrínseca
con relación a los sistemas aerobios; sin embargo, un sistema de
tratamiento anaerobio de aguas residuales puede tener una alta
eficiencia en la remoción de MO, aún con muy poco tiempo de
residencia (van Haandel y Lettinga, 1994).
Tal como lo señala Lettinga (1995, citado por Peña, 1998), el
tratamiento anaerobio debería ser el método principal de
depuración dados sus beneficios y enormes potenciales. Aunque los
sistemas convencionales de tratamiento aerobio alcanzan excelentes
eficiencias, ellos no reúnen los criterios necesarios para la
sostenibilidad de las inversiones en escenarios de recursos de
capital y mano de obra calificada escasos.
2.1.8 Tanque Séptico
Los tanques de esta clase poseen una serie de fallas, tanto como
unidades de sedimentación como de digestión, principalmente
porque la septicidad no se puede confinar únicamente a los lodos.
Las aguas efluentes son privadas de su frescura y los sólidos
levantados por el gas forman una nata o costra desagradable en la
que la digestión es lenta y rara vez completa. Están orientados
hacia la producción de: 1) un lodo incoloro granular que se
acumula en el tanque y que se debe remover a intervalos regulares,
generalmente al subsuelo por enterramiento, y 2) de un efluente
séptico que, en general, se evacúa por transminación al suelo
desde los sistemas de irrigación subsuperficial (Fair et. al.,
1992).
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2.1.9 Tanque Imhoff
El proceso de eliminación de sólidos sedimentables y de digestión
anaerobia de los mismos, en un tanque Imhoff, es similar al
proceso que se produce en una fosa séptica. Los sólidos pasan a
través de una abertura situada en la parte inferior de la cámara
de sedimentación al compartimento inferior para su digestión sin
calentamiento. La acumulación de espumas se produce en la cámara
de sedimentación. Los gases producidos durante la digestión en el
compartimento inferior escapan a través del sistema de venteo.
La propia configuración de la abertura que comunica ambas cámaras
en la parte inferior de la cámara de sedimentación impide el paso
a la misma de los gases generados en la digestión y de las
partículas de fango que ascienden por boyancia desde la capa de
fango depositada en el fondo debido a la presencia de gases
(Metcalf & Eddy, 1995).
2.1.10 Lagunas anaerobias
No son fundamentalmente diferentes de un tanque séptico,
teniéndose lodo en el fondo de la laguna. Generalmente son mucho
mayores que un tanque séptico y normalmente no están cubiertas.
Son usadas ampliamente para el tratamiento de aguas residuales
normalmente como un paso preliminar en lagunas de estabilización
en serie. El tiempo de retención en lagunas anaerobias es más
largo (2 a 5 días) que el del tratamiento primario y por tanto la
eficiencia de remoción de la DBO más elevada (van Haandel y
Lettinga, 1994).
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2.1.11 Tratamiento anaerobio
Según Lettinga et. al. (1989), el tratamiento anaerobio es una
tecnología relativamente nueva, que ofrece muchas posibilidades:
Lograr una protección efectiva del medio ambiente a bajo
costo.
Para países en desarrollo se hace accesible (importación no
costosa de equipos).
Para recuperar/preservar recursos y estimular la producción
agrícola.
Tres rangos definidos de temperatura pueden ser distinguidos en el
tratamiento anaerobio (Lettinga, 1980, Lettinga et. al., 1995):
Una digestión fría (psicrofílica), entre los 0ºC y 20ºC.
Una digestión mesófilica, entre 20ºC y 42ºC.
Una termofílica, por encima de los 42ºC hasta los 75ºC.
Los límites de estos rangos están definidos por la temperatura a
la cual la velocidad de decaimiento de la bacteria empieza a
exceder la velocidad de crecimiento. Si se tiene un agua residual
normal, el tratamiento termofílico podría consumir demasiada
energía y el psicrofílico podría consumir mucho espacio (Lettinga
et. al., 1995).
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El tratamiento anaerobio necesita integración y un plan de
tratamiento global, porque para lograr una completa remoción y
recuperación/reuso de los constituyentes del agua residual,
también otros sistemas de tratamiento (por ejemplo aerobios y/o
fisico-químicos) son requeridos (Lettinga et. al., 1989).
Según van Haandel y Lettinga (1994), un sistema de tratamiento
anaerobio tenderá a desarrollar una población bacteriana
compatible con la naturaleza del MO y de las cargas hidráulicas y
orgánicas. En un sistema de tratamiento “maduro” (que tiene una
población compatible con el material orgánico del afluente) son
importantes para la eficiencia de remoción del material orgánico
biodegradable los siguientes factores:
La naturaleza del material orgánico a ser digerido.
La existencia de factores ambientales adecuados para la
digestión anaerobia.
Tamaño de la población bacteriana (eficiencia de retención de
lodo en el sistema).
Intensidad de contacto entre MO afluente y población
bacteriana.
Tiempo de permanencia del agua residual en el sistema.
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2.1.12 Mecanismo de la digestión anaerobia
Las bacterias presentes en el agua están sometidas a diversos
tipos de degradación (en términos de utilización de oxígeno). Todo
tipo de bacteria presente en las aguas residuales necesita oxígeno
para su respiración y alimento, estas pueden ser aerobias,
anaerobias o facultativas (Sterling, 1987a).
La transformación de las macromoléculas orgánicas complejas
requiere de la mediación de varios grupos diferentes de
microorganismos.
Material orgánico en suspensiónMaterial orgánico en suspensión
proteínas, carbohidratos, lípidosproteínas, carbohidratos, lípidos
Aminoácidos, azúcares Acidos grasos
Productos intermedios
propionato, butirato, etc
Acetato Hidrógeno
Metano
HIDROLISISHIDROLISIS
ACIDOGENESISACIDOGENESIS
ACETOGENESISACETOGENESIS
METANOGENESISMETANOGENESIS
2140
39
34
5
20
66
11
34
23
35 128
20
11
7030
100% DQO
Se puede decir que la digestión anaerobia tiene lugar en tres
etapas generales (Orozco, 1989):
Primeramente los componentes de alto peso molecular, tales como
las proteínas y los polisacáridos, son degradados en sustancias
solubles de bajo peso molecular tales como aminoácidos y azúcares,
esta etapa es a veces llamada “fase de licuefacción”.
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Seguidamente, los nutrientes orgánicos son convertidos en ácidos
menos grasos en una fase de “fermentación ácida”, la cual baja el
pH del sistema.
Finalmente, en la fase de “fermentación de metano” o
“metanogénica”, los ácidos orgánicos son convertidos en metano,
dióxido de carbono y una pequeña cantidad de hidrógeno.
Para la digestión anaerobia de proteínas, carbohidratos y lípidos,
se distinguen cuatro etapas diferentes (Anexo I) en el proceso
global de conversión (van Haandel y Lettinga, 1994):
Hidrólisis: El proceso requiere la participación de las llamadas
exoenzimas que son excretadas por las bacterias fermentativas y
permiten el desdoblamiento de la MO.
Acidogénesis: Los compuestos disueltos, generados en el proceso de
hidrólisis, son absorbidos en las células de las bacterias
fermentativas y después por las acidogénicas, excretados como
sustancias orgánicas simples como ácidos grasos volátiles,
alcoholes, ácido láctico y compuestos minerales como CO2, H2, NH3,
H2S, etc.
Acetogénesis: En esta etapa, dependiendo del estado de oxidación
del material orgánico a ser digerido, la formación del ácido
acético puede ser acompañada por el surguimiento de CO2 o H2.
Metanogénesis: En general es el paso que limita la velocidad del
proceso de digestión. El metano es producido por las bacterias
acetotróficas a partir de la reducción del ácido acético o por las
bacterias hidrogenotróficas a partir de la reducción del CO2.
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Las bacterias que producen metano a partir del hidrógeno crecen
más rápidamente que aquellas que usan ácido acético, de modo que
las metanogénicas acetotróficas generalmente limitan la tasa de
transformación del MO complejo presente en el agua residual en
biogas. Por conveniencia muchas veces los tres primeros procesos
son llamados “fermentación ácida”, que se completan con la
“fermentación metanogénica”.
La producción de metano depende principalmente del estado de
oxidación del carbono en la MO. Si la composición del sustrato es
conocida y es completamente convertido a CH4 y CO2 (y NH3 en el
caso que el sustrato contenga nitrógeno), la producción teórica de
metano puede ser calculada de acuerdo a la siguiente ecuación
(Lettinga y Hulshoff, 1995b):
CnH4ObNd + (N - a/4 - b/2 + 3d/4) (n/2 + a/8 - b/4 -
3d/8) CH4 + (n/2 - a/8 + b/4 + 3d/8) CO2 + d NH3
Generalmente el biogas obtenido contiene mucho menos CO2 que el
calculado con la ecuación anterior, debido a la alta solubilidad
del CO2 en el agua.
2.1.13 Factores que influyen en el tratamiento anaerobio de aguas
residuales
El curso del proceso de digestión anaerobia, es afectado
fuertemente por un número de factores ambientales. Para la
aplicación óptima del proceso de tratamiento anaerobio de las
aguas residuales, es de mucha importancia tener conocimiento
suficiente sobre el efecto de estos factores (Lettinga et. al.,
1995):
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Temperatura: Un importante aspecto de la temperatura en los
sistemas anaerobios, es que el decaimiento de la bacteria
anaerobia a temperaturas menores a 15ºC es muy bajo. Esto
significa que el lodo anaerobio puede ser preservado por largos
períodos de tiempo, sin que pierda mucho su actividad, haciendo
que el tratamiento anaerobio sea muy atractivo para aguas
residuales que se descargan discontinuamente.
pH: La producción de metano se desarrolla óptimamente a un valor
de pH entre 6.5 a 7.5. Valores exactos para el rango de pH no
pueden ser dados ya que en algunos casos la digestión del metano
se desarrollará más allá de este rango.
Capacidad buffer: El contenido del reactor debe tener suficiente
capacidad buffer para neutralizar una eventual acumulación de
ácidos grasos volátiles y por supuesto la mezcla debe ser adecuada
para evitar zonas ácidas dentro del reactor.
Nutrientes: El tratamiento biológico anaerobio de las aguas
residuales es desarrollado por bacterias, las cuales deben crecer
durante el tratamiento, de otra forma serían lavados fuera del
sistema. Por esta razón el agua residual debe contener un número
de compuestos a partir de los cuales la bacteria pueda sintetizar
sus constituyentes celulares.
Toxicidad en la digestión anaerobia: Por encima de una cierta
concentración cualquier componente puede ser inhibitorio, aún los
ingredientes (substratos) para los organismos. Sin embargo en un
rango de concentración baja muchos de estos compuestos naturales
pueden estimular el metabolismo de las bacterias.
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Para van Haandel y Lettinga (1994), la temperatura es el factor
ambiental de mayor importancia en la digestión anaerobia de aguas
residuales.
2.1.14 Tratamiento aerobio versus tratamiento anaerobio
A diferencia de los sistemas de tratamiento aerobio, las cargas de
los reactores anaerobios no están limitadas por el suministro de
ningún reactivo. Entre más lodo esté siendo retenido en el reactor
bajo condiciones operacionales, más altas son las cargas
potenciales del sistema, siempre y cuando un tiempo de contacto
suficiente entre el lodo y el agua residual pueda ser mantenido
(Lettinga et. al., 1989).
El objetivo del tratamiento de las aguas residuales es la
prevención de la contaminación ambiental. Este fin debe ser
logrado con sistemas confiables y con los costos más bajos
posibles. Existe un número de razones para emplear sistemas de
tratamiento anaerobio de aguas residuales, entre otras (Hulshoff y
Lettinga, 1984):
Con respecto al tratamiento de aguas residuales de mediana a alta
concentración (DQO> 1500 mg/l) el uso del tratamiento anaerobio es
significativamente más barato que el tratamiento aerobio. La
situación con respecto a desechos de baja concentración, como
desechos domésticos, depende mucho de la temperatura del agua, a
temperaturas bajo 12ºC la actividad metanogénica puede hacerse tan
baja que hace el tratamiento anaerobio competitivo con el
tratamiento aerobio para aplicaciones a gran escala.
Se produce energía, esto es especialmente interesante con el
tratamiento de desechos altamente concentrados.
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Se requiere menos área para la planta anaerobia en comparación con
la unidad de tratamiento aerobio. Importante argumento para la
aplicación en zonas urbanas.
La tecnología del tratamiento anaerobio es relativamente de bajo
costo en términos de equipos.
Los procesos anaerobios presentan las ventajas de no requerir
equipos para la aireación, tener limitada producción de lodos de
desecho y producir metano.
TRATAMIENTO AEROBIO VERSUS TRATAMIENTO ANAEROBIO
Aerobio Anaerobio
C6H12O6 + 6 O2 6 CO2 + 6 H2O
Gº = -2840 Kj/mol gluc
Mayor eficiencia de remoción.
Operatividad comprobada.
50% de C es convertido en CO2, 40-50% es
incorporado dentro de la masa microbiana.
60% de la energía es almacenada en la
nueva biomasa, 40% es perdido como calor.
Ingreso de elevada energía para
aireación.
Limitación de cargas orgánicas.
Se requiere adición de nutrientes.
Requerimiento de grandes áreas.
Sensible a economía de escala.
Periodos de arranque cortos.
Tecnología establecida.
C6H12O6 3 CO2 + 3 CH4
Gº = -393 Kj/mol gluc
Menor producción de lodos.
Menores costos de operación.
95% de C es convertido en biogas; 5% es
transformado en biomasa microbiana.
90% de la energía es retenida como CH4,
3-5% es perdido como calor, 5-7% es
almacenada en la biomasa.
No requiere de energía.
Acepta altas cargas orgánicas.
Degrada compuestos policlorados.
Requerimiento bajo de nutrientes.
Se requiere pequeña área superficial.
Largos periodos de arranque.
Recientemente establecida, todavía bajo
desarrollo para aplicaciones específicas.
Aunque los sistemas anaerobios de tratamiento de aguas residuales
son conocidos desde el siglo pasado, fueron considerados
ineficientes y lentos para la necesidad de tratamiento de los
crecientes volúmenes de aguas residuales, especialmente en áreas
industriales y densamente pobladas. Sin embargo recientes
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desarrollos han demostrado que los procesos anaerobios son una
alternativa económicamente atractiva para el tratamiento de
diferentes tipos de ARI y ARD en zonas semi-tropicales y
tropicales (van Haandel y Lettinga, 1994).
BENEFICIOS Y LIMITACIONES DEL TRATAMIENTO ANAEROBIO
Beneficios Limitaciones
Baja producción de exceso de lodo
(estable).
Bajo requerimiento de nutrientes.
Sin requerimiento de energía para
aereación.
Producción de metano.
El proceso puede manejar frecuentemente
altas cargas de alimentación.
El lodo anaerobio puede ser preservado
(inactivo) por muchos meses sin serios
deterioros.
Compuestos valiosos, como el amonio, son
conservados, lo que en casos específicos
puede representar un beneficio (si la
irrigación puede ser aplicada).
Las bacterias anaerobias (particularmente
las metanogénicas) son muy suceptibles de
inhibición por un gran número de
compuestos.
Si no se cuenta con lodo adaptado, el
proceso de puesta en marcha es
relativamente lento.
La digestión anaerobia normalmente
requiere de un adecuado post-tratamiento
para la remoción de la DBO remanente,
amonio y compuestos de mal olor.
Existe poca experiencia práctica, sin
embargo la situación a este respecto está
cambiando rápidamente.
2.1.15 Procesos de alta tasa
Los sistemas modernos de tratamiento anaerobio, también llamados
sistemas de segunda generación, tienen algún mecanismo de
retención de lodo que permiten la retención de una gran masa de
lodo, lo que lo distingue de los sistemas clásicos. La retención
de lodo es tan importante que los sistemas modernos son
generalmente clasificados según el mecanismo que permite la
retención.
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Existen básicamente dos mecanismos para retención de lodos en los
sistemas de tratamiento de alta tasa (van Haandel y Lettinga,
1994):
Inmovilización de lodo a través de adherencia a un material inerte
de soporte. En esta categoría están: Filtro Anaerobio de Flujo
Ascendente o Descendente y Reactor de Lecho Fluidizado o
Expandido.
Separación sólido-líquido del afluente con retorno de los sólidos
separados al reactor. En esta categoría están los procesos de
contacto con un decantador externo o el reactor UASB con un
decantador interno. Casos especiales son: 1) cuando el reactor
anaerobio también es decantador, es decir cuando no hay un
dispositivo especial de separación de las zonas de digestión y
decantación y 2) cuando los flocs de los lodos también funcionan
como los gránulos de un lecho expandido o llamado lecho de lodo
granulado expandido.
2.1.16 Filtro anaerobio
Históricamente es importante porque fue el primer tratamiento
anaerobio que demostró la viabilidad técnica de aplicar cargas
elevadas (10 a 20 Kg/m3.d). Entre las desventajas del filtro
anaerobio se tienen: 1) alto costo del cuerpo filtrante y 2)
problemas operacionales, ocurren obstrucciones, principalmente
cuando el agua residual tiene una concentración elevada de sólidos
en suspensión.
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2.1.17 Reactores de lecho fluidizado o lecho expandido
Tiene un medio granular que es mantenido en suspensión, como
resultado de la resistencia friccional del flujo ascendente del
agua residual. El medio granular usado inicialmente era arena, más
tarde se demostró que los medios con una resistencia más baja
(antracita, plásticos de alta densidad) son más adecuados, porque
permiten una reducción en la velocidad del líquido, disminuyéndose
así los costos de bombeo. El reactor de lecho expandido es similar
al de lecho fluidizado, pero la velocidad del líquido en el
primero es insuficiente para provocar la fluidización del lecho
granular, el lecho se expande de 10 a 20%.
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Filtro anaerobio
ascendente
Filtro anaerobio
descendente
Efluente
Afluente
Medio
filtrante
Biogas
Lecho
fluidizado
Lecho
expandido
B
Efluente
Biogas
Afluente
Mezcla
completa
Biogas
Efluente
Afluente
Decantador
Reactor anaerobio de flujo
ascendente y manto de lodos
UASB
Proceso de
contacto
B
Efluente
Biogas
Afluente
Reactor anaerobio
de lecho fluidizado
Biogas
Efluente
Afluente
Biogas
Efluente
Afluente
Cobertura
de
plástico
Biogas
Efluente
Afluente
Manto de
lodo
B
Lecho de lodo
granular expandido
Biogas
Efluente
Afluente
Recirculación
(opcional)
Medio
filtrante
B
Manto de lodo
Manto de
lodo
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Si se considera una eficiencia definida y se compara varios tipos
de tratamiento en función del tiempo de permanencia se obtiene la
Figura siguiente:
Temperatura > 20ºC
30
0
50
70
80
90
1 2 5 10 20 50 100
Lecho fluidizado o expandido
UASB
Filtro anaerobio
Reactor anaerobio de lecho fluido
Laguna anaerobia
(Eficiencia de remoción de DBO)
Efic
ienc
ia d
e re
moc
ión
de D
QO
(%)
Tiempo de permanencia (h)
2.1.18 Reactor UASB
El reactor UASB fue desarrollado en la década de los 70 por el
Prof. Lettinga y su equipo de la Universidad Agrícola de
Wageningen – Holanda. Es el sistema más usado de tratamiento de
aguas residuales de alta tasa. Varias unidades en escala real
están ubicadas en diferentes países, operando en regiones
tropicales y subtropicales; sin embargo, pocos estudios se han
realizado en regiones con clima templado (van Haandel y Lettinga,
1994).
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El líquido continua ascendiendo y pasa por las aberturas que
existen en el separador GSL. Debido a la forma del separador, el
área disponible para la ascensión aumenta a medida que el líquido
se aproxima a la superficie del agua, por tanto su velocidad
tiende a disminuir. De ese modo los flocs de lodo que son
arrastrados y pasan por las aberturas del separador encuentran una
zona tranquila. En esa zona es posible que la velocidad de
sedimentación de una partícula se torne mayor que la velocidad de
arrastre del líquido a una determinada altura.
Compartimiento de sedimentación
Afluente Afluente
1
2
5
3
4
6
7
G G
8
3
4
6
7
1 Manto de lodos
2 Fase líquido - gas
Colector de gas
Deflector para el gas
5 Sistema de alimentación
Salida del efluente
Recolección del biogas8
Cuando se acumula una cantidad suficientemente grande de sólidos
el peso aparente de ellos se tornará mayor que la fuerza de
adherencia, de modo que estos se deslizarán, entrando nuevamente
en la zona de digestión en la parte inferior del reactor. De esta
manera la presencia de una zona de sedimentación encima del
separador GSL resulta en la retención de lodos, permitiendo la
presencia de una gran masa en la zona de digestión, en tanto que
se descarga un efluente libre de sólidos sedimentables.
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Las burbujas de biogas que se forman en la zona de digestión,
suben a la fase líquida donde encuentran una interface líquido-
gas, presente debajo del separador GSL. En esta interface las
burbujas se desprenden, formando una fase gaseosa. Los flocs de
lodos eventualmente adheridos a las burbujas, pueden subir hasta
la interface pero al desprenderse del gas caen para ser parte
nuevamente del manto de lodos en la zona de digestión. Las
burbujas de gas que se forman debajo del separador precisan ser
desviadas para evitar que pasen por las mismas aberturas, creando
turbulencia en la zona de sedimentación. Por tanto se utilizan
obstáculos que funcionan como deflectores de gas debajo de las
aberturas.
La retención de lodo en reactores anaerobios de alta tasa se basa
en (Lettinga et. al. 1989):
Entrampamiento del lodo bacterial, en los intersticios entre el
material de soporte presente en el reactor y las bacterias unidas
a las superficies externas de material de empaque. El “Filtro
Anaerobio de Flujo Ascendente” está basado en estas ideas.
Inmovilización bacterial por un mecanismo de unión, a un material
de soporte fijo, es decir el “Sistema Descendente de Filme Fijo
Estacionario” desarrollado por van der Berg y colaboradores o
superficies particuladas móviles tal como el “Proceso Anaerobio de
Film y Lecho Expandido” y el “Sistema de Lecho Fluido”.
Reactores de manto de lodos, tales como el UASB (Lettinga et. al.,
1974, 1979a,b, 1980, 1983, 1984, 1986; Lettinga y Hulshoff, 1986).
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Lettinga et. al. desarrollaron el reactor UASB, bajo las
siguientes ideas básicas (Lettinga y Hulshoff, 1987):
El lodo anaerobio tiene o puede tener excelentes características
de sedimentabilidad, siempre que no esté expuesto a agitación
mecánica fuerte. Por esta razón la mezcla mecánica es generalmente
omitida en reactores UASB, de ser necesario se utiliza agitación
mecánica intermitente y/o suave. El contacto suficiente requerido
entre lodo y agua residual, se logra aprovechando la agitación
ocasionada por la producción de gas.
Agregados de lodo de buena sedimentabilidad que son dispersados
bajo la influencia de la producción de biogas (el cual es
particularmente elevado a cargas altas en reactores altos), son
retenidos en el reactor por separación del biogas en un sistema
colector de gas colocado en la parte superior del reactor y son
liberados por medio de este dispositivo del reactor. Separando el
biogas en esta forma, se crea un sedimentador en la parte alta del
reactor. Las partículas de lodo pueden coalescer y sedimentarse
allí.
Agregados de lodo depositado en el compartimento de sedimentación
deben ser capaces de deslizarse dentro del compartimento de
digestión debajo del separador GSL, en contra del líquido
ascendente y a pesar de las altas turbulencias líquidas.
El manto de lodo puede ser considerado como una fase semifluida,
separada con características específicas propias y que puede
soportar elevadas fuerzas de mezcla.
El lavado de una capa espumosa en la interface líquida en el
compartimento de sedimentación se puede prevenir instalando un
bafle frente a la canaleta del efluente.
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Desarrollos recientes en la tecnología de reactores anaerobios de
alta tasa revelan que el tratamiento anaerobio es factible para
tratar aguas residuales frías y diluidas a unas tasas de carga que
exceden los 10 kg/m3 a temperaturas de 10°C y TRH de pocas horas
(Lettinga, 1995 citado por Peña, 1998).
2.1.19 Dimensionamiento de los reactores UASB
En los últimos años, de entre los sistemas de alta tasa
disponibles, el concepto del reactor UASB es el más ampliamente
aplicado. Permitiendo además el empleo del tratamiento anaerobio
bajo condiciones de temperaturas sub-óptimas mesofílicas.
Según algunos autores existen tres variables para el
dimensionamiento de reactores UASB (Lettinga et. al., 1980, 1983,
1984; Vieira, 1989a,b):
Carga orgánica volumétrica aplicada, velocidad superficial y
altura del reactor.
2.1.20 Forma y Tamaño del reactor UASB
Según van Haandel y Lettinga (1994), para ARD la carga hidráulica
y no así la carga orgánica, es el parámetro más importante en la
determinación del tamaño y forma del reactor UASB.
En cuanto a la forma geométrica del reactor, existen dos opciones:
rectangular o circular. La forma circular tiene la ventaja de una
estabilidad estructural mayor, pero la construcción del separador
GSL es más complicada que en uno rectangular. En el caso de la
forma rectangular, la sección cuadrada es la más barata (van
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Haandel, 1998). Existe una tendencia a construir reactores
pequeños circulares y reactores grandes rectangulares.
Van Haandel et. al. (1998b,c), estudiaron la relación área
superficial/profundidad en reactores UASB a escala piloto, para
iguales TRH (Anexo I) encontrando que la variación en la
eficiencia de remoción de la MO no es significativa (eficiencias
de 80% en promedio, considerando el efluente decantado).
Concluyendo que la relación de estas variables no tiene una
influencia significativa en el desempeño del reactor y en la
práctica deberá ser determinada por los costos de construcción y
las características del terreno disponible.
2.1.21 Cálculo del volumen del reactor
Según Lettinga et. al. (1989), el volumen de un reactor anaerobio
para tratar ARD no compleja (DQO< 1500 mg/l), depende de varios
factores: carga de DQO total máxima, carga superficial líquida
admisible, temperatura mínima, concentración y características del
agua residual, carga volumétrica permisible, eficiencia requerida
y nivel requerido de estabilización del lodo.
Observaciones experimentales de reactores operando en clima
tropical y subtropical indican que un TRH de 6 h es suficiente
para obtener una alta eficiencia de remoción, en muchos casos se
observa buenas eficiencias a TRH menores.
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Establecido el TRH, el volumen del reactor se calcula de (van
Haandel y Lettinga, 1994):
Vr = Qa TRH
Donde:
Vr = Volumen del reactor
Qa = Caudal medio del afluente
TRH = Tiempo de residencia hidráulico del líquido (medio)
2.1.22 Cálculo de la altura del reactor
La altura del reactor UASB está principalmente determinada por la
velocidad superficial máxima admisible aplicable (Lettinga et.
al., 1989) y se determina principalmente por razones económicas.
El costo de remoción de tierra aumenta en la medida que la altura
del reactor es mayor, sin embargo la demanda de área disminuye
cuando el reactor es más profundo. El óptimo económico depende del
precio de la tierra y de la naturaleza del suelo, generalmente se
sitúa entre 4 y 6 m (van Haandel y Lettinga, 1994).
En el caso del reactor UASB generalmente se entierra de manera que
el nivel del emisario final que conduce el agua residual se sitúe
encima de la parte superior del reactor, evitando en lo posible la
necesidad de bombeo.
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La altura del reactor tiene implicaciones sobre la eficiencia de
la remoción de MO. En primer lugar la altura determina la
velocidad ascencional de la fase líquida dentro el reactor, esta
velocidad no debe ser alta para evitar pérdida de lodo por
arrastre de las partículas sólidas y evitar turbulencia en la zona
de entrada del afluente.
La velocidad media del líquido normalmente no debe exceder el
valor de 1 m/h (van Haandel, 1998). La relación entre la velocidad
ascencional del líquido y la altura del reactor UASB puede ser
expresada como:
TRH
H
A TRH
V
A
Q v
ral
Donde:
vl = Velocidad ascendente del líquido.
A = Area superficial del reactor UASB.
H = Altura (profundidad) del reactor UASB.
Otra consideración relativa a la influencia de la altura sobre la
eficiencia de la digestión anaerobia se relaciona con la
solubilidad del CO2. De acuerdo con la Ley de Henry, la
solubilidad es proporcional a la presión parcial del CO2, que a su
vez depende de la profundidad del reactor; a mayor profundidad,
mayor presión y mayor la concentración de CO2 disuelto y por tanto
más bajo el pH (van Haandel y Lettinga, 1994).
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2.1.23 Diseño del separador Gas Sólido Líquido - GSL
Según van Haandel y Lettinga (1994), el separador GSL es el
dispositivo más característico e importante del reactor UASB.
a) Separador sumergido
Elemento separador
Interfase
Pgas = Patm + Ph
Zona de sedimentación
(20 %)
Deflector
Traslape
b) Separador con biogas sobre presión atmosférica
TurbulenciaFilm de
protección
c) Separador híbrido con abertura para mantenimiento
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35
RESUMEN DE GUÍAS TENTATIVAS PARA EL DISEÑO DEL DISPOSITIVO
SEPARADOR GSL
El ángulo de la parte baja del sedimentador (pared inclinada del colector de gas)
debe estar entre 45-60º.
El área superficial de las aberturas entre los colectores de gas debe ser de 15-
20% del área superficial del reactor.
La altura del colector de gas debe estar entre 1.5-2 metros de la altura de un
reactor de 5-7 metros.
Una interfase líquido-gas debe ser mantenida en el colector de gas para facilitar
la descarga y recolección de las burbujas de gas y para combatir la formación de
una capa espumosa.
El traslapo de los bafles instalados debajo de la apertura debe ser de 10-20 cm.
con el fin de evitar que las burbujas de gas ascendentes entren al compartimento
de sedimentación.
Generalmente los bafles de la capa espumosa deben instalarse al frente de los
vertederos del efluente.
El diámetro de los conductos de salida de gas deben ser suficientes para
garantizar la fácil remoción del biogas de la campana de recolección de gas,
particularmente en el caso de formación de espuma.
En la parte de arriba de la campana de gas, se deben instalar boquillas
rociadoras antiespumantes en el caso de tratamiento de aguas residuales con alto
contenido de espuma.
Las partículas con velocidades de sedimentación menor que la
velocidad ascencional del líquido en el punto de descarga del
efluente, en principio, no son retenidas y son descargadas junto
con el efluente, a no ser que se junten con otras partículas
debido a la adsorción o floculación en la zona de sedimentación.
Se concluye que hay dos valores importantes para la velocidad del
líquido (van Haandel y Lettinga, 1994):
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A
A v
A
Q v
A
A v
A
Q v
de
l
de
ade
ab
l
ab
aab
Donde:
vab =Velocidad ascencional del líquido entre aberturas de
elementos, separador GSL (máximo).
vl = Velocidad ascencional del líquido en la zona de digestión
(mínimo).
vde = Velocidad ascencional del líquido al nivel de descarga del
efluente.
A = Area del reactor UASB.
Aab = Area de las aberturas entre los volúmenes del separador GSL.
Ade = Area disponible al nivel de descarga del efluente.
2.1.24 Dispositivos de distribución del afluente y colecta del
efluente
El sistema de distribución de la alimentación constituye una parte
crucial del reactor UASB. Para usar la capacidad del lodo retenido
en el reactor, es importante realizar un contacto óptimo entre
lodo y agua residual, previniendo la canalización a través del
manto de lodos o evitando la formación de zonas muertas en el
reactor (Lettinga et. al., 1984).
Según Vieira (1989), dos aspectos deben ser considerados en la
concepción del sistema de alimentación: una mínima cantidad de
puntos de distribución por área y la posibilidad de verificar
obstrucciones y mantener cada punto individualmente.
Respecto al sistema de captación del efluente del proceso, van
Haandel y Lettinga (1994), indican que el objetivo principal es
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colectar uniformemente el agua residual tratada por la parte
superior del reactor UASB. Sin embargo el diseño específico
dependerá de las características particulares de cada caso.
2.1.25 Otros dispositivos
Existen dispositivos especiales que pueden ser incluidos en el
proceso de tratamiento de aguas residuales mediante reactores
UASB. A continuación se mencionan algunos de ellos:
Puntos de muestreo de lodo: Pueden ser instalados a diferentes
profundidades para la obtención de perfiles de concentración de
lodos y calidad de lodo, son importantes para conocer el desempeño
del reactor y decidir sobre la descarga de lodo de exceso (van
Haandel y Lettinga, 1994).
Dispositivo para descarga de lodo: Se debe prever en el diseño la
remoción de lodo de exceso del reactor, generalmente una buena
altura para la descarga del lodo es la mitad de la altura del
reactor, aunque es recomendable equipar otros puntos (Lettinga et.
al., 1989).
Dispositivo de recolección de gas: Este dispositivo debe remover
el biogas producido en el reactor y mantener un nivel constante de
la interfase líquido-gas. Pese a que la producción de gas no es
mucha en el tratamiento de ARD el diámetro de la tubería no debe
ser muy pequeño, porque las partículas de sólidos (espuma) con gas
pueden producir taponamientos (van Haandel y Lettinga, 1994).
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2.1.26 Productos secundarios
En el tratamiento anaerobio de ARD con un reactor UASB se producen
dos productos secundarios (Wildschut, 1989b):
Biogas: En algunas situaciones el valor calorífico del gas es
insuficiente debido al alto contenido en CO2. Se puede afirmar de
manera general que la composición del biogas es cerca del 70% en
CH4 y 30% en CO2, con trazas de H2S, nitrógeno, hidrógeno y
oxígeno (Mansur, 1985).
Lodo: El lodo proveniente de un reactor UASB puede tener un valor
económico como es el caso del lodo granular. Alternativamente el
lodo se puede usar como abono para cultivos. De no ser así se
deben disponer de los lodos en exceso. Por economía de transporte
el mínimo tratamiento es su deshidratación. En países tropicales
el empleo de lechos de secado es factible (van Haandel et. al.,
1998e,f), existiendo también otros procesos de tratamiento para la
disposición de los lodos (Stoll y Parameswaran, 1996)
2.1.27 Balance de masa en un reactor UASB
El balance de masa se define por las variaciones que ocurren
durante una reacción en un determinado sistema cerrado o en alguna
porción definida de una masa líquida.
En la mayoría de las aplicaciones del tratamiento de ARD, la
solución de las ecuaciones del balance de masa, puede ser
simplificada considerando que es de interés la concentración
resultante a largo plazo en el régimen permanente (Metcalf & Eddy,
1995):
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cg rVrVCQCQdT
dCV ***** 0
Donde:
V = Volumen del reactor
C0 = Concentración en el afluente
Q = Caudal que entra o que sale del reactor
C = Concentración en el reactor y efluente
rg = tasa de generación
rc = tasa de consumo
Básicamente existen cuatro opciones para la degradación o no del
material orgánico (DQO) en los sistemas de tratamiento (van
Haandel & Lettinga, 1994):
Conversión en lodo (proceso anabólico o de absorción)
Conversión en metano (proceso catabólico fermentativo)
Mineralización a través de la oxidación (catabolismo
oxidativo)
Permanencia en la fase líquida (descarga en el efluente)
Si no existe acumulación de MO en el sistema de tratamiento
(estado estacionario), la masa diaria de MO debe ser igual a la
suma de las masas diarias del MO que deja el sistema en forma de
metano, lodo presente en el efluente más la masa diaria de MO
destruido (oxidado). De esta manera se puede establecer el
siguiente balance de masa del MO:
MOa = MOe + MOl + MOd + MOo
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Donde los subíndices indican: MO en el afluente “a”, efluente “e”,
lodo en exceso “l”, digerida “d” y oxidada “o” respectivamente. De
la misma manera se puede expresar un balance respecto a la DQO
REACTOR UASB
Gas
disueltoAfluente
Gas
Lodo
Efluente
Caja negra
DQO afluente
DQO lodo (10%)
DQO efluente
(40-50%)
DQO disuelto
(20-25%)
DQO como metano
(20 a 25%)
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2.1.28 Volumen del Sedimentador (Vs)
Contribución de aguas residuales por persona
Tipo de Predio Unidades Contribución de aguas
residuales (C)
y lodo fresco Lf (L / día)
Ocupantes permanentes
Residencia
Clase alta
Clase media
Clase baja
Hotel (excepto lavandería y cocina)
Alojamiento provisional
persona
persona
persona
persona
persona
C
160
130
100
100
80
Lf
1
1
1
1
1
Ocupantes temporales
Fábrica en general
Oficinas temporales
Edificios públicos o comerciales
Escuelas
Bares
Restaurantes
Cines, teatros o locales de corta
permanencia
Baños públicos
persona
persona
persona
persona
persona
comida
local
tasa sanitaria
70
50
50
50
6
25
2
480
0.30
0.20
0.20
0.20
0.10
0.01
0.02
4.0
Tiempos de retención
Contribución diaria (L) Tiempo de retención (T)
días Horas
Hasta 1,500 1.00 24
De 1,501 a 3,000 0.92 22
De 3,000 a 4,500 0.83 20
4,501 a 6,000 0.75 18
6,001 a 7,500 0.67 16
7,501 a 9,000 0.58 14
mas de 9,000
0.50 12
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2.1.29 Filtros anaerobios
2.1.29.1 Tiempo de retención hidráulica
En la tabla siguiente aparecen los valores de tiempo de retención
hidráulica que se deben usar para el diseño de este tipo de
unidades (RAS 2000).
TIEMPOS DE RETENCIÓN HIDRÁULICA
Rango de la concentración orgánica del
afluente al filtro anaerobio.
(Expresada en DBO5TOTAL en mg/L)
Rango del tiempo de
retención hidráulica en
el filtro anaerobio. Se
expresa tmin, tmax, td1 y
td2. Donde el tiempo de
diseño td es igual a
(td1 + td2)/2. (horas)
Valores del coeficiente
característico del substrato
en digestión, K, para un
substrato “típico” doméstico o
municipal, correspondiente a
los t expresados en la columna
anterior
tmin td1 Td2 Tmax Para
tmin
Para
td1
Para
td2
Para tmax
Mínima : 50
Co (media): 65
Máxima: 80
3.0 4.0 6.5 12 1.4 1.5 1.6 1.8
Mínima : 80
Co (media): 190
Máxima: 300
2.5 4.0 6.5 12 1.0 1.1 1.3 1.7
Mínima : 300
Co (media): 650
Máxima: 1000
2.5 4.0 6.5 12 1.4 1.6 1.8 2.1
Mínima : 1000
Co(media): 3000
Máxima: 5000
3.0 6.0 8.0 12 1.7 1.9 2.1 2.5
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2.1.29.2 Medio de soporte
Se recomienda que los filtros anaerobios estén cargados en su
totalidad con elementos de anclaje, salvo el 15% superior de su
profundidad total. Esta zona superior sirve para homogeneizar la
salida evitando los canales preferenciales de flujo. En filtros
anaerobios de menos de 1.50 m de diámetro no hay ningún elemento
colector en la superficie de esta zona para conducir el efluente
hacia la salida. En unidades de diámetro mayor de 1.5 m, se
recomienda una canal de bordes aserrados colocada al nivel de la
superficie y en sentido diametral, para conducir uniformemente el
efluente al orificio de salida.
El flujo entra al lecho poroso por el fondo del mismo y debe ser
distribuido radialmente en forma uniforme, para este fin habrá un
“difusor” en el fondo del lecho, al cual llega el flujo mediante
un tubo o ducto, instalado dentro o fuera del cuerpo de la unidad.
Como medio de anclaje para los filtros anaerobios, se recomienda
la piedra: triturada angulosa, o redonda (grava); sin finos, de
tamaño entre 4 cm y 7 cm.
2.1.29.3 Metologia de Calculo Filtros anaerobios
Para determinar el volumen del filtro anaerobio se utilizo la
siguiente ecuación (RAS 2000 E.7.3.3):
QdVr 2
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Además, para el cálculo de la eficiencia de remoción, se uso la
siguiente ecuación (RAS 2000 E. 7.3.4):
E 100 1( E = 100 (1-m
k)
VALORES TÍPICOS DEL COEFICIENTE m
Configuración Valor de m
Piedra redonda 4 a 7 cm.
Porosidad área específica
Máx. 0.46 130m²/m³
0.665
Piedra partida 4 a 7 cm
Porosidad área específica
Max 0.66 98 m²/m³
0.660
2.1.29.4 Tiempo de retención hidráulica
Para el tratamiento de aguas residuales domesticas deben
utilizarse tiempos mínimos de retención de seis horas, que pueden
llevar a una remoción hasta del 80% en la DBO5.
El tiempo de retención aplicable a las aguas residuales domesticas
depende de la temperatura. En la tabla siguiente se presentan
algunos valores aplicables para varios rangos de temperatura.
TIEMPOS DE RETENCIÓN HIDRÁULICOS APLICADOS A DIFERENTES RANGOS DE
TEMPERATURA
Rango de temperatura
C
Valores de trh (h)
Promedio diario Máximo durante 4 -
6 horas
Pico aceptable
durante 2-6 horas
16 – 19 > 10 – 14 > 7 - 9 > 3 - 5
22 – 26 > 7 – 9 > 5 - 7 > +- 3
> 26 > 6 > 4 > 2.5
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2.2 ARRANQUE
2.2.1 Puesta en marcha de un reactor UASB
La puesta en marcha de un reactor anaerobio frecuentemente se
considera como una de las principales desventajas del tratamiento
anaerobio. Debido a la lenta velocidad de crecimiento de los
organismos metanogénicos y la formación de lodo granular (Imai,
1997). El arranque del proceso utilizando inóculo inadaptado o sin
utilizar inóculo, generalmente toma un largo período de tiempo.
Sin embargo una vez que arranca, puede ser para siempre (Lettinga
y Hulshoff, 1995a).
En general la puesta en marcha del reactor UASB procede rápida y
fácilmente cuando el inóculo utilizado es más adaptado a la
composición del agua residual. Reactores de flujo ascendente,
utilizando inóculo inadaptado como el lodo digerido, normalmente
necesitan de dos a más de seis meses, dependiendo de la calidad
del inóculo y de las características del agua residual (de Zeeuw y
Lettinga, 1980).
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Zeeuw y Lettinga (1983), distinguen cuatro etapas, en el proceso
de puesta en marcha de un reactor UASB con lodo digerido:
Etapa 1: La más ligera, poco o mucho de la fracción coloidal del
lodo digerido es lavado del reactor. La producción de gas
incrementa rápidamente de cero al nivel correspondiente a la
actividad específica del lodo residual, cuando se aplica una carga
orgánica suficiente.
Etapa 2: Un ligero lavado del lodo continúa debido a la erosión de
la cama de lodo, primero como resultado del incremento de la
producción de gas y segundo por el incremento en la carga
hidráulica, la cama de lodo eventualmente se expandirá hasta
llenar el volumen del reactor. Como resultado del efecto combinado
del crecimiento bacteriano y del lavado del lodo, la actividad
específica del lodo retenido incrementa.
Etapa 3: Un rápido incremento en la producción de gas (y un menor
aumento en la carga hidráulica), causa que la cama de lodo sea
empujada hacia fuera del reactor permitiendo un lavado del lodo
floculento pesado. La actividad específica del lodo retenido
rápidamente incrementa, lo que se perdió era una mezcla de lodo
activo e inactivo, mientras que solamente crece lodo activo (SSV).
Las partículas de lodo más pesadas son mejor retenidas y las
partículas ligeras son por tanto lavadas. Los primeros lodos
granulares macroscópicos aparecen, gradualmente constituyen una
segunda cama en la parte baja del reactor, haciendo que el lodo
floculento remanente suba al manto de lodos. Esta etapa de la
puesta en marcha acaba cuando el lodo retenido creciente es igual
al lodo que se lava.
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Etapa 4: El lodo crece mucho más y las partículas pesadas están
más concentradas en la cama de lodos y exceden más el lavado de
lodo. Como resultado la cantidad total de lodo activo en el
reactor comienza a incrementar nuevamente, permitiendo cada vez
mayor incremento en la carga orgánica, que es acompañada con una
alta producción de gas. Debido a las altas cargas de alimentación
la presión selectiva en las partículas de lodo incrementa y el
remanente de lodo floculento eventualmente será lavado del
reactor. El crecimiento del lodo entonces es exclusivamente en
forma de lodo granular y el lavado de lodo cae a un nivel muy
bajo.
La duración del período de puesta en marcha es definida como el
tiempo necesario para obtener una calidad de efluente constante y
una masa de lodo que no varía ni cualitativamente ni
cuantitativamente con el tiempo. Naturalmente esa acumulación está
limitada por el tamaño físico del reactor y en algún momento
después de iniciada la puesta en marcha, el lodo comenzará a
aparecer en el efluente del reactor en la forma de partículas
sedimentables. El reactor entonces estará lleno de lodo, en el
sentido que se alcanzó la masa máxima de lodo que el reactor puede
contener. A partir de este momento la masa de lodo en el reactor
se mantendrá esencialmente constante y la masa de lodo generado en
el reactor será igual a la masa descargada en el afluente (van
Haandel y Lettinga, 1994).
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2.2.2 Consideraciones importantes con respecto al arranque de
reactores UASB
Según Hulshoff (1987), entre los factores que pueden influir en el
período de tiempo requerido para el arranque se pueden mencionar
cuatro de mayor importancia:
La calidad de la semilla de lodo.
El contacto del agua residual con el lodo.
Una posible inhibición o escasez de nutrientes esenciales.
La tasa a la cual ocurre la pérdida de lodo (biomasa) del
reactor.
2.2.3 Inoculación del reactor UASB
La inoculación de un reactor UASB puede ser muy sencilla.
Inicialmente no son necesarias condiciones estrictas de
anaerobiosis. Si el agua no está en condiciones anaerobias, éstas
se alcanzan el primer día, debido al consumo de oxígeno de las
bacterias presentes en el inóculo (Hulshoff, 1987).
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El inóculo del reactor debe tener alguna actividad metanogénica.
Cuanto mayor sea la actividad metanogénica, más corto será el
período de arranque. La intención es hacer crecer las bacterias
metanogénicas, pues estas están en muy pequeña concentración en el
inóculo. El uso de lodo proveniente de un reactor anaerobio es,
por supuesto, altamente recomendable. Si este no está disponible
se debe elegir algún tipo de inóculo que contenga gran cantidad de
MO en condiciones anaerobias, tal como estiércol de vaca u otros
estiércoles e incluso lodo doméstico. Por ello, el primer paso
puede ser eventualmente el que más tiempo consume del proceso de
arranque.
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2.3 TABLAS DE CALCULO
La hoja “TABLAS DE CALCULO” presenta una completa guia de
parametros para el dimensionamiento de las unidades.
2.4 PROCESO
La hoja “PROCESO” presenta el diagrama de los procesos unitarios
de tratamiento adoptados indicando la eficiencia parcial y total
del sistema de tratamiento, adicionalmente, se evalua la
produccion de lodos del sistema.
La hoja permite seleccionar las dimensiones del aforador de
caudales tipo “Parshall” determinando los caudales de entrada al
sistema.
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2.5 VOL.REACTORES
SSooffttwwaarree MMVV PPTTAARR VV 11..11
BBRRAAIINN IINNGGEENNIIEERRIIAA
CCaallllee AA--33 ccoonn CCaarrrreerraa BB--11
BBaarrqquuiissiimmeettoo ((LLaarraa)) –– VVeenneezzuueellaa
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La hoja “VOL.REACTORES” presenta de manera intuitiva y practica
los volumenes de cada unidad y reactor del sistema sin necesidad
de entrar a la hoja de diseño “UASB+FAFA”, sin embargo, toda
volumetria que arroje la hoja “VOL.REACTORES” debera ser valorada
y verificada adecuadamente para cada parametro de entrada dada la
variabilidad de cada agua residual.
En la hoja hay dos dos formas de determinar el volumen de los
reactores pudiendo ser utilizados como datos de entrada el numero
de habitantes (poblacion equivalente) a ser servidos o la
produccion volumetrica de aguas residuales.
Los valores de entrada deberan ser evaluados y calculados
adecuadamente previa utilizacion de la hoja.
Cualquier información adicional o consejo de mejora del programa
escriba al Ing. Mauricio Javier Victoria N ([email protected])
SSooffttwwaarree MMVV PPTTAARR VV 11..11
BBRRAAIINN IINNGGEENNIIEERRIIAA
CCaallllee AA--33 ccoonn CCaarrrreerraa BB--11
BBaarrqquuiissiimmeettoo ((LLaarraa)) –– VVeenneezzuueellaa
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