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Libro aguas residuales

Published by maritza.acosta, 2021-03-07 01:55:32

Description: Libro sobre tratamiento de aguas residuales

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Lagunas de Estabilización T = 11,15 d Tiempo total de retención para las 2 lagunas: 22,3 d AT = A1 + A2 = 3 468 + 3 468 = 6 936 m2 Comprobando la carga orgánica para la primera laguna CO 350 ˜ 6 244 28 g m2 d 1 11.15 ˜ 6936 para la segunda laguna CO 175 ˜ 6 244 14 g m2 d1 11,15 ˜ 6936 La carga orgánica de la primera laguna es algo alta, pero se puede ver compensada con la de la segunda. En la práctica, k1 ! k2, y como consecuencia de ello, no siempre es tan evidente la ventaja del empleo de 2 o más lagunas en serie para la remoción de DBO. La mayor justificación en el uso de este arreglo se encuentra en la remo- ción de patógenos. 7.7. RELACIÓN ÁREA: VOLUMEN PARA LAS LAGUNAS La carga orgánica superficial de la laguna determina su área en la superficie, AS QS (7.23) CO Q: flujo de agua residual, m3d±. S: DBO en el efluente, mgL±. CO: carga orgánica, gm±d±. Una vez determinada el área en la superficie de la laguna, el área en el fondo depende de la inclinación del talud, y la profundidad que se seleccione para la laguna. Si la inclinación es 1:P, AF AS  2.P˜H ˜ L  a  2˜P˜H 2 (7.24) donde: H: profundidad efectiva. L: longitud de la laguna en la superficie. a: ancho en la superficie. El volumen efectivo de la laguna será, VH 3 AS  AF  AS ˜ AF (7.25) 247

Menéndez Gutiérrez, C. y J. Pérez Olmo 7.8. REMOCIÓN DE PATÓGENOS Una de las ventajas de las lagunas radica en la posibilidad de eliminación de patógenos. Mientras que la remoción de coliformes mediante otros tratamientos biológicos alcanza hasta 95 %, en las lagunas se aprecian frecuentemente valo- res de este indicador hasta (99,999,999) %.14 Las mayores remociones de patógenos en las lagunas se logran cuando se está en presencia de altos tiempos de retención, baja turbiedad, alto pH y bajos valores de DBO. Hoy día se reconoce que la incidencia de la radiación solar puede ser un elemento de consideración en la muerte de las bacterias.11 Sin embargo, teniendo en cuenta que la penetración de la luz en las lagunas solo alcanza unos (10 a 15) cm y que en la superficie raras veces se encuentran altas concentraciones de bacterias, la posibilidad de incidencia de la radiación solar sobre la reducción de patógenos es mayor en la medida que es menor la turbiedad, de manera que se favorezca la penetración de la luz. Altos valores de pH aceleran la muerte de las bacterias al exponerlas a un medio hostil. Una laguna que opere normalmente puede llegar a tener valores de pH entre 9 y 10 durante determinadas horas del día debido a la acción fotosintética de las algas.12,13 Estos valores favorecen la reducción de patógenos. Las bajas concentraciones de DBO en las lagunas favorecen la muerte de patógenos al carecer del sustrato necesario para su subsistencia. Es por ello importante mantener concentraciones de DBO 20 mgL± en las lagunas para propiciar una disminución apreciable de patógenos. El empleo de dos o más lagunas en serie también favorece este propósito. El empleo de altos tiempos de retención no está asociado solamente con la obtención de bajos valores de concentración de DBO en el efluente, sino con la intención de favorecer la eliminación de patógenos a través de la sedimentación. 7.9. BALANCE HÍDRICO DE LAS LAGUNAS Un aspecto importante de las lagunas de estabilización, no siempre tenido en cuenta, es el balance hídrico. El balance hídrico permite conocer si existe o no percolación en el dispositi- vo de tratamiento. El balance de flujo en la laguna puede formularse, 4H 4D 3U3F ± (3H (7.26) Qe: Caudal efluente. 248

Lagunas de Estabilización Qa: Caudal afluente. Pr: Precipitación sobre la laguna. Pc: Infiltración de agua hacia la laguna. E: Evaporación. Pe: Pérdidas por percolación. Las variables anteriores pueden trabajarse en m3d±. La precipitación y evaporación en la laguna pueden medirse experimentalmente o tener información de ellas a través de estaciones meteorológicas. Aun considerando el mes más critico del año (el de menos lluvia, el nivel freático más bajo, de mayor evaporación), el valor de Qe tiene que ser positivo. En aquellos casos en los que Qe sea negativo, una alternativa de solu- ción consiste en impermeabilizar la laguna. Esto último puede resultar más económico si se emplean lagunas anaerobias primarias. Estas últimas pue- den tener 60 % del área de una equivalente facultativa, lo cual es muy im- portante desde el punto de vista hidráulico. La evaporación que ocurre en una laguna puede estimarse a través de la ecuación de Meyer, E 15 Va -V ˜Hr ˜ §¨ 1 Ȟ ¸· (7.27) 16 ¹ © E: Evaporación mensual, mm. Va: Presión de vapor del agua a la temperatura del agua, mmHg. V: Presión de vapor del agua a la temperatura del aire, mmHg. Hr: % humedad relativa. Q: Velocidad del viento km.h±. Por otro lado, en aquellos casos en los que se disponga de información nece- saria, las pérdidas por percolación pueden ser estimadas aplicando la ley de Darcy, Q=PIA (7.28) Q: Caudal que percola m 3 s±. P: Permeabilidad del suelo m s±. A: Área expuesta m2. I= h gradiente hidráulico (7.29) L L: Distancia del fondo de la laguna al nivel freático. h: Distancia de la superficie del agua en la laguna al nivel freático. por tanto, la profundidad de la laguna es igual a K±/  249

Menéndez Gutiérrez, C. y J. Pérez Olmo Cuando se emplea como impermeabilizante algún tipo de suelo (arcilla), por supuesto de menos permeabilidad que el suelo original, los valores de L y h son: L = espesor de la nueva capa de arcilla h = L + la altura del agua en la laguna. Ejemplo 7.3 Una laguna de estabilización de 10 000 m2 va a ser construida en un suelo cuya permeabilidad es de 10±m.seg±. El nivel de agua freática se encuentra 3 metros por debajo del nivel del fondo de la laguna. La máxima altura del agua en la laguna será de 1,5 m. Determine las pérdidas por percolación que tendrá la laguna en las condiciones anteriores, y en caso que se sustituyan 40 cm de material del fondo por una arcilla con una per- meabilidad de 10± m.seg±. Q P.I.A Para el suelo natural: I h 9,5 3,17 L3 Q 106 ˜ 3,17 ˜ 10 4 3,17˜102 m3 ˜ seg1 Sustituyendo 40 cm de suelo con una capa de arcilla cuya permeabilidad es 10± m·seg±, 250

Lagunas de Estabilización I 1,9 4,75 0,4 Q 1010 ˜4,75˜10 4 4,75˜106 m3 ˜ seg1 7.10. CRITERIOS PARA LA OPERACIÓN Y MANTENIMIENTO DE LAS LAGUNAS DE ESTABILIZACIÓN No obstante la simplicidad de estos dispositivos de tratamiento, no están exentos de un conjunto de requisitos a tener en cuenta para su buena opera- ción, así como medidas a considerar para su mantenimiento. Desconocer esto es frecuentemente la causa por la que no se obtienen las eficiencias de depuración que debían esperarse. 7.10.1. Lagunas facultativas Características de una buena operación Dos características muy fáciles de observar y que son indicadoras de que la laguna facultativa opera adecuadamente son: ± Poseer oxígeno disuelto en toda la masa líquida alcanzada por la radiación solar. ± El efluente presenta una coloración verde intensa, parcialmente trans- parente y sin sólidos flotantes. Una coloración ceniza claro indica que la carga a la que está siendo sometida la laguna es mayor a la admitida para mantener su condición de facultativa. Problemas frecuentes que pueden presentarse Aparición de natas. Puede deberse a: ± flotación del lodo de la laguna, ± floración de algas (super producción de algas) y ± exceso de detergentes. Olores desagradables. Puede deberse a: ± sobre carga de materia orgánica, tiempo nublado o baja temperatura, ± presencia de sustancias tóxicas, 251

Menéndez Gutiérrez, C. y J. Pérez Olmo ± corto circuito y ± presencia de materia flotante. Aparición de moscas e insectos. Puede deberse a: ± crecimiento y vegetación de los taludes, ± sólidos flotantes. 7.10.2. Lagunas anaerobias Características de una buena operación Elementos distintivos de una buena operación de las lagunas anaerobias y que se evidencian de manera inmediata lo constituyen la ausencia de oxígeno disuelto y la coloración oscura del agua. Problemas frecuentes que pueden presentarse Los problemas que suelen presentarse en la operación de estas lagunas son muy similares a los que se observan en las facultativas, aunque se suman otras causales. Por ejemplo, debido a las características de los procesos que ocurren en el metabolismo anaerobio, los malos olores pueden ser producidos además por deficiencia de alcalinidad del medio. 7.10.3. Operaciones de control y mantenimiento Parámetros o elementos que deben ser controlados de manera rutinaria ± Demanda Química y Bioquímica de Oxígeno en el afluente y efluente. ± Concentración de oxígeno disuelto. ± Apariencia. ± Caudal y pH de afluente y efluente. Acciones de mantenimiento ± Limpiar las obras de entrada y salida. ± Mantener los taludes libres de vegetación mediante la chapea regular. ± Retirar sólidos flotantes de la superficie. ± Romper la nata que se forma, manualmente o mediante el empleo de chorro de agua. 252

Lagunas de Estabilización Notas bibliográficas 1 MENÉNDEZ, C.³3ULQFLSLRVGHGLVHxRGHODJXQDVGHR[LGDFLyQ´Ing. Hidráuli- ca, vol. 10, no. 3, 1989. 2 MENÉNDEZ, C. Y L. GUERRA: Relaciones de alcalinidad y Ph en lagunas faculta- tivas, Reporte de Investigación, ISPJAE, Ciudad de La Habana, 1990. 3 THIRUMURTHI, D.:³'HVLJQFULWHULDIRUZDVWHVWDELOL]DWLRQSRQGV´-RXUWater Poll. Control Fed., vol.49, no. 9, 1974. 4 ECKENFELDER, W.W.: Industrial Water Pollution Control, 2d. Ed. Mc Graw Hill, 1989. 5 SAENZ, R.: Lagunas de Estabilización, Manual DTIAPA, no. 14, CEPIS, Perú, 1988. 6 MARTÍN, M. Y C. MENÉNDEZ:³'LVHxRGHODJXQDVGHR[LGDFLyQ´Ingeniería en Procesos Químicos, vol. 3, no. 2, 1978. 7 MENÉNDEZ, C. Y L. GUERRA:³/DV/DJXQDVGH2[LGDFLyQ\\OD3RVLELOLGDGGHO 8VR GHO 0RGHOR GH 0H]FOD &RPSOHWD´ Tecnol. del Agua, vol. 15, no. 136, 1995. 8 MCGARRY Y PESCOD: Stabilization Pond. Design criteria for tropical Asia. Missouri Basin Egn. Health Council, Kansas City, 1970. 9 FINNEY, B. AND E. MIDDLEBROOKS³)DFXOWDWLYH:DVWH6WDELOL]DWLRQ3RQG'H VLJQ-RXU´Water Pull, Control Fed, vol. 52, no. 1, 1980. 10 WHO: ³:DVWHZDWHU6WDELOL]DWLRQ3RQGV3ULQFLSOHVRISODQQLQJDQGSUDFWL FH´:+2 EMRO Tech. Publication no. 10. World Health Organiza- tion. Regional Office for the Eastern Mediterranean, Alejandría, 1987. 11 HERMANN, E.R. AND E.F. GLOYNA:³:DVWHVWDELOL]DWLRQSRQGV´,,,)RUPXODWLRQ of design equations, Sewage and Ind. Wastes, vol. 30, no. 8, 1958. 12 MARAIS, G. VR.:³1HZIDFWRUVLQWKHGHVLJQRSHUDWLRQDQGSHUIRUPDQFHRI ZDVWHVWDELOL]DWLRQSRQGV´%XOOHWLQWorld Health Organization, vol. 34, no. 5, 1966. 13 POLPRASERT, C. AND K. BHATTARAI³0RGHOIRU:DVWH6WDELOL]DWLRQ3RQGV´ Jour. Env. Eng. ASCE III, no. 1, 1985. 14 JAMES, A.³$QDOWHUQDWLYHDSSURDFKWRWKHGHVLJQRIZDVWHVWDELOL]DWLRQSRQGV´ Int. Conf. On Waste Stabilization Ponds, IAWPRC, Lisbon, Portugal, 1987. 253

Digestión Anaerobia CAPÍTULO 8 DIGESTIÓN ANAEROBIA 8.1. INTRODUCCIÓN La descomposición anaerobia conduce a la degradación de la materia orgá- nica y su transformación, en ausencia de oxígeno libre, en compuestos más simples como metano y dióxido de carbono. Fig. 8.1. Secuencia de procesos en la digestión anaerobia. Se trata de un proceso complejo que es consecuencia de muchas reaccio- nes diferentes, tal como se esquematiza en la figura 8.1. La principal aplicación de este tratamiento se halla en la estabilización de lodos con alto contenido de materia orgánica, así como en el tratamiento de 255

Menéndez Gutiérrez, C. y J. Pérez Olmo residuales de alta carga. Sin embargo, a través de los años se han desarrollado nuevas tecnologías basadas en el propio metabolismo anaerobio que facilitan el tratamiento ya no solo de los lodos, sino que pueden ser tratados exitosamente residuales orgánicos diluidos. 8.2. MECANISMO DE LA DIGESTIÓN ANAEROBIA Los microorganismos causantes de la descomposición anaerobia generalmente son clasificados en dos grandes grupos. El primer grupo hidroliza y transforma los compuestos orgánicos en ácidos volátiles, de los cuáles los más comunes son el acético y el propiónico. El segundo grupo convierte los ácidos volátiles forma- dos en CH4 y CO2. Ambos grupos de microorganismos son necesarios para la descomposición anaerobia. Las bacterias formadoras de ácido no son capaces de producir CH4 y las formadoras de metano no pueden por sí mismas descom- poner la materia orgánica original en compuestos más sencillos. Fig. 8.2. Mecanismo de la digestión anaerobia. 256

Digestión Anaerobia Analizando en mayor detalle la descomposición de la materia orgánica, puede plantearse que mediante la acción hidrolítica, los microorganismos degradan los polímeros como los polisacáridos y proteínas, a monómeros. Posteriormente estos monómeros son convertidos en ácidos volátiles. Finalmente es que se produce la formación de CH4 y CO2. Así en la digestión anaerobia se distinguen cuatro niveles tróficos: hidrólisis, acidogénesis, acetogénesis y metanogénesis. El metano se produce tanto a partir del ácido acético como del H2 y CO2.1 Figura 8.2. No en todas las etapas de la digestión ocurre disminución de la DBO. Así, la hidrólisis ocurre sin variación detectable de la DBO. En general durante la aci- dificación la disminución de la DBO es mínima. Por tanto es en la metanogénesis donde ocurren las mayores disminuciones de la DBO.2 8.3. DISTINTAS VARIANTES DE LOS PROCESOS DE DIGESTIÓN ANAEROBIA Hoy en día son muchos y variados los procesos de digestión anaerobia que se utilizan, y son diversos los factores que inciden en que se emplee una u otra variante. 8.3.1. Reactores de primera generación Son aquellos en que la biomasa se encuentra en relativo reposo, con un mínimo contacto con el sustrato, o también en suspensión, pero sin recirculación de sólidos. Por esta razón la relación (edad del lodo/tiempo de retención hidráulico) es igual a 1, como es el caso de los reactores comple- tamente mezclados. Ejemplos de reactores de primera generación son las fosas sépticas, los tanques Imhoff, los digestores convencionales, las lagunas anaerobias y los reac- tores completamente mezclados aplicados a la estabilización de los lodos de extracción de plantas de tratamiento de aguas residuales. 8.3.1.1. Digestores convencionales Estos digestores trabajan a flujo discontinuo, y debido a que no son agitados, están estratificados: una capa superior de nata, relativamente inactiva; una capa intermedia de la que sedimentan los sólidos; y una capa inferior de sólidos dige- ridos. Figura 8.3. 257

Menéndez Gutiérrez, C. y J. Pérez Olmo Fig. 8.3. Esquema de un digestor de lodo convencional. Los digestores convencionales son apropiados para el tratamiento de lodos orgánicos y residuales líquidos de alta demanda bioquímica de oxígeno (mayor de 20000 mgL±). Se requiere de altos tiempos de retención. Aunque en general, como ya fue mencionado, los reactores de pri- mera generación fueron inicialmente concebidos sin recirculación de lodos, existe una variante de estos que tiene incluida la recirculación para producir un incremento de la relación edad del lodo  tiempo de retención hidráulico y hacer un proceso más estable. Esta variante se conoce como contacto anaerobio. Figura 8.4. En la tabla 8.1 se reflejan algunas de las características del contacto anaerobio. 8.3.1.2. Digestores completamente mezclados En este tipo de digestor la carga de sólidos es mayor que en el convencional. El lodo se mezcla íntimamente mediante la recirculación del propio gas que se genera en el proceso o a través del empleo de agitadores mecánicos. 258

Digestión Anaerobia Fig. 8.4. Esquema de un digestor de contacto anaerobio. Exceptuando que trabaja con cargas mayores, y la existencia de la agita- ción, son pocas las diferencias entre este tipo de digestor y el convencional. Tabla 8.1. Características del reactor de contacto anaerobio Ventajas Desventajas x Soporta aguas con sólidos en x Recibe relativas bajas cargas suspensión. orgánicas (6 kgm3d). x Puede admitir aguas que x Grandes tiempos de forman precipitados. retención y volúmenes de reactor. x Soporta picos orgánicos. x Arranque rápido con inóculo x Altamente dependiente de la calidad de la sedimentación adecuado. del lodo anaerobio. x Se puede incorporar carbón x Costos energéticos asociados activado en polvo para tratar al mezclado y la aguas con compuestos recirculación. inhibidores. 8.3.2. Reactores de segunda generación Se caracterizan porque los microorganismos son retenidos en el reactor por la presencia de un soporte al que se adhieren o bien por su sedimentación. La primera versión de esta generación es el filtro anaerobio (Young y McCarty).3 259

Menéndez Gutiérrez, C. y J. Pérez Olmo Posteriormente se desarrolló una variante más eficiente con la introducción de un soporte tubular, ordenándose de esta manera el empaque (Van D Berg y Lentz).4 Lettinga (1980)5 desarrolló el sistema UASB (Upflow Anaerobic Sludge Blanket) o Reactor Anaerobio de Manto de Lodos y Flujo Ascendente, con características de película fija pero sin material de soporte. 8.3.2.1. Filtro anaerobio Este dispositivo consiste en un reactor empacado con material inerte en el que los microorganismos crecen sobre la empaquetadura. No obstante, la experiencia demuestra que no toda el área disponible de empaquetadura es cubierta por la biopelícula. En el filtro anaerobio usualmente se presenta una relativamente alta fracción de biomasa que no se adhiere al medio soporte, sino que permanece atrapada en los espacios libres de la misma.6 Los filtros pueden operarse a flujo ascendente o descendente. Figura 8.5. Fig. 8.5. Esquema de un filtro anaerobio de flujo ascendente. Estos reactores son estratificados como consecuencia del poco mezclado que existe en su interior. Por lo tanto, se aprecia una tendencia de los microorganismos a distribuirse de acuerdo a sus requerimientos y las caracte- rísticas del sustrato. La zona de mayor actividad es la del afuente, existiendo mayor fracción de microorganismos saprofitos facultativos y anaerobios que hidrolizan y degradan la materia orgánica compleja, que en la región más próxi- ma al efluente. 260

Digestión Anaerobia La elevada concentración de microorganismos dentro del reactor hace que los tiempos de retención alcancen valores comprendidos entre 3 h y 6 h obteniéndose altas eficiencias y elevada producción de biogás. Teniendo en cuenta el alto tiempo de retención de los sólidos, en esta varian- te no se utiliza recirculación de biomasa. Jennett y Dennis7 han reportado remo- ciones de DQO entre 80 y 98 % en el tratamiento de residuales líquidos de la industria farmacéutica con tiempos de retención entre 12 y 48 horas operando con cargas de 0,22 y 3,5 kg DQO m±d± respectivamente. Algunas de las características de los filtros anaerobios se resumen en la tabla 8.2. Tabla 8.2. Características de los filtros anaerobios Ventajas Desventajas x Soporta altas cargas, hasta x Arranque lento. (15 kg DQO/m3·d). x Riesgo de tupición. x Con recirculación es x Muy sensible a la presencia resistente a picos orgánicos o de sólidos suspendidos en el tóxicos. afluente. x Simple construcción. x Presencia de sólidos x Versátil. Aplicable a pequeña suspendidos en el efluente. y mediana escala. x Operación simple. x Re-arranque rápido. 8.3.2.2. Reactores de manto de lodo de flujo ascendente La carga permisible en los procesos anaerobios está limitada por la edad del lodo en los reactores. La necesidad de mantener altas edades de lodo ha sido siempre el mayor problema práctico de la aplicación de estos procesos, espe- cialmente para residuales con demanda bioquímica de oxígeno relativamente baja (~ 5000 mgL±). Obviamente, en general, un proceso es más económico en la medida que los tiempos de retención requeridos son menores. La búsqueda de mayores edades de lodo en los reactores para lograr trata- mientos más intensivos ha conducido a las diferentes variantes de reactores anaerobios. El digestor de manto de lodo busca este propósito. Este sistema fue descrito inicialmente por Coulter,8 pero debe su desarrollo actual y popularidad a Lettinga.5 Figura 8.6. Su característica principal está dada por la capacidad que poseen de retener biomasa sin necesidad de un soporte, como consecuencia de la formación de granos o pellets. Las principales características de este reactor se resumen en la tabla 8.3. 261

Menéndez Gutiérrez, C. y J. Pérez Olmo Fig. 8.6. Esquema de reactor de manto de lodo. En este digestor se distinguen 3 zonas bien definidas: ± Zona de lecho de lodos. ± Zona de los microorganismos dispersos. ± Zona de separación gas - líquido - sólido. Entre las condiciones que favorecen la buena operación de este tipo de reactor pueden citarse: ± Elevada concentración de biomasa, limitada solo por las condiciones del separador gas-líquido-sólido de la parte superior del reactor. La concen- tración de sólidos totales puede alcanzar hasta 150 g.L±. ± Elevada actividad de la biomasa. ± Altos tiempos de retención (edad del lodo) de la biomasa. ± Bajos tiempos de retención hidráulicos. Para ello el sistema de distribu- ción del afluente debe garantizar el íntimo contacto residual-biomasa. ± Producción de biogás tal, que exista una buena distribución del lodo sobre el lecho y en la zona que corresponde a la biomasa dispersa. 262

Digestión Anaerobia Tabla 8.3. Características del reactor de manto de lodo Ventajas Desventajas x Soporta altas cargas x La granulación es lenta y no (20 kg DQO/m3.d). controlable. x Su construcción es x No todas las aguas favorecen relativamente simple. la granulación. x Con inóculo apropiado tiene x Sensible a las grasas en el arranque inmediato. afluente. x Aplicable a todas las escalas. x Sensible a las aguas que x Operación sencilla. forman precipitados. En los reactores de manto de lodo de flujo ascendente el agua residual se alimenta por el fondo, se distribuye uniformemente por toda el área y asciende a través del manto biológicamente activo en el que experimenta las transformaciones típicas de la descomposición anaerobia. El CH4 y CO2 formados ascienden a lo largo del reactor y son extraídos por el domo superior. Su principio de funcionamiento se basa en la capacidad de sedimenta- ción de la biomasa producida en el reactor. Esta se aglomera en forma de granos de 1 a 3 mm de diámetro y presenta elevada actividad metanogénica. El lavado o escape de los flóculos más pequeños de la zona del manto, generalmente se minimiza creando dentro del propio reactor una zona tran- quila que posibilita que estas partículas vuelvan a sedimentar.9 En parte el éxito de este tipo de reactor se debe a los relativamente altos valores de concentración de sólidos que se obtienen en el lodo, entre 100 y 150 gL±. Han sido reportadas eficiencias de remoción de DBO mayores del 90 % con cargas orgánicas e hidráulicas del orden de 80 kgm±d± y 5 m3m±d± respectivamente, con tiempos de retención hidráulico de 8 h.10 8.3.3. Reactores de tercera generación Estos reactores contienen microorganismos en forma de biopelícula ad- herida a un soporte que se expande o fluidiza. Utilizan una corriente de recirculación para provocar un flujo ascendente y mantener fluidizado el lecho de partículas de soporte. Estas partículas pueden ser arena, material plástico o cerámico. El material soporte brinda una gran área superficial sobre la que se adhiere la biopelícula y mantiene una buena sedimentabilidad, garantizando la retención celular.11 Figura 8.7. Las características de este reactor se reportan en la tabla 8.4. 263

Menéndez Gutiérrez, C. y J. Pérez Olmo En la tabla 8.5 se resumen además datos comparativos de diferentes proce- sos anaerobios.12 Fig. 8.7. Esquema de un reactor de lecho fluidizado. Tabla 8.4. Características del reactor de lecho fluidizado Ventajas Desventajas x Asimila muy altas cargas x Arranque lento y difícil. (40 kg DQO/m3·d). x Requiere energía para x Pequeños tiempos de mantener la fluidización por retención. bombeo. x Instalaciones compactas. x Presencia de sólidos x Asimila sólidos suspendidos en el efluente. suspendidos en el afluente. Tabla 8.5. Datos de rendimientos típicos de procesos anaerobios empleados en el tratamiento de residuales industriales. Adaptados12 Proceso Afluente Tiempo de BV % DQO retención kg DQOm-3d-1 remoción De mgL-1 contacto Th 0,5-6,0 DQO UASB 1500 2-10 5000 75 - 90 Lecho fijo 4-12 5000 4,0-20,0 75 - 85 Lecho 15000 24-48 fluidizado 1,0-15,0 75 - 85 10000 5-10 20000 5,0-10,0 80 - 85 5000 10000 264

Digestión Anaerobia 8.4. FACTORES QUE CONTROLAN EL PROCESO DE DIGESTIÓN Los factores que controlan los procesos de digestión pueden clasificarse en dos grandes grupos: Factores básicos y factores ambientales. 8.4.1. Factores Básicos Dentro de los factores básicos que intervienen en el control de los procesos anaerobios se destacan: ± Bacterias. ± Sustrato. ± Tiempo de retención. 8.4.1.1. Bacterias Las formadoras de metano son las bacterias clave en la digestión anaerobia. Crecen más lentamente y son más sensibles a los cambios ambientales que las formadoras de ácido. La fermentación metánica es la etapa limitante de la digestión. Las formadoras de metano son bacterias estrictamente anaerobias, y por tanto, sub- sisten en completa ausencia de oxígeno molecular. Estas bacterias son poco abundantes en un medio dado, como consecuencia de que la mayor fracción de la energía que se libera en los procesos de oxidación anaerobia queda asociada al CH4 que se forma, por lo que resta menos energía para ser utilizada en el crecimiento. 8.4.1.2. Sustrato El sustrato para las bacterias está constituido por los compuestos orgánicos a ser estabilizados. Los compuestos orgánicos que se someten a digestión anaerobia comúnmente son de estructura muy compleja, que como ya fue men- cionado, son transformados a través de sucesivas etapas hasta la obtención de los productos finales, constituidos fundamentalmente por CH4 CO2 y otros com- puestos estables y de bajo contenido energético. El menor crecimiento de las bacterias anaerobias comparados con el de las aerobias para igual cantidad de sustrato consumido causa menor requerimiento de nutrientes. Los sistemas anaerobios producen aproximadamente 20 % menos lodo que los aerobios para el mismo sustrato, y los rquerimientos de 265

Menéndez Gutiérrez, C. y J. Pérez Olmo nutrientes decrecen en la misma proporción. Se han reportado relaciones DQO:N tan altas como 700:5. El valor de 250:5 parece ser razonable como relación para SURFHVRVFRQDOWDV FDUJDV ± NJ'42 NJ669G ±. Para procesos que operan a cargas más bajas, la relación DQO:N puede incrementarse de forma conservadora multiplicando la relación 250:5 por un factor igual al valor de la carga, dividido por 1,2.13 8.4.1.3. Tiempo de retención En el análisis del tiempo como factor que interviene en el control de los procesos anaerobios, hay que considerar tanto la edad del lodo como el tiempo de retención hidráulico. La edad del lodo tiene mucha aplicación en el diseño y control de los reactores completamente mezclados, pero en película fija o reactores en los que la biomasa no es homogénea no tiene uso. Esto se debe a la dificultad práctica de medir la concentración de sólidos suspendidos volátiles (SSV) dentro del reactor. El tiempo de retención hidráulico para la estabilización anaerobia depende de la temperatura y la edad del lodo. Actualmente se conoce que los digestores pueden operar con tiempos de retención de hasta de un día o menos en la medi- da que la edad del lodo sea mayor que un cierto valor crítico (TX,cr). Esta edad del lodo crítica es el tiempo por debajo del cual la digestión se inhibe como resultado del lavado de las bacterias, cuyo crecimiento es lento. ș X,cr 1 (8.1) Yk  kb donde: TX,cr: edad del lodo crítica. Y: rendimiento. k: velocidad específica de remoción de sustrato, d±. kb: constante de auto-oxidación, d±. Para edades de lodo menores de 10 días la producción de CH4 comienza a disminuir y puede detenerse completamente para valores de tres o cuatro días.14 8.4.2. Factores ambientales Los factores ambientales para el control de la digestión anaerobia, al igual que los básicos, han de ser tomados en cuenta además para el diseño. Entre los más importantes se destacan: ± Temperatura. 266

Digestión Anaerobia ± pH. ± Sustancias tóxicas. 8.4.2.1. Temperatura El crecimiento de las bacterias metánicas es lento en comparación con la mayoría de los otros microorganismos. El tiempo requerido por estas bacterias para regenerar es función de la temperatura. A 35 qC algunas especies requie- ren cuatro días para duplicar su número, mientras que otras necesitan diez días o más. Una disminución de la temperatura implica un mayor tiempo de regene- ración. Intervalos de temperatura de interés pueden ser los correspondientes al ni- YHOPHVyILOR ±qC, con óptimo entre 28 y 33 q& \\HOWHUPyILOR ±qC, con óptimo entre 50 y 60 qC). Considerando la producción de gas como indicador de la degradación de los compuestos orgánicos, podría decirse que el intervalo termófilo es supe- rior. De hecho, pueden obtenerse resultados similares con tiempos de reten- ción hidráulico de 7 a 14 días en el intervalo termófilo, a los que se obtienen en el mesófilo con retenciones de 30 días. No obstante la ventaja de trabajar en el intervalo mesófilo en los países tropicales radica en el hecho que no es necesario el uso del calentamiento para mantener la temperatura dentro de los valores del intervalo. Harris y Dague15 han reportado la posibilidad de incrementos notables de la carga de los filtros anaerobios a 56 °C con resultados de eficiencia de remoción similares a los alcanzados a 32 °C con la mitad de la carga. 8.4.2.2. pH Las bacterias metánicas ejercen adecuadamente su función en un intervalo de pH comprendido entre 6,6 y 7,6, con un óptimo cercano al pH 7.16 Cuando la velocidad de la producción de los ácidos volátiles es mayor que la de su trans- formación en CH4, el proceso puede desequilibrarse, resultando en una disminu- ción del pH, disminución de la producción de gas y aumento de las fracción de CO2 en el gas producido. El control del pH es por tanto esencial para garantizar una buena operación de los procesos anaerobios. 8.4.2.3. Sustancias tóxicas Aunque se reconoce una relación funcional entre algunos de los problemas de operación de la digestión anaerobia y la presencia de sustancias tóxicas, no 267

Menéndez Gutiérrez, C. y J. Pérez Olmo está clara la incidencia en las transformaciones bioquímicas que tienen estos compuestos tóxicos, especialmente el nitrógeno amoniacal y los ácidos volátiles a altas concentraciones. La toxicidad de los ácidos volátiles se debe no tanto a su concentración como al efecto del pH, ya que se ha demostrado17 que la toxicidad es origi- nada por la fracción no ionizada de ellos. Kroeker18 ha concluido que una concentración de ácidos volátiles no ionizados, en el intervalo comprendido entre 30 y 60 mgL± (como ácido acético) es tóxica e inhibe los procesos anaerobios. En la figura 8.8 se muestra que aunque la concentración de ácidos volátiles sea elevada, si el pH se mantiene relativamente alto, la con- centración no ionizada de ácidos volátiles es pequeña y la digestión puede ocurrir sin dificultad. Por tanto, aunque altas concentraciones de por si no son dañinas. Sin embargo, su combinación con bajos valores de pH pueden producir situaciones indeseables. Hay sales inorgánicas que a bajas concentraciones favorecen la digestión, pero a valores por encima de un cierto límite pueden inhibir el proceso. Entre estos pueden citarse el Na+, K+, Ca2+, y Mg2+. En la tabla 8.6 se ofrecen interva- los de concentraciones a las cuales estos cationes pueden ser inhibitorios. Otros cationes como el zinc, cobre y níquel son tóxicos aún a bajas concentraciones. El amoniaco es tóxico a concentraciones superiores a 3000 mgL± e inhibi- torio a 1500 mgL±. La toxicidad de amoniaco está relacionada con el pH, ya que este compuesto es más nocivo en su forma molecular que como catión amonio.14 Fig. 8.8. Relación entre la forma molecular y disociada de los ácidos volátiles y su incidencia en la digestión. 268

Digestión Anaerobia Tabla 8.6. Concentraciones inhibitorias de distintos cationes 20 Concentración mgL-1 CATIÓN Moderadamente Fuertemente Na+ inhibitorio inhibitorio K+ Ca2+ 1500 ± 3000 3000 Mg2+ 3500 ± 5500 8000 2500 ± 4500 12000 1000 - 1500 3000 8.5. PARÁMETROS INDICADORES DEL CURSO DE LA DIGESTIÓN Entre los diferentes parámetros que son de utilidad práctica para indicar si un digestor está operando o no en buenas condiciones, y aun para predecir futuras complicaciones en la operación, pueden citarse: ± La producción de gases. ± Contenido de ácidos volátiles y pH. ± La alcalinidad del medio. 8.5.1. Producción de gases El grado de estabilización de los compuestos orgánicos está directamente relacionada con la producción de gases y su composición. Así por ejemplo, la producción de gases puede disminuir abruptamente si el tiempo de retención cae por debajo de un determinado valor. Figura 8.9. Esto está íntimamente vinculado con la velocidad de crecimiento de las bacterias formadoras de metano, que como ya se ha reiterado, es menor que el de las formadoras de ácido. Fig. 8.9. Influencia del tiempo de retención en la producción de biogás. 269

Menéndez Gutiérrez, C. y J. Pérez Olmo En condiciones de operación normal la producción de gases, a 101,3 kPa y 0 qC, está en el intervalo comprendido entre 0,2 y 0,7 m3 por cada kg de DQO removido ó 1 m3 por cada kg de sólido volátil estabilizado. En la tabla 8.7 se muestran algunos rendimientos teóricos de gas y su pro- ducción por kg de sólidos volátiles para sustancias que frecuentemente se en- cuentran presentes en muchos residuales. Por otro lado, la composición de los gases producidos tampoco es constante. En un digestor anaerobio que funcione en óptimas condiciones, los gases produ- cidos están constituidos en 75 a 85 % por CH4 y el resto fundamentalmente por CO2. Un digestor operando en condiciones desfavorables puede mantener du- rante un tiempo constante la el volumen de gas producido y estar variando la fracción relativa de CH4 d CO2. Tabla 8.7. Rendimientos teóricos de biogás en función de los constituyentes del residual Compuesto % CH4 en el gas m3(kg SV digerido)-1 Carbohidratos 50 0,89 Proteínas 70 1,30 Grasas 84 0,60 En la figura 8.10, donde se representa la variación de la relación de la com- posición de los gases con el pH del medio, puede apreciarse cuánto llega a cambiar esa composición ante condiciones desfavorables de operación. En este caso, del pH. Fig. 8.10. Variación de la composición de los gases con el pH. 8.5.2. Contenido de ácidos volátiles, pH y alcalinidad Estas tres características de un digestor están muy relacionadas entre sí. 270

Digestión Anaerobia La alcalinidad desempeña un papel importante en los procesos anaerobios, compensando no solo la producción de los ácidos volátiles, sino también la de CO2. La alcalinidad natural de estos procesos es debida al bicarbonato, y da lugar a un sistema tampón de pH comprendido entre 6,8 y 7,2. En la figura 8.11 se aprecia que en los límites de trabajo normal de un trata- miento anaerobio se requiere disponer de una alcalinidad de aproximadamente 1500 mgL± cuando el gas tiene en su composición 30 % de CO2. Cuando la alcalinidad necesaria no existe en el medio, debe ser adicionada. Fig. 8.11. Alcalinidad del medio y composición de los gases en función del pH. Aunque la alcalinidad es esencial para una digestión balanceada, su valor en sí mismo no es un indicador adecuado que permita predecir posibles dificultades actuales o futuras del proceso. Esto se debe a que en la medida en que la alcalinidad al bicarbonato es consumida y destruida, se forma alcalinidad vinculada a los ácidos volátiles. Las determinaciones de alcalinidad y ácidos volátiles pueden utilizarse simultáneamente como indicadores de la condición de la digestión.21 La relación entre la alcalinidad total, la debida al bicarbonato y la concentra- ción de ácidos volátiles es: AT = AB + 0,71 AV (8.2) donde: AT: Alcalinidad total, mgL± como CaCO3. AB: Alcalinidad debida al HCO3±, mgL± como CaCO3. AV: Concentración de ácidos volátiles, como (HCH3 COO). 271

Menéndez Gutiérrez, C. y J. Pérez Olmo Es deseable que la capacidad tampón del proceso de digestión sea alta. Esto se traduce en que la relación ácidos volátiles / alcalinidad sea baja (entre 0 y 0,1). Valores de esta relación cercanos a 0,5, es una señal de la existencia de problemas en el proceso. El pH del digestor comienza a descender rápidamente si esa relación llega a valores tan altos como 0,8. 8.6. MÉTODOS DE DISEÑO Esencialmente hay dos enfoques para el diseño de reactores anaerobios: los que se basan en métodos empíricos, y los que utilizan criterios cinéticos. 8.6.1. Métodos empíricos Los métodos empíricos se utilizan fundamentalmente cuando se necesita digerir lodos producidos en alguna etapa anterior del tratamiento. A modo de criterio, en la tabla 8.8 se brinda la composición, en sólidos volá- tiles y fijos, de lodos crudos y digeridos. Tabla 8.8. Composición de los lodos Lodo Sólidos volátiles % Sólidos fijos % Crudos 70 a 75 30 a 25 Digeridos 50 50 8.6.1.1. Método de las cargas El método de las cargas o tradicional para el diseño de digestores de lodo brinda buenos resultados en la medida que los criterios que se utilicen se basen en la experiencia previa, sin extrapolar resultados anteriores a una nueva situa- ción. Este método determina el volumen requerido de reactor en función de una carga asumida. El factor de carga más utilizado es que se basa en los kg de sólidos volátiles añadidos por cada m3 de reactor por día. La carga recomendada para los reac- tores normales está entre 0,03 y 0,10 kg de sólidos volátiles (SV) por m3 por día, con tiempos de retención de 30 a 90 días. En el caso de reactores de alta carga es posible utilizar cargas de hasta 1,6 a 6,4 kg de SV por cada m3 por día, para tiempos de retención de 10 a 20 días. 272

Digestión Anaerobia 8.6.1.2. Método de la reducción de volumen A medida que la digestión tiene lugar, el lodo experimenta una reducción de volumen. Teniendo en cuenta esta característica, el volumen del reactor puede calcularse, Vª 2 º «¬ V f 3 Vf  Vd »¼ .t (8.3) donde: V: volumen del digestor. Vf: volumen diario de lodo crudo. Vd: volumen diario de lodo digerido. t: tiempo de retención. Ejemplo 8.1 Estime el volumen de un digestor para tratar 5000 kgd± (base seca) de un lodo orgánico producido en otra etapa de tratamiento. Asuma que 75 % de los sólidos es volátil. Utilice el método de las cargas. Carga: 4 kg.m±·d± Sólidos volátiles en los 5000 kg de lodo = 5000 · 0,75 = 3750 kg Volumen del digestor 3750 kg d  1 937,5 m3 4 kg m-3 d  1 Ejemplo 8.2 Determine el volumen de un reactor para digerir 3500 kgd± (base seca) de un lodo que contiene 95 % de humedad. Asuma que 75 % de los sólidos es volátil. Considere que hay una reducción del 60 % de los sólidos volátiles, con una humedad de 92 %. Tiempo de retención de 25 días. Si el lodo que contiene 95 % de humedad, su peso específico es 1,02 kgL±, por tanto el volumen de lodo a digerir es: Vf 3500 68,63 m3 1,02 . 0,05 .103 La masa de lodo después de la digestión será 40 % de los volátiles que entraron más los fijos que no se degradan (25 % de los sólidos totales). Sólidos volátiles en los 3500 kg de lodo = 3500 · 0,75 = 2625 kg Sólidos fijos = 3500 · 0,25 = 875 kg 273

Menéndez Gutiérrez, C. y J. Pérez Olmo El lodo digerido, con 92 % de humedad, tiene un peso específico de 1,04 kgL± Vd 875  2625 . 0,4 23,14 m3 1,04 . 0,08 .103 ª V 2 º ˜t ¬« V f  3 Vf  Vd ¼» V ª¬«68,63  2 68,63  23,14 »¼º ˜ 25 3 V = 958 m3 8.6.2. Ecuaciones de diseño basadas en criterios cinéticos El uso principal que han recibido los modelos basados en criterios cinéticos, llamados en ocasiones modelos conceptuales, es en el control y simulación de los procesos. 8.6.2.1. Tiempo de retención y volumen del digestor Para un digestor anaerobio que opere a flujo continuo y mezcla completa, el tiempo de retención viene dado por ș ǻS ˜ S0 (8.4) Xk S donde: 'S = S0± 6 mgL±. S: DBO ó DQO en el efluente. S0: DBO ó DQO en el afluente al reactor. X: concentración de sólidos suspendidos volátiles en el reactor. k: constante específica de remoción de sustrato, d±. El volumen efectivo del digestor se obtiene, (8.5) V = q · Q m3 Q: flujo de entrada al digestor, m3d². 274

Digestión Anaerobia 8.6.2.2. Edad del lodo y producción de sólidos Aunque la producción de biomasa durante la digestión anaerobia es mucho menor que en los procesos aerobios, siempre hay que considerarla, pues ella va a garantizar en cierta medida que el reactor no se lave con la consecuente inhibición del proceso. ǻ X Y ǻ%V  kb X kgm±d± (8.6) donde: 'X: producción de sólidos, kgm±d±. Y: rendimiento. 'BV: razón de carga volumétrica, kgm±d±. Valores tìpicos de Y y kb. Y: ± kb: ± Cuando la producción de biomasa es 'X, y se desea una concentración de SSV en el reactor igual a X, la edad de lodo requerida es, șX X (8.7) ǻ; d El valor de la edad de lodo siempre debe ser superior al valor crítico definido por la ecuación 8.1. 8.6.2.3. Volumen de gas producido La producción de gases en los procesos de digestión es muy variable y depende en alguna medida de la composición del agua residual.22 En términos generales, y tomando como base la DQO, puede estimarse la producción total de gas a TPN como, GT = 0,5 ('BV±1,42 X)· V m3d± (8.8) ǻ Bv ǻS ș donde: (8.9) Si lo que se desea es el volumen de CH4, G = 0,35 (' BV± 1,42 DX)·V m3d± 275

Menéndez Gutiérrez, C. y J. Pérez Olmo 8.6.2.4. Nutrientes El N y P que se requiere en los procesos anaerobios es menor que los que exigen los aerobios, N = 0,12 'X·V kgd± (8.10) P = 0,025 'X·V kgd± (8.11) Ejemplo 8.3 Determine las dimensiones de un digestor completamente mezclado para obtener 87 % de remoción de DQO de un agua residual cuyo flujo es de 750 m3d±. DQO del afluente = 16000 mgL± Y = 0,1 kb = 0,02 d± k = 6 d± X = 6000 mgL± Edad del lodo mínima = 15 d Cálculo del tiempo de retención a partir de la información cinética: ș ǻ6 ˜ S0 kX S ș 13920 ˜16000 3 d 6 .6000 2080 Volumen efectivo del digestor: V = q · Q = 3 · 750 = 2250 m3 Comprobación de la edad del lodo: șX X ǻ; ǻ X Y ǻ%V  kb X ǻ X 0,1˜13920  0,02 ˜ 6000 344 g m -3 d 1 3 Por tanto, șX 6000 17,4 d 344 La edad del lodo es superior a la mínima fijada por las condiciones de diseño. 276

Digestión Anaerobia Producción de CH4 a TPN: G = 0,35 ('BV±DX)·V G  ±Â ± · 2250 G = 3269 m3d± 8.6.3. Método experimental para determinar los parámetros cinéticos El procedimiento de laboratorio que se detalla a continuación es en esen- cia el descrito por Eckenfelder y Ford.23 Procedimiento Para las pruebas en laboratorio se emplea un reactor con un volumen efectivo de 1 a 5 litros. El montaje del equipamiento necesario está esquematizado en la figura 8.12. 1. Tomar un volumen de lodo digerido activo de una instalación en opera- ción. Filtrar el lodo a través de una malla gruesa para eliminar partículas como semillas, paja, etc. Si fuera necesario, diluir con agua corriente. 2. Introducir el lodo en el digestor. Mantener la temperatura constante a 35 °C y agitado en contenido del reactor durante todo el tiempo que dure la experiencia. 3. No alimentar agua residual ni extraer licor mezclado del reactor hasta que se aprecie producción de gas. Asegurar que el dispositivo esté her- mético para evitar fuga de gas. 4. Una vez que se aprecie producción de gas, introducir residual aplicando una carga a 4 kg DBO m±d±, por un periodo no menor a un tiempo equivalente a un tiempo de retención. Es aconsejable, durante este perio- do inicial de aclimatación, alimentar el reactor 2 ó 3 veces en el día, de manera tal que la carga total no sobrepase los 4 kg DBO m±d±. 5. El pH es un parámetro que siempre debe ser vigilado, pero más cuidado- samente durante la aclimatación. En caso de disminuir por debajo de 6, añadir alcalinidad para mantenerlo entre 6,5 y 7,5. El licor mezclado debe tender a crear su propio sistema tampón. 6. Proceder a la alimentación del residual con un flujo continuo, con una extracción diaria de un volumen igual al alimentado. 277

Menéndez Gutiérrez, C. y J. Pérez Olmo Fig. 8.12. Digestor anaerobio a escala de laboratorio. 7. Registrar la siguiente información: Tabla 8.9. Información a obtener en el laboratorio Residual crudo (afluente) Efluente (licor mezclado) pH PH DBO ó DQO DBO ó DQO Alcalinidad Acidez SSV Ácidos volátiles 8. Registrar el volumen de gas producido diariamente y su composición (CH4, CO2) 9. Tabular los datos obtenidos según se muestra en la tabla 8.10 del ejemplo 8.4. 10.Calcular las constantes k,Y y kb graficando la data según la información de las tablas 8.10 y 8.11. En las figuras 8.13 y 8.14 aparecen los gráficos co- rrespondientes. Ejemplo 8.4 En pruebas de laboratorio realizadas en buenas condiciones de operación, se obtuvieron los datos de la tabla 8.10 para un digestor anaerobio. Determine: a) Velocidad específica de remoción de DBO. b) El rendimiento y la constante de autooxidación. 278

Tabla 8.10. Tabla de trabajo del ejemplo 8.4 Digestión Anaerobia T S0 S X TX G (d) (mgL-1) (mgL-1) (mgL-1) (d) (m3d-1) 2 14 0,25 15000 13500 1200 3 15 4 17 0,50 15000 12000 1500 6,25 24 20 27 2,0 15400 9000 1164 28 25 3,0 14800 7250 1260 4,5 15150 4500 3156 5,0 14750 3750 4400 dS S a) Considerando que se cumple que dt kX se prepara la tabla 8.11 S0 Tabla 8.11. Tabla de trabajo del ejemplo 8.4 2,0 0,75 0,50 0,49 0,30 0,25 'BX (kgkg-1d-1) 5,0 4,0 2,75 S S0 0,9 0,8 0,58 Se grafica ǻ BX contra S según la figura 8.13. La pendiente da el S0 valor de k = 6,7 d± 1 b) Para el cálculo de Y y kb, se grafica șX a) contra 'BX de acuerdo con la tabla 8.12 y la figura 8.14 Tabla 8.12. Tabla de trabajo del ejemplo 8.4 ' BX 5,0 4,0 2,75 2,0 0,75 0,50 (kgkg-1d-1) 0,5 0,33 0,25 0,16 0,05 0,036 1 șX 279

Menéndez Gutiérrez, C. y J. Pérez Olmo 'BX Fig. 8.13. Cálculo de la constante de velocidad ('BX vs S/So). Fig. 8.14. (1/èX vs BX ). 8.6.4. Consideraciones de diseño para reactores UASB El diseño de los reactores de manto de lodo de flujo ascendente en general se basa en elementos hidráulicos para DQO menores de 1000 mgL± y tiempos de retención inferiores a 8 h. La velocidad ascensional en la zona de paso del dispositivo separador superior debe ser mantenida menor que 3 m3m±h± para lodos floculentos (no granulares). Esta velocidad pue- de llegar hasta 6 m3m±h± para los lodos granulares típicos. En todos los casos se recomienda que en la zona de sedimentación la velocidad sea menor que 1 mh±. 280

Digestión Anaerobia Cuando el criterio de diseño es hidráulico el volumen efectivo del reactor se calcula, V = T· Q (8.12) Para aguas residuales con elevada DQO, el criterio de diseño se fundamen- ta en la carga orgánica volumétrica (BV). Por lo tanto, el cálculo del volumen será, V S0 ˜Q (8.13) BV En la figura 8.15 se refleja la variación de la carga volumétrica recomenda- da en el diseño de reactores UASB, en función de la temperatura, para reacto- res con 25 kg SSV·m±. Para el tratamiento de aguas residuales diluidas, similares a las domésti- cas, la altura recomendada para los reactores es de 3 a 5 m. Para DQO entre 1000 y 5000 mgL±, los mejores resultados se obtienen con alturas de reactor de 5 a 6 m. Fig. 8.15. Carga orgánica volumétrica en función de la temperatura para el diseño de reactores UASB.10 En los reactores UASB el sistema de distribución del afluente y el separador gas-sólido-líquido, revisten especial importancia. Del sistema de distribución depende que el manto de lodos tenga un contac- to más íntimo con el agua residual, evitando las zonas muertas y canalizaciones. La distribución se hace a través de boquillas. Las boquillas pueden distribuirse en el fondo del reactor con una densidad que puede variar desde 1 ó 2 por m2 para aguas con DQO menores de 1000 mgL±, y hasta 6 por cada m2 en el caso de BV 4 kg DQOm±d±. 281

Menéndez Gutiérrez, C. y J. Pérez Olmo Entre los objetivos del separador gas-sólido-líquido pueden señalarse: ± Facilitar la separación y descarga del biogás. ± Prevenir, mediante decantación, el lavado de flóculos y granos. Como ya fue destacado, en el separador se considera de importancia la velocidad en los pasos entre colectores y en la zona de sedimentación. Se reco- mienda que el área de paso entre los colectores sea aproximadamente 20 % del área superficial del reactor. 8.7. PUESTA EN MARCHA DE LOS DIGESTORES ANAEROBIOS Sin duda, uno de los aspectos más complejos de la operación de los digestores es la puesta en marcha. Aun cuando cada digestor tiene sus especificidades y por lo tanto, su propia estrategia de puesta en marcha, se destaca un conjunto de aspectos que de manera general ha de considerarse en todos ellos. Estos son: ± Inóculo. ± Carga orgánica. ± Control de los ácidos grasos volátiles. Como inóculo de los digestores es preferible el empleo de una población de microorganismos que haya sido previamente adaptada al sustrato que va a ser utilizado. Además se prefiere el empleo de una mezcla de diferentes fuentes con biomasa activa que emplear una sola.24 El volumen inicial de inóculo nunca debe ser menor del 10 % del volumen efectivo del reactor. Una vez cargado el reactor con el inóculo y el sustrato de interés, se reco- mienda no iniciar el flujo continuo, sino mantener el sistema a no flujo hasta que se aprecie producción de gas. Teniendo en cuenta que en la etapa inicial del proceso la población de microorganismos necesita adaptarse a las condiciones de operación que se im- ponen, la carga inicial debe ser menor a la de la operación normal que se preten- de en el futuro. Puede iniciarse la puesta en marcha con un valor aproximado de carga orgánica de 0,15 kg DBO.(kg SSV.d)±. Esta carga deberá ser incrementada en la medida que se observe una adecuada autoregulación del pH así como la alcalinidad del medio, y exista control sobre la concentración de los ácidos volátiles. Debe propiciarse además un determinado nivel de mezcla den- tro del reactor para facilitar el contacto contaminante-biomasa. El funciona- miento adecuado del digestor puede ser estimulado si junto al sustrato se adiciona algún otro residual de fácil degradación. 282

Digestión Anaerobia Considerando que en un inicio el sistema buffer o tampón de pH que estos sistemas poseen no está desarrollado, lo más común es que se aprecie una tendencia a decrecer el pH debido a la formación de los ácidos grasos. El pH ha de mantenerse en un valor cercano a 7 mediante la adición de una base. Notas bibliográficas 1 HENZE0³)XQGDPHQWDOVRIDQDHURELFGLJHVWLyQ´Water Sci. Tech., vol. 15, no. 3, 1983. 2 ECKENFELDER, W.W.: Water Quality Engineering for Practicing Engineers, CBI Pub. Co. Inc., EU. 3 YOUNG, J.C. AND P.L. MCCARTY:³7KHDQDHURELFILOWHUIRUZDVWH WUHDWPHQW´ Jour. Water Poll, Control Fed., vol. 41, no. 1, 1969. 4 VAN DER BERG, L. AND C.P. LENTZ:³&RPSDULVRQEHWZHHQXSDQGGRZQIORZ anaerobic fixed film reactors of varying surface-to-volume ratios for the WUHDWPHQWRIEHDQEODQFKLQJZDVWH´3URFth Purdue Ind. Waste Conf., 1979. 5 LETTINGA, G. ET AL.³8VHRI 8SIORZ6OXGJH%ODQNHW 86%  UHDFWRUFRQFHSW IRU ELRORJLFDO ZDVWHZDWHU WUHDWPHQW´ Biotechnol. Bioeng, vol. 25, no. 10, 1980. 6 YOUNG,-&³)DFWRUVDIIHFWLQJWKHGHVLJQDQGSHUIRUPDQFHRIXSIORZDQDH URELFILOWHUV´Water Sci. Tech., vol. 24, no. 8, 1991. 7 JENNET, J.C. AND H.D. DENNIS³$QDHURELFILOWHUWUHDWPHQWRISKDUPDFHXWLFDO ZDVWH´Jour. Water Poll, Control fed., vol. 47, no. 1, 1975. 8 COULTER, J.E. AND M.B. ETTINGER ³$QDHURELF FRQWDFW SURFHVV IRU VHZDJH GLVSRVDO´Sewage and Ind. Wastes, vol. 29, no. 4, 1957. 9 GUIOT, R.S., Y. ARCAND AND C. CHAVARIE³$GYDQWDJHVRIIOXLGL]DWLRQRQJUDQX OHVL]HDQGDFWLYLW\\GHYHORSPHQWLQXSIORZDQDHURELFEHGUHDFWRUV´Water Sci. Tech., vol. 26, no. 3-4, 1992. 10 LETTINGA, G. AND P.L. HULSHOFF³8$6%SURFHVVGHVLJQIRUYDULRXVW\\SHVRI ZDVWHZDWHUV´Water Sci. Tech., vol. 24, no. 8, 1991. 11 IZA, J.:³)OXLGL]HGEHGUHDFWRUVIRUDQDHURELFZDVWHZDWHUWUHDWPHQW´Water Sci. Tech., vol. 24, no. 8, 1991. 12 METCLAF AND EDDY: Ingeniería de Aguas Residuales. Tratamiento, Vertido y Reutilización, 3ra. Edic., vol. 1, p. 487, Mc Graw Hill, 1996. 13 HENZE, M. AND P. HARREMOES³$QDHURELFWUHDWPHQWRIZDVWHZDWHULQIL[HG ILOP UHDFWRUV´$ /LWHUDWXUH 5HYLHZ Water Sci. Tech., vol. 15, no. 8/9. 1983. 14 SPEECE, R.E.:³7R[LFLW\\LQDQDHURELFGLJHVWLRQ´3URFth Int., Symposium on anaerobic digestion, Guanghou, China, 1985. 283

Menéndez Gutiérrez, C. y J. Pérez Olmo 15 HARRIS, W. L. AND R. DAGUE³&RPSDUDWLYHSHUIRUPDQFHRIDQDHURELFILOWHUV DWPHVRSKLOLFDQGWKHUPRSKLOLFWHPSHUDWXUHV´Water Environment Res., vol. 65, no. 6, 1993. 16 JEWELL : ³$QDHURELF 6HZDJH 7UHDWPHQW´ (QY Sci. Tech., vol. 21, no. 1, 1987. 17 MC CARTY, P.L.:³$QDHURELFZDVWHWUHDWPHQWIXQGDPHQWDOV´3DUW7R[LF Materials and their Control, Pub. Works, vol. 91, no. 11, 1964. 18 KROEKER, E.J. ET AL ³$QDHURELF WUHDWPHQW SURFHVV VWDELOLW\\´ -RXU Water Poll. Control, vol. 51, no. 4, 1979. 19 GUPTA, A.R., R. FLORA, M. GUPTA, G. SAYLES AND M. SUIDAN³0HWKDQRJHQH sis and sulphate reduction in chemostats I. Kinetic studies and experi- PHQWV´Water Res., vol. 28, no. 4, 1994. 20 MCCARTY, P.L. ET AL.:³,QGLYLGXDOYRODWLOHDFLGLQDQDHURELFWUHDWPHQW´-RXU Water Poll. Control Fed., vol. 35, no. 12, 1963. 21 JENKINS, S.R., J.M. MORGAN AND X. ZHANG³0HDVXULQJWKHXVDEOHFDUERQDWH DONDOLQLW\\RIRSHUDWLQJDQDHURELFGLJHVWHUV´5HV-RXUWater Poll. Con- trol Fed., vol. 63, no. 1, 1991. 22 ZEPENG, C. ET AL.:³7KHDSSOLFDWLRQRIWZRSKDVHDQDHURELFGLJHVWLRQRQWKH disposal of organic wastewater Proc. 4th Int. Symposium on anaerobic GLJHVWLRQ´*XDQJKRX&KLQD 23 ECKENFELDER, W.W. AND D.L. FORD: Water Pollution Control, Jenkins Book Pub. Co. E.U., 1970. 24 WEILAND, P. AND A. ROZZI³7KHVWDUWXSRSHUDWLRQDQGPRQLWRULQJRIKLJK UDWHDQDHURELFWUHDWPHQWV\\VWHPV´Water Sci. Tech., vol. 24, no. 8, 1991. 284

Manejo de Lodos CAPÍTULO 9 MANEJO DE LODOS 9.1. INTRODUCCIÓN Un aspecto importante en el tratamiento de los residuales industriales líqui- dos (RIL) lo constituye la manipulación de los lodos o fangos que se obtienen, sean estos de naturaleza orgánica o inorgánica. Los lodos producidos en los tratamientos biológicos de aguas residuales pue- den provenir de los sedimentadores primarios y secundarios así como de los tratamientos terciarios. Estos lodos están constituidos fundamentalmente de materia orgánica, con una fracción volátil entre 60 y 80 %. En los tratamientos físico-químicos como puede ser la coagulación, los lodos que se producen son eminentemente de naturaleza inorgánica. Uno u otro lodo posee en su composición agua en un alto porcentaje. Esto dificulta tanto su manipulación como su disposición. La magnitud del problema se evidencia en un cálculo sencillo al considerar los residuales de una industria cuyos lodos corresponden a una población equi- valente a 500000 personas. En ese caso se producen aproximadamente 0,09 kg de lodo por habitante. Si se asume un contenido de humedad de 97 %, esto significa que se manejan diariamente 3000 m3 de lodo. La naturaleza de los lodos, orgánica o inorgánica, define el tratamiento al que deben ser sometidos antes de su disposición final, pero en uno y otro caso deben ser transportados y manipulados antes y después del tratamiento que se emplee para los mismos. 9.2. CONTENIDO DE HUMEDAD Y VOLUMEN DE LOS LODOS La gravedad específica de los sólidos en los lodos puede ser determinada mediante la expresión: Ws Wf  Wv (9.1) Ss Sf Sv 285

Menéndez Gutiérrez, C. y J. Pérez Olmo donde: Ws: masa de sólido (sólido seco), kg. Ss: gravedad específica de los sólidos secos. Wf: masa de sólidos fijos (fracción no volátil de los sólidos), kg. Wv: masa de sólidos volátiles, kg. Sf: gravedad específica de los sólidos fijos. Sv: gravedad específica de los sólidos volátiles. Teniendo en cuenta que la fracción filtrable de los lodos es relativamente pequeña comparada con la no filtrable, los sólidos pueden ser tomados como el residuo total después de secada la muestra a 105 ºC. Si en determinada circunstancia la fracción filtrable es de tal magnitud que no puede ser despreciada, debe trabajarse con los sólidos suspendidos o no filtrables. La gravedad específica de la materia orgánica puede ser tomada como 1,2 a 1,4, mientras que la de la materia inorgánica varía entre 1,5 y 2,5. Una vez que se conoce la gravedad específica de los sólidos secos, puede calcularse la de los lodos mediante la relación: S Ws  Ww (9.2) Ww  Ws Ss donde: S: gravedad específica de los lodos. Ws: masa de sólido seco. Ww: masa de agua. Ss: gravedad específica de los sólidos secos. No es difícil demostrar que para los lodos orgánicos cuyo contenido de hu- medad sea del 90 % o mayor, su gravedad específica puede ser tomada como 1,0 sin cometer mucho error. El volumen de lodo, calculado a partir de su contenido de sólido y % de humedad es, V Ws §¨100  P ¸· © 100 ¹ ȡW ˜S (9.3) V: volumen de lodo, m3. P: contenido de humedad, %. U w: densidad del agua, kgm-3. 286

Manejo de Lodos A los efectos prácticos puede asumirse sin mucho error, que la densidad del agua es 1000 kgm-3 en el intervalo de temperatura entre 20 y 40 ºC. La ecuación 9.3 puede ser utilizada también en aquellos casos en los que se desee calcular el flujo de lodo, Qs (m3d-1), si el término Ws está dado como flujo másico (kgd-1). 9.3. LODOS PRIMARIOS Y SECUNDARIOS. CRITERIOS DE ESTIMACIÓN Siempre que no se disponga de toda la información necesaria para el cálculo preciso de los lodos en un sistema dado, se hace necesario acudir a métodos de cálculo aproximados. La producción de sólidos en los sedimentadores primarios y secundarios puede estimarse de manera aproximada utilizando las siguientes ecuaciones, Ws = Wsp + Wss (9.4) Ws: producción total de sólido seco, kgd-1. Wsp: producción de sólido seco en el sedimentador primario, kgd-1. Wss: producción de sólido seco en el sedimentador secundario, kgd-1. Por otro lado, Wsp = f · SS · Q · 10-3 (9.5) SS: sólidos suspendidos en el agua sin sedimentar, mg L-1. Q: flujo de agua residual que entra al sedimentador primario, m3 d-1. f: fracción de los sólidos suspendidos que es removida en el sedimentador primario y :VV IµÂ'%2Â4· 10-3 (9.6) DBO: concentración en el agua residual que entra a la unidad de tratamiento secundario, mg L-1. Iµ: fracción de la DBO aplicada que aparece como exceso de lodo en la unidad de tratamiento secundario. El cálculo estimado se basa, fundamentalmente, en la experiencia de trabajo que se tenga con cada residual en particular, estando la mayor variación en la IUDFFLRQHVI\\IµSDUDORVUHVLGXDOHVLQGXVWULDOHV Para residuales domésticos: f = 0,4; Iµ  Para residuales industriales f depende de los sólidos sedimentables. Para residuales domésticos: Filtros percoladores de baja velocidad Iµ  de alta velocidad Iµ  287

Menéndez Gutiérrez, C. y J. Pérez Olmo Lodo activado aeración extendida Iµ Iµ convencional Iµa Para residuales industriales: Iµa Iµa Lodo activado convencional papel Iµa azucarero cervecería tenería Ejemplo 9.1 Una industria del papel arroja diariamente 3000 m3 de un agua residual con una DBO de 300 mg L-1 y una concentración de sólidos suspendidos de 270 mg L-1. Para el tratamiento de esos residuales está concebido una sedi- mentación primaria donde se elimine 65 % de los sólidos suspendidos y 45 % de la DBO. El % de agua de los lodos primarios será de 94 %. La concentración esperada de los lodos secundarios es de 15000 mg L-1. Calcule el estimado de lodo a extraer en aquel caso en que se decida unir y espesar los lodos primarios y secundarios de conjunto hasta obtener una con- centración de sólidos de 9 %. Estime además el flujo de lodo a extraer. Wsp = f · SS · Q · 10-3 = 0,65 · 270 · 3000 · 10-3 = 526,5 kgd-1 Qsp Wsp ¨§ 100  P ¸· © 100 ¹ ȡW ˜S Qsp 526,5 8,77 m3 d-1 0,06 1000 ˜1 :VV IµÂ'%2Â4 · 10-3 = 0,55 · 300 · 0,35 · 3000 · 10-3 VHDVXPLyIµ  = 173,25 kg d-1 Q ss Wss §¨100  P ¸· © 100 ¹ ȡW ˜ S Qss 173,25 11,55 m3d-1 0,015 1000 ˜1 288

Manejo de Lodos Volumen de la mezcla de lodos primarios y secundarios, Qs = Qsp + Qss = 8,77 + 11,55 = 20,32 m3 d-1 Masa de sólidos en la mezcla, Ws = Wsp + Wss = 526,5 + 173,25 = 699,75 kg d-1 % en peso de sólidos en la mezcla antes del espesamiento: %peso 699,75 x 100 3,4 % 20,32 1000 Flujo de lodo espesado a extraer Qs 699,75 7,77 m3d-1 0,09 ˜1000 ˜1 Observe que un aumento en la concentración de sólidos por espesamiento del 3,4 % al 9 %, da lugar a una disminución en el volumen de lodos a manipular de 20,32 a 2,77 m3 d-1. La variación de la concentración de sólidos que puede obtenerse en una secuencia de tratamiento se muestra a continuación. Tabla 9.1. Secuencia de tratamiento sedimentación espesamiento deshidratación Conc. 0,5 ± 6,0 20 ± 12,0 18,0 ± 50,0 Sólidos (%) Los lodos primarios y los inorgánicos, generalmente tienen una mayor con- centración en cada una de las etapas de la secuencia de tratamiento que los obtenidos de la coagulación mediante aluminio o la de aquellos que proceden de lodos activados. Los procesos que normalmente se utilizan en la secuencia de deshidratación dependen de: ± Naturaleza y características del lodo. ± Método que se aplicará en la disposición final. 289

Menéndez Gutiérrez, C. y J. Pérez Olmo El espesamiento por gravedad y por flotación, la filtración al vacío o por presión, el tratamiento mediante calor, y el secado en lechos al aire libre, son algunos de los tratamientos que hoy día se utilizan para disminuir el contenido de agua de los lodos. En los países en desarrollo los procesos más comúnmente empleados son el espesamiento por gravedad y los lechos de secado debido a su relativo bajo costo de inversión, operación y mantenimiento. No obstante en ocasiones los volúmenes de lodos son tales que se hace necesario acudir a los procesos más intensivos y tecnológicamente más complejos. 9.4. ESPESAMIENTO POR GRAVEDAD Los principios que rigen este proceso así como los elementos fundamentales que facilitan el diseño y operación de los espesadores pueden ser tratados con más detalle. Sin embargo, aquí se dan algunos elementos de carácter práctico para el trabajo más cotidiano. Debe tenerse presente que los espesadores se diseñan sobre la base del área unitaria m2kg-1d-1, mediante la relación del área superficial con los sólidos que entran y salen del espesador. La carga másica de lodo, kgm-2d-1 recomendada para el trabajo de los espesadores varía con la facilidad que posea el lodo de perder el agua, y puede variar entre 20 kgm-2d-1 para lodos digeridos procedentes de un lodo activado, hasta 150 kgm-2d-1 para un lodo primario. El flujo por unidad de área que normalmente se recomienda para los espesadores varía entre 15 y 40 m3m-2d-1. Cargas superficiales menores pueden tener como consecuencia malos olores al producirse condiciones sépticas. En tales casos es recomendable el empleo de agua de dilución para aumentar el flujo por unidad de área. En los espesadores continuos es usual dejar una capa de lodo en el fondo del mismo para propiciar el aumento de su concentración. Normalmente el tiempo de retención de los sólidos oscila entre 0,5 y 2 días. Este tiempo de retención, llamado por algunos relación de volumen de fango (RVF), se calcula dividiendo el volumen ocupado por el manto de lodo en el espesador, entre el flujo diario de lodo extraído. Ejemplo 9.2 El lodo primario que se obtiene en una planta de tratamiento de aguas residuales es 16 m3 d-1 con una concentración de sólidos de 45000 mg L-1. Calcule el área requerida del espesador, asumiendo una carga másica de lodo de 50 kgm-2d-1. 290

Manejo de Lodos Considere además que en el sobrenadante sale 5 % de los sólidos que en- tran al espesador y que los lodos de fondo tienen una concentración de 8 %. Determine el agua de dilución que se necesita adicionar para obtener una carga superficial de 15 m3 m-2 d-1. Carga de lodo al espesador = 16 x 45000 x 10-3 = 720 kg d-1 Área de tanque requerida = A 720 A 14,4 m2 50 Diámetro = D D §¨ 14,4 ˜ 4 ·¸0,5 4,28 m ©ʌ¹ Volumen de lodo espesado = V (ec. 9.3) V 720 ˜ 0,95 ˜ 8,55 8,55 0,08 ˜1000 ˜1 m3d-1 Flujo por unidad de área = q q 16 1,11 14,4 m3 m-2 d-1 El flujo de agua suplementario que se necesita para lograr una carga super- ficial de 15 m3m-2d-1 será, ±  P3d-1 Si el manto de lodo espesado tiene una profundidad de 1,25 m, estime el tiempo de retención de los lodos en el espesador, ș 1,25 ˜14,4 2,1 d 8,55 9.5. LECHOS DE SECADO El método más común de secado de lodos espesados es el de los lechos de secado, teniendo en cuenta su economía y que no requiere de personal especia- lizado. Se utiliza fundamentalmente en plantas pequeñas de tratamiento de alba- ñales y para algunos residuales industriales. 291

Menéndez Gutiérrez, C. y J. Pérez Olmo El secado en los lechos se produce a través de los procesos de percolación y evaporación. Por esta razón su diseño y empleo está influido por las condicio- nes climáticas prevalecientes. La fracción de agua que se elimina por percolación varía de 0,2 a 0,5 en dependencia el contenido inicial de sólidos y de sus características, así como de la radiación solar que incide sobre el mismo. En el tema no se insistirá en el diseño empírico de los lechos de secado. No obstante, a continuación se resumen algunos criterios que mejor se ajustan al diseño de estos dispositivos en países que reciben una buena radiación solar durante la mayor parte del año. Tabla 9.2. Parámetros empíricos para el diseño de lechos de secado Tipo de lodo digerido Área m2 (persona)-1 Primario 0,040 Primario y filtro percolador 0,044 Primario y lodo activado 0,112 Lodo de precipitación química 0,076 Cuando los lodos a secar proceden de un tratamiento de residuales indus- triales es recomendable, siempre que se pueda, realizar pruebas de secado de los mismos antes de proceder a diseñar con criterios que quizás no se ajustan a un caso particular. Swanwick1,2 ha desarrollado una metodología para el estudio de la deshidrata- ción de los lodos en lechos de secado. Esta metodología se describe a continuación: 1. Utilice un tubo de vidrio de 2,50 cm de diámetro con arena en el fondo. 2. Introduzca en el tubo el lodo a secar hasta tener una altura de aproxima- damente de 30 a 45 cm. 3. Permita el drenaje del agua durante un periodo entre 12 y 48 horas, de- pendiendo del contenido de humedad. 4. Extraiga la torta drenada y determine su contenido de humedad. 5. Exponga la torta a la evaporación natural en contacto directo con el aire. Controle periódicamente el contenido de humedad hasta que se alcance el valor deseado. 6. Determine la humedad. La diferencia entre el valor obtenido aquí y en el paso 4 es el agua a evaporar. 7. Infórmese de la evaporación y el régimen de lluvia anual de la zona a partir de datos meteorológicos. 8. Se acepta que la evaporación que ocurre en el lodo húmedo es 75 % de la que ocurre en el agua así como que 43 % del agua de lluvia es drenada y 75 % restante se evapora. 292

Manejo de Lodos 9. Calcule, mes a mes, la evaporación acumulativa multiplicada por el factor 0,75. Grafique este resultad en función del tiempo. Haga lo mismo con la lluvia caída, pero multiplicándola por el factor 0,57. 10.Estime, para cada mes, teniendo en cuenta los resultados en 9 y 6, el tiempo requerido para el secado del lodo. 11. Tabule, para cada mes, el área total requerida. 12.El área de diseño será la máxima hallada en el paso 11. 9.6. VOLUMEN DE AGUA PRODUCIDA Como consecuencia del proceso de deshidratación de los lodos, por cual- quier método que se utilice, se produce un volumen dado de agua que es preciso conocer. Esta agua no siempre está libre de sólidos. Si se trata de un espesador por gravedad operando en óptimas condiciones, el líquido claro obtenido puede contener entre 5 y 10 % de los sólidos iniciales del lodo. Con otros procedimien- tos el contenido de sólidos puede ser mayor o menor. El volumen de agua producida puede calcularse como sigue: Se sabe que, Cw Cs (9.7) (9.8) Ww Ws Cs: contenido de sólidos del lodo, %. Cw: contenido de agua en el lodo, %. Ws: masa de sólido, kg. Ww: masa de agua, kg. Entonces, 100  Cs Cs Ww Ws De aquí, Ww ¨§100 1¸· Ws (9.9) © Cs ¹ (9.10) Si se acepta que la densidad del agua es 1000 kg m-3, Vw = Ww · 10-3 donde: Vw: volumen de agua, m3. 293

Menéndez Gutiérrez, C. y J. Pérez Olmo Por tanto Vw ¨§100  1¸· Ws ˜103 (9.11) © Cs ¹ El agua que está asociada al cambio de concentración de un lodo desde (Cs)1 a (Cs) 2 es: Vw 1 §©¨¨ 1  1 ·¸¸¹ Ws (9.12) 10 (Cs)1 (Cs)2 Ejemplo 9.3 100 m3 d-1 de un lodo con un contenido de sólidos del 5 % es deshidratado por diversos tratamientos hasta alcanzar 20 %. Determine el volumen de líquido claro producido. (Cs)1 = 5 % (Cs)2 = 20 % Ws = 100 · 50000 · 10-3 = 5000 kg d-1 Aplicando la ecuación 9.12, Vw 1 §¨¨© 1  1 ¹¸·¸ ˜ 5000 10 5 20 Vw = 75 m3 d-1 Notas bibliográficas 1 SWANWICK, J.D.: Advances in Water Pollution Research, vol. II, Pergamon Press, N.Y., 1963. 2 _____________ : Water Poll. Research, +HU 0DMHVW\\¶V 6WDFLRQDU\\ 2IILFH London, 1966. 294

ANEXOS

ANEXO 1 VOLÚMENES MÍNIMOS DE MUESTRAS Y CRITERIOS PARA SU CONSERVACIÓN Parámetro Volumen Conservación Tiempo mínimo de máximo de Aceites y muestra, mL grasas conservación Acidez 1000 Alcalinidad añadir H2SO4 hasta pH 28 d DBO 100 2 y refrigerar DQO 200 Carbono 1000 refrigerar 24 h orgánico, total 100 refrigerar 24 h Nitrato 100 Nitrito refrigerar 6h Amoniaco 100 100 añadir H2SO4 hasta pH 7d N-org 500 2 y refrigerar Fosfato 500 refrigerar y añadir HCl 7d Oxígeno hasta pH 2 disuelto 100 pH refrigerar 48 h 300 refrigerar 12 h 7d Añadir H2SO4 hasta pH 2 y refrigerar 7d añadir H2SO4 hasta pH 48 h 2 y refrigerar refrigerar Analizar inmediatamente Analizar inmediatamente 297

ANEXO 2 DISTRIBUCIÓN NORMAL ACUMULATIVA N P(X) N P(X) N P(X) 0,00 0,5000 0,55 0,7088 1,05 0,8531 0,05 0,5160 0,60 0,7257 1,10 0,8643 0,10 0,5398 0,65 0,7422 1,15 0,8749 0,15 0,5596 0,70 0,7580 1,20 0,8849 0,20 0,5793 0,75 0,7734 1,25 0,8944 0,25 0,5987 0,80 0,7881 1,30 0,9032 0,30 0,6179 0,85 0,8023 1,35 0,9115 0,35 0,6368 0,90 0,8159 1,40 0,9192 0,40 0,6554 0,95 0,8289 1,45 0,9265 0,45 0,6736 1,00 0,8413 1,50 0,9332 0,50 0,6915 298