TRATAMIENTO ARC modif.doc

UNIVERSIDAD NACIONAL DE CAJAMARCAUNIVERSIDAD NACIONAL DE CAJAMARCA

TRATAMIENTO DE AGUAS RESIDUALESTRATAMIENTO DE AGUAS RESIDUALES INGº GASPAR V. MÉNDEZ CRUZINGº GASPAR V. MÉNDEZ CRUZ

SISTEMA DE ALCANTARILLADO SANITARIO

1. RED DE ALCANTARILLADO

2. TRATAMIENTO DE AGUAS RESIDUALES

2.1 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, por ejemplo, de un río (Alaerts,

1995). En la Tabla 2.1 se puede observar los contaminantes presentes en el agua residual.

Tabla 2.1 Contaminantes en el agua residual

Contaminante FuenteEfectos causados por la

descarga del agua residual en aguas superficiales

Sustancias que consumen oxígeno (MO* biodegradable).

ARD* y ARI* (proteínas, carbohidratos, grasas, aceites).

Agotamiento del oxígeno, condiciones sépticas.

Sólidos suspendidos ARD y ARI; erosión del suelo. Depósito de lodo; desarrollo de condiciones anaeróbicas.

Nutrientes: Nitrógeno Fósforo

ARD, ARI y ARA*ARD y ARI; descarga natural.

Crecimiento indeseable de algas y plantas acuáticas.

Microorganismos patógenos ARD Comunicación de enfermedades.

Materia tóxica Metales pesados Compuestos orgánicos tóxicos

ARIARA y ARI

Deterioro del ecosistema; envenenamiento de los alimentos en caso de acumulación.

MO refractaria (Difícil de degradar biológicamente)

ARI (fenoles, surfactantes), ARD (surfactantes) y ARA (pesticidas, nutrientes); materia resultante del decaimiento de la MO.

Resisten el tratamiento convencional, pero pueden afectar el ecosistema.

Sólidos inorgánicos disueltos Cloruros Sulfuros pH

Abastecimiento agua, uso agua, infiltraciónARD y ARIARI

Incremento del contenido de sal.

Olores: H2S Descomposición de ARD Molestia pública

*MO; Materia orgánica *ARD: Aguas residuales domésticas *ARI: Aguas residuales industriales; *ARA: Aguas residuales agrícolas.

Fuente: Alaerts (1995).

1



2.1.1 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).

Las ARD se generan a partir de distintas fuentes. Algunas de sus características se

presentan en la Fig. 2.1 y la Tabla 2.2.

2.1.2 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).

Fig. 2.1 Composición media de las ARD

Fuente: Metcalf & Eddy (1985).Tabla 2.2 Composición típica del ARD

2



ConstituyenteConcentración

Unidades Fuerte Media Débil

Sólidos Totales mg/l 1200 720 350 Sólidos Disueltos Totales mg/l 850 500 250 Fijos mg/l 525 300 145 Volátiles mg/l 325 200 105 Sólidos Suspendidos mg/l 350 220 105 Fijos mg/l 75 55 20 Volátiles mg/l 275 165 80Sólidos Sedimentables ml/l 20 10 5Demanda Bioquímica de Oxígeno mg/l 400 220 110Carbono Orgánico Total mg/l 290 160 80Demanda Química de Oxígeno mg/l 1000 500 250Nitrógeno (total en la forma N) mg/l 85 40 20 Orgánico mg/l 35 15 8 Amoniaco libre mg/l 50 25 12 Nitritos mg/l 0 0 0 Nitratos mg/l 0 0 0Fósforo (total en la forma P) mg/l 15 8 4 Orgánico mg/l 5 3 1 Inorgánico mg/l 10 5 3Cloruros mg/l 100 50 30Alcalinidad (como CaCO3) mg/l 200 100 50Grasa mg/l 150 100 50Sulfato mg/l 34 22 12Coliformes totales N°/100 ml 107 - 109 107 - 108 106 - 107

Compuestos orgánicos volátiles g/l >400 100 – 400 <100(1) Estos valores dependen de la cantidad presente de agua en el suministro

Fuente: Metcalf & Eddy (1995).

2.1.3 Fuentes de Aguas Residuales.

3



2.2 ESTIMACIÓN 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. Los dos tipos

básicos para la medición de caudal son los 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.

2.2.1 Medición de flujo en canales abiertos

Los líquidos que fluyen en canales abiertos o tuberías parcialmente llenas operando bajo

condiciones de presión atmosférica pueden ser medidos instalando un rebosadero dentro

del canal o tubería. Esto causa que el líquido fluya con cierta característica de forma y

tamaño que depende del dispositivo utilizado. Los cambios en la velocidad del flujo

producen un cambio medible del nivel del líquido cerca o en el mismo dispositivo. Este

nivel está relacionado con la velocidad de flujo mediante el uso de una fórmula

matemática apropiada de acuerdo a la geometría del vertedero diseñado (Fig. 2.2).

Cresta

Pared delvertedero

Ventilación

Pared de la cámara

Piso del canal

Punto paramedir la altura

Máxima altura: H

Mínima altura de lacresta: 2-3 H o 1 pie

4Hmínimo

Fig. 2.2 Dispositivo para medición media de flujo en canales abiertos

Fuente: WPCF (1990).

2.2.2 Cálculo Teórico del Caudal de Aguas residuales

Para iniciar el diseño de la infraestructura de tratamiento de agua residual, es necesario

conocer los diferentes parámetros que intervienen en ello, así tenemos los siguientes:

POBLACIÓN ACTUAL

PERIODO DE DISEÑO (15 -30 años)

DOTACIÓN PER-CAPITA (120 - 250 l/p/d)Habitante equivalente (1 vaca = 1 - 4 h.e, 1 cerdo = 3, 1 plaza de guardería = 0.5 y 1 plaza de hospital = 4)

VARIACIONES DEL CONSUMO: Coeficiente de Variación Diaria (K1= 1.2-1.5) y Horario (K2=2.5 -1.8)

4



El gasto medio diario es la cantidad de agua requerida para satisfacer las necesidades de

una población en un día de consumo promedio.

Los gastos máximo diario y máximo horario, son los requeridos para satisfacer las necesidades de la población en un día de máximo consumo, y a la hora de máximo consumo en un año tipo, respectivamente.

QMd = K1·Qmed QMh = K2·QMd

El Caudal de diseño para el sistema de alcantarillado sanitario, es una parte del consumo

de agua potable, según el RNC, este valor considera a un porcentaje del 80% del mismo.

Para efecto de diseño, de las diferentes estructuras de tratamiento de aguas residuales,

el Caudal respectivo, está en función del tiempo de retención de dichas aguas.

EJERCICIO. Determine el gasto medio, máximo diario y máximo horario, que demandará la

localidad de Chota, que tiene una población de 18,000 Hab. y que ha presentado una tasa de

crecimiento, según el interés compuesto, del 1.8 % anual. El período de diseño es de 15 años.

2.3 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, aguas subterráneas y 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.

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

5



acuerdo a su sedimentabilidad. 2) La estabilización biológica de los sólidos restantes. La

magnitud de estos propósitos dependerá del tipo de tratamiento empleado.

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).

Tabla 2.3 Criterios importantes para la selección de tratamientos de aguas residuales

1. El método debe proveer una eficiencia de tratamiento en la remoción de varias categorías de contaminantes:

Materia orgánica biodegradable (DBO), SS, amoníaco y compuestos orgánicos nitrogenados, fosfatos, patógenos.

2. La estabilidad del sistema respecto a interrupciones en la fuente de energía, picos de carga, interrupción en la alimentación y/o contaminantes tóxicos, debe ser alta.

3. La flexibilidad del proceso debe ser alta, con respecto a la escala a la cual es aplicada, posibilidades de ampliación y posibilidad de mejorar la eficiencia.

4. El sistema debe ser simple en su operación, mantenimiento y control ya que una buena operación no debe depender de la presencia de operadores e ingenieros experimentados.

5. El requerimiento de área debe ser bajo, en especial cuando no está disponible y/o el precio es alto.

6. El número de etapas de procesos (diferentes) requeridos debe ser lo más bajo posible.7. El tiempo de vida del sistema debe ser largo.8. La aplicación del sistema no debe sufrir ningún problema en la disposición del lodo.9. La aplicación del sistema no debe ser acompañada con mal olor y problemas de malestar en la

gente.10. El sistema debe ofrecer buenas posibilidades para recuperar subproductos útiles en irrigación y

fertilización.

11. Es recomendable disponer de experiencia suficiente en el manejo del sistema.Fuente: Lettinga y Hulshoff (1995a).

La Tabla 2.4 presenta una comparación de los aspectos más importantes en el proceso de

selección de tecnología para el tratamiento de aguas residuales.

6



Tabla 2.4 Factores claves para la selección de tecnología en tratamiento de aguas residuales en países desarrollados y en desarrollo

FactoresPaíses desarrollados Países en desarrollo

Crítico Importante Importante Crítico

Eficiencia Confiabilidad

Disposición de lodos

Requerimientos de área

Impacto ambiental

Costos de construcción

Costos operacionales

Facilidad de O & M*

Sostenibilidad *O & M: Operación y Mantenimiento

Fuente: Von Sperling (1995, citado por Peña 1998).

2.3.1 Tratamiento aerobio

El proceso aerobio se caracteriza porque la descomposición de la MO 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.

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.

2.3.2 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 material orgánico

no fue reconocida y el bajo desempeño de los sistemas anaerobios era atribuido a una

7



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.

2.3.2.1 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 evacua por transmisión al suelo desde los sistemas de irrigación

subsuperficial (Fair et. al., 1992).

2.3.2.2 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 compartimiento 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 compartimiento 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).

2.3.2.3 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

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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).

2.3.3 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 mesofílica, 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).

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 físico-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.

9



2.3.3.1 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. La Fig. 2.3 muestra una representación

esquemática de los procesos involucrados:

Material orgánico en suspensiónMaterial orgánico en suspensiónproteínas, carbohidratos, lípidosproteínas, carbohidratos, lípidos

Aminoácidos, azúcares Acidos grasos

Productos intermediospropionato, 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

Fig. 2.3 Secuencia de procesos en la digestión anaerobia de macromoléculas complejas (los números se refieren a porcentajes, expresados como DQO).

Fuente: van Haandel y Lettinga (1994).

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”.

- Seguidamente, los nutrientes orgánicos son convertidos en ácidos menos grasos en

una fase de “fermentación ácida”, la cual baja el pH del sistema.

10



- 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 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.

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 biogás. 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 biogás obtenido contiene mucho menos CO2 que el calculado con la

ecuación anterior, debido a la alta solubilidad del CO2 en el agua.

2.3.3.2 Factores que influyen en el tratamiento anaerobio de aguas residuales

11



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):

- 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.

Para van Haandel y Lettinga (1994), la temperatura es el factor ambiental de mayor

importancia en la digestión anaerobia de aguas residuales.

2.3.4 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).

12



En la Fig. 2.4 se observa la representación esquemática de los procesos de

descomposición aerobios y anaerobios.

PROCESO

MATERIA ORGANICA+

BACTERIASAEROBICAS

+OTROS

MICROORGANISMOS

CALOR

O 2 MICROORGANISMOSNUEVOS

(sintetizados)LODO

CO 2 +H 2 O

AEROBIA

MATERIA ORGANICA+

BACTERIASANAEROBICAS

+OTROS

MICROORGANISMOS(protozoarios y hongos)

CALOR

ACIDOSVOLATILES

90 %

CO 2 +CH 4 etc

95 %

CELULAS NUEVAS(sintetizadas)

10 %

CELULASNUEVAS

(lodo)

ANAEROBIA

Fig. 2.4 Representación esquemática de los procesos de descomposición aerobios y anaerobios

Fuente: (Sterling, 1987a).

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.

- 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 (Tablas

2.5 y 2.6).

Tabla 2.5 Tratamiento aerobio versus tratamiento anaerobio

Aerobio Anaerobio

C6H12O6 + 6 O2 6 CO2 + 6 H2O C6H12O6 3 CO2 + 3 CH4

13



Tiene ciertas limitaciones con la temperatura.

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.

Tiene fuertes limitaciones con la temperatura.

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.

Requerimiento bajo de nutrientes.

Se requiere pequeña área superficial.

Apropiado a economía de escala.

Largos periodos de arranque.

Recientemente establecida, todavía bajo

desarrollo para aplicaciones específicas.

Fuente: Adaptado de Arce (1997).

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 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.

Tabla 2.6 Beneficios y limitaciones del tratamiento anaerobio

Beneficios Limitaciones

1. Baja producción de exceso de lodo (estable).

2. Bajo requerimiento de nutrientes.

3. Sin requerimiento de energía para aireación.

4. Producción de metano.

5. El proceso puede manejar frecuentemente

altas cargas de alimentación.

6. El lodo anaerobio puede ser preservado

(inactivo) por muchos meses sin serios

deterioros.

7. Compuestos valiosos, como el amonio, son

conservados, lo que en casos específicos

puede representar un beneficio (si la irrigación

puede ser aplicada).

1. Las bacterias anaerobias (particularmente las

metanogénicas) son muy suceptibles de

inhibición por un gran número de compuestos.

2. Si no se cuenta con lodo adaptado, el proceso

de puesta en marcha es relativamente lento.

3. La digestión anaerobia normalmente requiere

de un adecuado post-tratamiento para la

remoción de la DBO remanente, amonio y

compuestos de mal olor.

4. Existe poca experiencia práctica, sin embargo

la situación a este respecto está cambiando

rápidamente.

Fuente: Lettinga et. al. (1984).

2.3.5 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

14



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.

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.

En la Fig. 2.5 se muestran algunos de los sistemas denominados de alta tasa.

2.3.5.1 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 entupimientos, principalmente cuando el agua residual tiene una concentración

elevada de sólidos en suspensión.

2.3.5.2 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%.

15



Filtro anaerobioascendente

Filtro anaerobiodescendente

Efluente

Afluente

Mediofiltrante

Biogas

Lechofluidizado

Lechoexpandido

B

Efluente

Biogas

Afluente

Mezclacompleta

Biogas

Efluente

Afluente

Decantador

Reactor anaerobio de flujoascendente y manto de lodos

UASBProceso de

contacto

B

Efluente

Biogas

Afluente

Reactor anaerobiode lecho fluidizado

Biogas

Efluente

Afluente

Biogas

Efluente

Afluente

Coberturade

plástico

Biogas

Efluente

Afluente

Manto delodo

B

Lecho de lodogranular expandido

Biogas

Efluente

Afluente

Recirculación(opcional)

Mediofiltrante

B

Manto de lodo

Manto delodo

Fig. 2.5 Sistemas anaerobios de alta tasa o modernos para el tratamiento de aguas residuales.


Si se considera una eficiencia definida y se compara varios tipos de tratamiento en

función del tiempo de permanencia se obtiene la Fig. 2.6.

16



Temperatura > 20ºC

30

0

50

70

80

90

1 2 5 10 20 50 100

Efic

ienc

ia d

e re

moc

ión

de D

QO

(%)

Tiempo de permanencia (h)

Fig. 2.6 Eficiencias de remoción y TRH para diferentes sistemas de tratamiento anaerobio


2.3.5.3 Reactor UASB

El reactor UASB fue desarrollado en la década del ’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).

En la Tabla 2.7 se presenta una comparación entre diversos sistemas de tratamiento de

agua residual en función a la población atendida y la superficie requerida.

La Fig. 2.7 muestra un esquema del reactor UASB con sus principales dispositivos, siendo

el más característico el separador GSL. Este separador es colocado en el reactor y divide

la parte inferior o zona de digestión, donde hay un lecho (manto) de lodos responsable de

la digestión anaerobia y una parte superior o zona de sedimentación. El agua residual

ingresa por el fondo del reactor y sigue una trayectoria ascendente, pasando por la zona

de digestión, atravesando una abertura existente en el separador GSL y entra a la zona

de sedimentación. La MO presente se mezcla con el lodo anaerobio presente en la zona

de digestión, existiendo la digestión anaerobia que resulta en la producción de gas y el

crecimiento de lodo.

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Tabla 2.7 Comparación de diversos sistemas de tratamiento de agua residual

SistemaPoblación

beneficiaria(habitantes)

Contribución percápita

(Lt/hab día)

Superficie requerida(m2/hab)

Aplicación en el sueloIrrigaciónRebalse de agua por tierraInfiltración

700070007000

150150150

22.5 a 87.01

7.5 a 22.51

0.3 a 10.51

Lagunas de estabilizaciónFacultativaAnaerobia + facultativaAireación + sedimentación

1000 a 500001000 a 500001000 a 50000

150150150

2.61

2.32

0.42

Tanque séptico+ infiltración en fozas+ Filtro anaerobio (Upflow)

500500

150150

4 to 61

0.31

Fozas de oxidación Sobre 10000 150 0.24

Sistema convencionalLodos activados + Digestión anaerobia Sobre 10000 150

2500.035

0.055

UASB Reactor Sobre 1000 150250

0.01 a 0.116

0.02 a 0.126

1 Superficie tierra, circulación, etc no incluida, 2 Incluido estimada de 30% del área para circulación, pendiente, etc, 3

Máxima población: 500 habitantes (Norma Brazilera), 4 Lechos de secado incluido, 5 Considerando secado mecánico de lodos, 6 El menor valor corresponde al secado mecánico de lodos; el mayor a lechos de secado.

Fuente: Vieira y García (1992).

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.

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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

Fig. 2.7 Esquema de un reactor UASB con sus principales dispositivos.

Fuente: Lettinga et. al. (1980).

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.

Las burbujas de biogás 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.

En la Tabla 2.8 se pueden observar algunos aspectos relevantes de algunos tipos de

tratamiento de agua residual.

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Tabla 2.8 Aspectos importantes de diferentes sistemas de tratamiento de agua residual

Aspecto Lodos activados Lagunas de estabilización UASB

DesempeñoRemoción de sólidos en suspensiónMOPatógenosNutrientes

> 95 %> 95 %90 %> 90 %

> 80 %> 90 %> 99.99 %> 20 %

> 80 %> 80 %> 80 %> 20 %

TamañoTiempo de permanenciaVolumen per cápitaÁrea per cápita

12 – 24 h75 – 150 l0.02 – 0.04 m2

20 – 30 días3 – 4 m3

3 – 4 m2

4 – 8 h25 – 50 l0.01 – 0.02m2

CostosConstrucciónOperaciónMantenimiento

Muy altoMuy altoMuy alto

Muy altoBajoBajo

BajoBajoBajo

Problemas causados Aerosoles Insectos, olores, estética (paisaje)

-

OtrosSimplicidadConfiabilidad

ComplicadaDepende de la energía eléctrica, a veces el lodo no decanta

SimpleOlores cuando no hay sol

SimpleConfiable

Fuente: van Haandel (1998).

La retención de lodo en reactores anaerobios de alta tasa se basa en (Lettinga et. al. 1989):

1. 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.

2. 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 articuladas móviles tal como el “Proceso Anaerobio de Film y

Lecho Expandido” y el “Sistema de Lecho Fluido”.

3. Reactores de manto de lodos, tales como el UASB (Lettinga et. al., 1974, 1979a,b, 1980,

1983, 1984, 1986; Lettinga y Hulshoff, 1986).

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.

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- Agregados de lodo de buena sedimentabilidad que son dispersados bajo la influencia

de la producción de biogás (el cual es particularmente elevado a cargas altas en reactores

altos), son retenidos en el reactor por separación del biogás 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 biogás en esta forma, se crea un sedimentador

en la parte alta del reactor. Las partículas de lodo pueden coalescer y sedimentarse.

- Agregados de lodo depositado en el compartimiento de sedimentación deben ser

capaces de deslizarse dentro del compartimiento 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 compartimiento de

sedimentación se puede prevenir instalando un bafle frente a la canaleta del efluente.

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