lunes, 28 de abril de 2008

PROCESOS FISICOS UNITARIOS


PROCESOS FISICOS UNITARIOS






Son los primeros métodos empleados en el tratamiento del agua residual; en ellos predomina la acción de las fuerzas físicas, siendo el desbaste, la floculación, la sedimentación, la filtración, la flotación y la transferencia de gases operaciones físicas unitarias típicas.
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MEDICION DE CAUDALES
Un aspecto crítico en la eficacia de explotación de una planta moderna de tratamiento de aguas residuales es la correcta selección, uso y mantenimiento de los aparatos de medición del caudal. Un sistema completo de medición del caudal consta de dos elementos: (1) un sensor o detector, y (2) un dispositivo convertidor. El sensor o el detector se exponen o se ven afectados por el flujo, mientras que el convertidor es el dispositivo que traduce la señal, o la lectura, desde el sensor hasta el elemento en el que se registran, o se leen las mediciones.
Tipos de aparatos de medición de caudales y su aplicación
Existe cierto número de aparatos disponibles para la medición de los caudales tanto en canales como en conducciones a presión. En los siguientes apartados, sólo se consideran
Flujo en lámina libre. En canales abiertos, o en conducciones parcialmente llenas, la determinación del caudal se lleva a cabo midiendo la perdida de carga generada por la introducción de una obstrucción en la conducción, tal como un estrangulamiento o una placa vertedero, o por medida de la sección mojada y de la velocidad de flujo asociada. Posiblemente, el dispositivo más utilizado para la medición del caudal de agua residual sea el aforador Parshall.
Conducciones en carga. Para la medición de los caudales en conducciones en carga las tres t6cnicas más empleadas son: (1) introducción de una obstrucción para crear una perdida de carga o diferencial de presión; (2) medición de los efectos que provoca el fluido en movimiento (p.e. cambios de momento, transmisión de ondas de sonido, inversión de campos magnéticos), y (3) medición de unidades incrementales de volumen del fluido. Los diferenciales de presión que pueden traducirse en lecturas del caudal se consiguen mediante elementos tales como los tubos de flujo, orificios, tubos de pitot, rotámetros y venturis. En el segundo grupo se incluyen aparatos de medición de propiedades

DESBASTE
La primera operación unitaria que tiene lugar en las plantas de tratamiento es la operación de desbaste. Una rejilla es un elemento con aberturas, generalmente de tamaño uniforme, que se utiliza para retener los sólidos gruesos existentes en el agua residual.
Descripción
Los elementos separadores pueden estar constituidos por barras, alambres o varillas paralelas, rejillas, telas metálicas o placas perforadas, y las aberturas pueden ser de cualquier forma, aunque normalmente suelen ser ranuras rectangulares u orificios circulares. Los elementos formados por varillas o barras paralelas reciben el nombre de rejas de barrotes. El término tamiz se circunscribe al uso de placas perforadas y mallas metálicas de sección cuneiforme. La función que desempeñan las rejas y tamices se conoce con el nombre de desbaste, y el material separado en esta operación recibe el nombre de basuras o residuos de desbaste. Según el método de limpieza que se emplee, los tamices y rejas pueden ser de limpieza manual o automática. Generalmente, las rejas tienen aberturas (separación entre las barras) superiores a 15 mm, mientras que los tamices tienen orificios de tamaño inferior a este valor.
Rejas. En los procesos de tratamiento del agua residual, las rejas se utilizan para proteger bombas, válvulas, conducciones y otros elementos contra los posibles daños y obturaciones provocados por la presencia de trapos y de objetos de gran tamaño. Las plantas de tratamiento de aguas industriales pueden no precisar la instalación de rejas, dependiendo de las características de los residuos.
Tamices. Los primeros tamices eran de disco inclinado o de tambor, y se empleaban como medio para proporcionar tratamiento primario, en lugar de tanques de sedimentación. El mecanismo de separación consistía en placas de bronce o de cobre con ranuras fresadas. Desde principios de los años setenta, el interés por el uso de todo tipo de tamices en el campo del tratamiento de las aguas residuales ha experimentado un considerable aumento. Su campo de aplicación se extiende desde el tratamiento primario hasta la eliminación de los sólidos en suspensión residuales de los efluentes procedentes de los procesos de tratamiento biológicos. Este renovado interés ha surgido, en gran medida, como consecuencia de la mejora en los materiales y en los dispositivos disponibles para el tamizado, además de la continua investigación realizada en este campo.
Análisis
El proceso de análisis asociado al uso de elementos de desbaste supone la determinación de las pérdidas de carga que se producen al circular el agua residual a través de ellos.
Rejas. Las pérdidas de carga que se producen al circular el agua a través de las rejas dependen de la velocidad de aproximación del agua y de la velocidad de circulación a través del elemento expresada en la formula:


HOMOGENEIZACION DE CAUDALES
La homogenización consiste simplemente en amortiguar por laminación las variaciones del caudal, con el objeto de conseguir un caudal constante o casi constante. Esta técnica puede aplicarse en situaciones diversas, dependiendo de las características de la red de alcantarillado. Las principales aplicaciones están concebidas para la homogenización de:
Caudal en tiempo seco
caudales procedentes de redes de alcantarillado separativas en épocas lluviosas
Caudales procedentes de redes de alcantarillado unitarias combinación de aguas pluviales y aguas residuales sanitarias
La aplicación de la homogeneización de caudales en el tratamiento del agua residual. En la disposición que recibe el nombre de «en línea», la totalidad del caudal pasa por el tanque de homogeneización. Este sistema permite reducir las concentraciones de los diferentes constituyentes y amortiguar los caudales de forma considerable. En la disposición «en derivación», sólo se hace pasar por el tanque de homogeneización el caudal que excede un límite prefijado. Aunque con este segundo sistema se minimizan las necesidades de bombeo, la reducción de la concentración de los diferentes constituyentes no es tan alta como con el primero.
Las principales ventajas que produce la homogeneización de los caudales son las siguientes:
Mejora del tratamiento biológico, ya que eliminan o reducen las cargas de choque, se diluyen las sustancias inhibidoras, y se consigue estabilizar el pH;
Mejora de la calidad del efluente y del rendimiento de los tanques de sedimentación secundaria al trabajar con cargas de sólidos constantes;
Reducción de las superficies necesarias para la filtración del efluente, mejora de los rendimientos de los filtros y posibilidad de conseguir ciclos de lavado más uniformes.
En el tratamiento químico, el amortiguamiento de las cargas aplicadas mejora el control de la dosificación de los reactivos y la fiabilidad del proceso.
Aparte de la mejora de la mayoría de las operaciones y procesos de tratamiento, la homogeneización del caudal es una opción alternativa para incrementar el rendimiento de las plantas de tratamiento que se encuentran sobrecargadas.
Localización de las instalaciones de homogeneización.
La ubicación óptima de las instalaciones de homogeneización debe determinarse para cada caso concreto. Dado que la localización óptima variará en función del tipo de tratamiento, de las características de la red de alcantarillado y de las del agua residual, es preciso llevar a cabo un estudio detallado de las diferentes posibilidades. Probablemente, la localización más indicada continuará siendo en las plantas de tratamiento existentes o en fase de proyecto.
También es necesario considerar la integración de las instalaciones de homogeneización en el diagrama de flujo de los procesos de tratamiento. En ocasiones, puede resultar más interesante situar la homogeneización después del tratamiento primario y antes del biológico, pues así se reducen los problemas originados por el fango y las espumas. Si las instalaciones de homogeneización se sitúan por delante de la sedimentación primaria y del tratamiento biológico, el proyecto debe tener en cuenta la provisión de un grado de mezclado suficiente para prevenir la sedimentación de sólidos y las variaciones de concentración y dispositivos de aireación suficientes para evitar los problemas de olores.
Homogeneización en línea o en derivación.
Como se ha descrito anteriormente, la adopción de un sistema de homogeneización en línea permite amortiguar considerablemente las cargas de constituyentes en los procesos de tratamiento que tengan lugar a continuación, mientras que la efectividad de la homogeneización en derivación es bastante menor.

MEZCLADO
El mezclado es una operación unitaria de gran importancia en muchas fases del tratamiento de aguas residuales, entre las que podemos citar:
de calor.
Mezcla completa de una sustancia con otra
Mezcla de suspensiones líquidas
Mezcla de líquidos miscibles
Floculación
Transferencia
Descripción y aplicación
La mayoría de las operaciones de mezclado relacionadas con el tratamiento de las aguas residuales puede clasificarse en continuas y rápidas continuas (30 segundos o menos). Estas últimas suelen emplearse en los casos en los que debe mezclarse una sustancia con otra, mientras que las primeras tienen su aplicación en aquellos casos en los que debe mantenerse en suspensión el contenido del reactor o del depósito. En los siguientes apartados se analiza cada uno de estos tipos de mezclado.
Mezcla rápida continua de productos químicos.
En el proceso de mezcla rápida continua, el principal objetivo consiste en mezclar completamente una sustancia con otra. La mezcla rápida puede durar desde una fracción de segundo hasta alrededor de 30 segundos. La mezcla rápida de productos químicos se puede llevar a cabo mediante diversos sistemas, entre los que destacan:
Resaltos hidráulicos en canales
Dispositivos Venturi
Conducciones
Por bombeo
Mediante mezcladores estáticos
Mediante mezcladores mecánicos
En los cuatro primeros, el mezclado se consigue como consecuencia de las turbulencias que se crean en el régimen de flujo. En los mezcladores estáticos, las turbulencias se producen como consecuencia de la disipación de energía, mientras que en los mezcladores mecánicos las turbulencias se consiguen mediante la aportación de energía con impulsores giratorios como las paletas, hélices y turbinas.
Mezcla continua en reactores y tanques de retención.
En el proceso de mezcla continua, el principal objetivo consiste en mantener en un estado de mezcla completa el contenido del reactor o del tanque de retención. El mezclado continuo puede llevarse a cabo mediante diversos sistemas, entre los cuales se encuentran:
Los mezcladores mecánicos
Mecanismos neumáticos
Mezcladores estáticos
Por bombeo.
El mezclado mecánico se lleva a cabo mediante los mismos procedimientos y medios que el mezclado mecánico rápido continuo. El mezclado neumático comporta la inyección de gases, que constituye un factor importante en el diseño de los canales de aireación del tratamiento biológico del agua residual. Un canal con pantallas deflectoras es un tipo de mezclador estático que se emplea en el proceso de floculación.
Agitadores de paletas.
Los agitadores de paletas suelen girar lentamente puesto que tienen una superficie grande de acción sobre el fluido. Los agitadores de paletas se emplean como elementos de floculación cuando deben añadir-se al agua residual, o a los fangos, coagulantes como el sulfato férrico o de aluminio, o adyuvantes a la coagulación como los polielectrolitos y la cal.
La coagulación se promueve, mecánicamente, con una agitación moderada con palas girando a velocidades bajas. Esta acción se complementa, en ocasiones, con la disposición de unas hojas o láminas estáticas entre las palas giratorias para reducir el movimiento circular de la masa de agua y favorecer así el mezclado. El aumento del contacto entre partículas conduce a un incremento del tamaño del flóculo, pero una agitación demasiado vigorosa puede producir tensiones que destruyan los flóculos formando partículas de menor tamaño. Es importante controlar adecuadamente la agitación, de modo que los tamaños de los flóculos sean los adecuados y sedimenten rápidamente. La producción de un buen flóculo requiere generalmente un tiempo de detención de entre 10 y 30 minutos.
Los fabricantes de equipos han llevado a cabo numerosos estudios para obtener las configuraciones idóneas de las dimensiones de las paletas, separación entre ellas y velocidad de rotación. Se ha podido constatar que una velocidad lineal de, aproximadamente, 0,6 a 0,9 m/s en los extremos de las paletas crea suficiente turbulencia sin romper los flóculos.

SEDIMENTACIÓN
La sedimentación consiste en la separación, por la acción de la gravedad, de las partículas suspendidas cuyo peso específico es mayor que el del agua. Es una de las operaciones unitarias más utilizadas en el tratamiento de las aguas residuales. Los términos sedimentación y decantación se utilizan indistintamente.
Esta operación se emplea para la eliminación de arenas, de la materia en suspensión en flóculo bilógico en los decantadores secundarios en los procesos de fango activado, tanques de decantación primaria, de los flóculos químicos cuando se emplea la coagulación química, y para la concentración de sólidos en los espesadores de fango.
En la mayoría de los casos, el objetivo principal es la obtención de un efluente clarificado, pero también es necesario producir un fango cuya concentración de sólidos permita su fácil tratamiento y manejo. En el proyecto de tanques de sedimentación, es preciso prestar atención tanto a la obtención de un efluente clarificado como a la producción de un fango concentrado.
Descripción
En función de la concentración y de la tendencia a la interacción de las partículas, se pueden producir cuatro tipos de sedimentación: discreta, floculenta, retardada (también llamada zonal), y por compresión.
Análisis de la sedimentación de partículas discretas (Tipo 1)
La sedimentación de partículas discretas no floculantes puede analizarse mediante las leyes clásicas formuladas por Newton y Stokes. La ley de Newton proporciona la velocidad final de una partícula como resultado de igualar el peso efectivo de la partícula a la resistencia por rozamiento o fuerza de arrastre. El peso efectivo viene dado por:
Fuerza gravitatoria = (p5 — p)gV
donde Ps = densidad de la partícula.
p = densidad del fluido.
g = aceleración de la gravedad.
V = volumen de la partícula.
La fuerza de arrastre por unidad de área depende de la velocidad de la partícula, de la densidad y la viscosidad del fluido, y del diámetro de la partícula. El coeficiente de arrastre CD (adimensional), viene definido por la Ecuación:
en la que:
CD = coeficiente de arrastre.
A = área transversal al flujo o área de la proyección de la partícula
sobre el plano normal a v.
V = velocidad de la partícula.
Tipos de sedimentación que intervienen en el tratamiento del agua residual
Tipo de fenómeno
de sedimentacion
Descripción
Aplicación/Situaciones
en que se presenta
De partículas discretas
(Tipo 1)


Se refiere a la sedimentación de partículas en una suspensión con baja concentración de sólidos. Las partículas sedimentan como entidades individuales y no existe interacción sustancial con las partículas vecinas.
Eliminación de las arenas del agua residual.

Floculenta
(Tipo 2)
Se refiere a una suspensión bastante diluida de partículas que se agregan, o floculan, durante el proceso de sedimentación. Al unirse, las partículas aumentan de masa y sedimentan a mayor velocidad.

Fliminación de una fracción de los sólidos en suspensión del agua residual bruta en los tanques de sedimentación primaria, y en la zona superior de los decantado-res secundarios. También elimina los flóculos químicos de los tanques de sedimentación.

Retardada, también llamada zonal
(Tipo 3)

Se refiere a suspensiones de concentración intermedia, en las que las fuerzas entre partículas son suficientes para entorpecer la sedimentación de las partículas vecinas. Las partículas tienden a permanecer en posiciones relativas fijas, y la masa de partículas sedimenta como una unidad. Se desarrolla una interfase sólido-líquido en la parte superior de la masa que sedimenta.

Se presenta en los tanques de sedimentación secundaria empleados en las instalaciones de tratamiento biológico.

Compresión (Tipo 4)


Se refiere a la sedimentación en la que las partículas están concentradas de tal manera que se forma una estructura, y la sedimentación sólo puede tener lugar como consecuencia de la compresión de esta estructura. La compresión se produce por el peso de las partículas, que se van añadiendo constantemente a la estructura por sedimentación desde el líquido sobrenadante.

Generalmente, se produce en las capas inferiores de una masa de fango de gran espesor, tal como ocurre en el fondo de los decantado-res secundarios profundos y en las instalaciones de espesamiento de fangos.
Análisis de la sedimentación floculenta (Tipo 2)
En soluciones relativamente diluidas, las partículas no se comportan como partículas discretas sino que tienden a agregarse unas a otras durante el proceso de sedimentación. Conforme se produce la coalescencia o floculación, la masa de partículas va aumentando, y se deposita a mayor velocidad. La medida en que se desarrolle el fenómeno de floculación depende de la posibilidad de contacto entre las diferentes partículas, que a su vez es función de la carga de superficie, de la profundidad del tanque, del gradiente de velocidad del sistema, de la concentración de partículas y de los tamaños de las mismas. El efecto de estas variables sobre el proceso sólo se puede determinar mediante ensayos de sedimentación.
Para determinar las características de sedimentación de una suspensión de partículas flocúlentas se puede emplear una columna de sedimentación. El diámetro de la misma puede ser cualquiera, pero su altura deberá ser la misma que la del tanque de sedimentación de que se trate. Se han obtenido buenos resultados empleando un tubo de plástico de 15 cm. de diámetro por unos 3 m de altura. Los orificios de muestreo deben colocarse cada 0,5 m. La solución con materia en suspensión se introduce en la columna de modo que se produzca una distribución uniforme de tamaños de las partículas en toda la profundidad del tubo.
También es necesario cuidar de que la temperatura se mantenga uniforme durante el ensayo, con objeto de evitar la presencia de corrientes de convección. La sedimentación debe tener lugar en condiciones de reposo. La retirada de muestras, y su posterior análisis para conocer el contenido total de sólidos, se realiza a diferentes intervalos de tiempo. Para cada muestra analizada se calcula el porcentaje de eliminación, y los resultados se representan en una gráfica en función de la profundidad y el tiempo en que se ha tomado la muestra, siguiendo un sistema análogo al de la representación de cotas en un plano topográfico. Una vez dibujados los puntos, se trazan las curvas que pasan por los puntos de idéntico porcentaje de eliminación.
Análisis de la sedimentación zonal o retardada (Tipo 3)
En los sistemas que contienen elevadas concentraciones de sólidos en suspensión, además de la sedimentación libre o discreta y de la sedimentación floculenta, también suelen darse otras formas de sedimentación, como la sedimentación zonal (Tipo 3) y la sedimentación por compresión (Tipo 4). El fenómeno de sedimentación que ocurre cuando se introduce en un cilindro graduado una suspensión concentrada, con concentración inicialmente uniforme.
Debido a la alta concentración de partículas, el líquido tiende a ascender por los intersticios existentes entre aquéllas. Como consecuencia de ello, las partículas que entran en contacto tienden a sedimentar en zonas o capas, manteniendo entre ellas las mismas posiciones relativas. Este fenómeno se conoce como sedimentación retardada. Conforme van sedimentando las partículas, se produce una zona de agua relativamente clara por encima de la región de sedimentación.
Las partículas dispersas, relativamente ligeras, que permanecen en esta región sedimentarán como partículas discretas o floculadas. En la mayoría de los casos, se presenta una interfase bien diferenciada entre la zona de sedimentación discreta y la región de sedimentación retardada, como se puede apreciar en la Fig. 6-14. La velocidad de sedimentación de la zona de sedimentación retardada es función de la concentración de sólidos y de sus características.
A medida que avanza el proceso de sedimentación, comienza a formarse en el fondo del cilindro una capa de partículas comprimidas, en la zona de sedimentación por compresión. Aparentemente, las partículas de esta región forman una estructura en la que existe contacto entre ellas. Al formarse la región o capa de compresión, las capas en las que las concentraciones de sólidos son, sucesivamente, menores que en la zona de compresión tienden a ascender por el tubo. Por lo tanto, de hecho, la zona de sedimentación zonal o retardada presenta una graduación de concentraciones de sólidos comprendida entre la zona de compresión y la de sedimentación.
Según Dick y Ewing las fuerzas de interacción física entre las partículas, especialmente intensas en la zona de compresión, disminuyen con la altura, pudiendo existir, en alguna medida, en la zona de sedimentación retardada.
Generalmente, debido a la variabilidad de los resultados obtenidos, la determinación de las características de sedimentabilidad de las suspensiones en las que la sedimentación zonal y la sedimentación por compresión desempeñan un papel importante suele realizarse mediante ensayos de sedimentación. Basándose en los datos deducidos a partir de ensayos en columnas de sedimentación, el área necesaria para las instalaciones de sedimentación y espesado de fangos puede determinarse empleando dos tecnicas diferentes. En el primer método, se emplean los datos obtenidos en un ensayo de sedimentación simple (batch), mientras que en el segundo, conocido como el método de flujo de sólidos, se emplean datos procedentes de una serie de ensayos de sedimentación realizados con diferentes concentraciones de sólidos. En los apartados siguientes se describen ambos métodos.
Análisis de la sedimentación por compresión (Tipo 4)
El volumen necesario para el fango de la región de compresión también suele determinarse mediante ensayos de sedimentación. Se ha comprobado que la velocidad de sedimentación en esta región es proporcional a la diferencia entre la altura de la capa de fango en el tiempo t y la altura del fango transcurrido un periodo de tiempo prolongado. Este fenómeno puede expresarse mediante la siguiente ecuación:
Donde: Ht = altura del fango en el tiempo t.
H = altura del fango tras un prolongado periodo de tiempo, p.c. 24 horas.
H2= altura del fango en el tiempo t2.
i= constante para una suspensión dada.
Se ha observado que la agitación sirve para compactar el fango en la región de compresión, al promover la rotura de los flóculos y la circulación del agua. Los equipos de los tanques de sedimentación incluyen rascadores de fondo para transportar el fango y conseguir una mayor compactación. Dick y Ewing [61 encontraron que la agitación también favorece una mejor sedimentación en la región de sedimentación zonal. Por todo ello, puede ser conveniente incluir el estudio de la influencia de la agitación como parte esencial de los ensayos de sedimentación, máxime si sus resultados van a ser empleados para determinar las superficies y volúmenes de las instalaciones de sedimentación.


SEDIMENTACIÓN ACELERADA
La sedimentación, se produce debido a la acción de la fuerza de la gravedad dentro de un campo de aceleraciones constante. La eliminación de partículas sedimentables también puede llevarse a cabo aprovechando las propiedades de un campo de aceleraciones variable.
Descripción
Para la eliminación de arenas del agua residual se han desarrollado numerosos aparatos que aprovechan tanto la acción de las fuerzas gravitacionales, como la acción de la fuerza centrífuga y las velocidades inducidas. Los principios en los que se basa uno de estos aparatos, conocido como Teacup separator (separador en forma de taza de té)A primera vista, el separador tiene forma de cilindro achatado . El agua residual se introduce tangencialmente cerca del fondo del cilindro, y se extrae por la parte superior del mismo, también tangencialmente. La arena se extrae por una abertura dispuesta en el fondo del elemento.
Análisis
Dentro del separador, debido a que la parte superior está cerrada, el flujo giratorio crea un vórtice libre La principal característica de un vórtice libre es que el producto de la velocidad tangencial por el radio es constante:
Vr = Constante
donde V = velocidad tangencial, m/s.
r = radio, m.
El significado de la Ecuación se puede ilustrar con el siguiente ejemplo. Supongamos que la velocidad tangencial en un separador de este tipo de 1,5 m de radio es de 0,9 m/s. En el punto más alejado del centro, el producto de la velocidad tangencial por el radio tiene el valor de 1,35 m2/s. Si la abertura de extracción de las arenas tiene un radio de 30 cm, la velocidad tangencial en la entrada de la abertura será de 4,5 m/s. La fuerza centrífuga que experimenta una partícula dentro de este régimen de flujo es igual al cuadrado de su velocidad dividido por el radio, con lo cual la reducción del radio a una quinta parte de su valor inicial implica multiplicar por 125 el valor de la fuerza centrífuga.
Debido a la magnitud de la fuerza centrífuga en la proximidad de la abertura de salida de las arenas, algunas partículas quedarán retenidas en el interior del vórtice libre mientras que otras escapan con el flujo de salida del aparato. Este diferente comportamiento de las partículas depende de su tamaño, densidad y resistencia al arrastre: las partículas de arena quedarán retenidas, mientras que las partículas orgánicas quedarán libres y saldrán del separador por la parte superior del mismo. Una partícula orgánica cuya velocidad de sedimentación sea del orden de magnitud de la de una partícula de arena suele ser entre cuatro y ocho veces más grande que ésta, con lo que las fuerzas de arrastre de las partículas orgánicas serán entre 16 y 64 veces Superiores.
Esto provoca que las partículas orgánicas tiendan a moverse solidarias con el fluido y sean transportadas fuera del separador. Las partículas retenidas en el vórtice acabarán sedimentando debido a la acción de la fuerza de la gravedad. En algunas ocasiones también sedimentan algunas partículas orgánicas, que suelen ser aceites y grasas unidos a partículas de arena. Las partículas que sedimentan en ese estrato son transportadas al centro del separador por la acción de la velocidad radial.

FLOTAClON
La flotación es una operación unitaria que se emplea para la separación de partículas sólidas o líquidas de una fase líquida. La separación se consigue introduciendo finas burbujas de gas, normalmente aire, en la fase líquida. Las burbujas se adhieren a las partículas, y la fuerza ascensional que experimenta el conjunto partícula-burbuja de aire hace que suban hasta la superficie del líquido. De esta forma, es posible hacer ascender a la superficie partículas cuya densidad es mayor que la del líquido, además de favorecer la ascensión de las partículas cuya densidad es inferior, como el caso del aceite en el agua.
En el tratamiento de aguas residuales, la flotación se emplea para la eliminación de la materia suspendida y para la concentración de los fangos biológicos La principal ventaja del proceso de flotación frente al de sedimentación consiste en que permite eliminar mejor y en menos tiempo las partículas pequeñas o ligeras cuya deposición es lenta. Una vez las partículas se hallan en superficie, pueden recogerse mediante ún rascado superficial.
Descripción
La aplicación práctica de la flotación en las instalaciones de tratamiento de aguas residuales urbanas se limita, en la actualidad, al uso del aire como agente responsable del fenómeno. Las burbujas se añaden, o se induce su formación, mediante uno de los siguientes métodos:
1.Inyección de aire en el líquido sometido a presión y posterior liberación de la presión a que está sometido el líquido (flotación por aire disuelto).
2.Aireación a presión atmosférica (flotación por aireación).
3.Saturación con aire a la presión atmosférica, seguido de la aplicación del vacío al líquido (flotación por vacío).
En todos estos sistemas, es posible mejorar el grado de eliminación y
rendimiento mediante la introducción de aditivos químicos.
Flotación por aire disuelto.
En los sistemas FAD (Flotación por Aire Disuelto), el aire se disuelve en el agua residual a una presión de varias atmósferas, y a continuación se libera la presión hasta alcanzar la atmosférica. En las instalaciones de pequeño tamaño, se puede presurizar a 275-230 kPa mediante una bomba la totalidad del caudal a tratar, añadiéndose el aire comprimido en la tubería de aspiración de la bomba. El caudal se mantiene bajo presión en un calderín durante algunos minutos, para dar tiempo a que el aire se disuelva. A continuación, el líquido presurizado se alimenta al tanque de flotación a través de una válvula reductora de presión, lo cual provoca que el aire deje de estar en disolución y que se formen diminutas burbujas distribuidas por todo el volumen de líquido.
En las instalaciones de mayor tamaño, se recircula parte del efluente del proceso de FAD (entre el 15 y el 120 por 100), el cual se presuriza, y se semisatura con aire. El caudal recirculado se mezcla con la corriente principal sin presurizar antes de la entrada al tanque de flotación, lo que provoca que el aire deje de estar en disolución y entre en contacto con las partículas sólidas a la entrada del tanque. Las principales aplicaciones de la flotación por aire disuelto se centran en el tratamiento de vertidos industriales y en el espesado de fangos.
Flotación por aireación.
En los sistemas de flotación por aireación, las burbujas de aire se introducen directamente en la fase líquida por medio de difusores o turbinas sumergidas. La aireación directa durante cortos periodos de tiempo no es especialmente efectiva a la hora de conseguir que los sólidos floten. La instalación de tanques de aireación no suele estar recomendada para conseguir la flotación de las grasas, aceites y sólidos presentes en las aguas residuales normales, pero ha resultado exitosa en el caso de algunas aguas residuales con tendencia a generar espumas.
Flotación por vacío.
La flotación por vacío consiste en saturar de aire el agua residual (1) directamente en el tanque de aireación, o (2) permitiendo que el aire penetre en el conducto de aspiración de una bomba. Al aplicar un vacío parcial, el aire disuelto abandona la solución en forma de burbujas diminutas. Las burbujas y las partículas sólidas a las que se adhieren ascienden entonces a la superficie para formar una capa de espuma que se elimina mediante un mecanismo de rascado superficial. La arena y demás sólidos pesados, que se depositan en el fondo, se transportan hacia un cuenco central de fangos para su extracción por bombeo. En el caso de que la instalación esté prevista para la eliminación de las arenas y si el fango ha de ser digerido, es necesario separar la arena del fango en un clasificador de arena antes del bombeo a los digestores.

FILTRACION EN MEDIO GRANULAR
A pesar de que la filtración es una de las principales operaciones unitarias empleadas en el tratamiento del agua potable, la filtración de efluentes procedentes de procesos de tratamiento de aguas residuales es una práctica relativamente reciente. Hoy en día, la filtración se emplea, de modo generalizado, para conseguir una mayor eliminación de sólidos en suspensión (incluida la DBO particulada) de los efluentes de los procesos de tratamiento biológicos y químicos, y también se emplea para la eliminación del fósforo precipitado por vía química.
El diseño de los filtros y la valoración de su eficacia debe basarse en:
(1) la comprensión de las variables que controlan el proceso
(2)
el conocimiento del mecanismo, o mecanismos, responsables de la eliminación de materia particulada del agua residual.
Por consiguiente, el contenido de esta sección abarca los siguientes temas:
(1) descripción de la operación de filtración
(2) clasificación de los sistemas de filtración;
(3) variables que gobiernan el proceso
(4) mecanismos de eliminación de las partículas
(5) análisis general de la operación de filtración
(6) análisis de la filtración de aguas residuales
(7) necesidad de estudios en planta piloto.
Descripción de la operación de filtración
La operación completa de filtración consta de dos fases: filtración y lavado o regeneración (comúnmente llamada lavado a contracorriente). Mientras la descripción de los fenómenos que se producen durante la fase de filtración es, prácticamente, idéntica para todos los sistemas de filtración que se emplean para las aguas residuales, la fase de lavado es bastante diferente en función de si el filtro es de funcionamiento continuo o semicontinuo. Tal como expresan sus nombres, en los filtros de funcionamiento semicontinuo la filtración y el lavado son fases que se dan una a continuación de la otra, mientras que en los filtros de funcionamiento continuo ambas fases se producen de forma simultánea.
Operaciones de filtración semicontinuas.
Se identifican tanto la fase de filtración como de lavado de un filtro convencional de funcionamiento semicontinuo. La fase de filtración en la que se elimina la materia particulada, se lleva a cabo haciendo circular el agua través de un lecho granular, con o sin la adición de reactivos químicos. Dentro del estrato granular, la eliminación de los sólidos en suspensión contenidos en el agua residual se realiza mediante un complejo proceso en el que intervienen uno o más mecanismos de separación como el tamizado, interceptación, impacto, sedimentación y adsorción.
El final del ciclo de filtrado (fase de filtración), se alcanza cuando empieza a aumentar el contenido de sólidos en suspensión en el efluente hasta alcanzar un nivel máximo aceptable, o cuando se produce una pérdida de carga prefijada en la circulación a través del lecho filtrante. Idealmente, ambas circunstancias se producen simultáneamente. Una vez se ha alcanzado cualquiera de estas condiciones, se termina la fase de filtración, y se debe lavar el filtro a contracorriente para eliminar la materia (sólidos en suspensión) que se ha acumulado en el seno del lecho granular filtrante. Para ello, se aplica un caudal de agua de lavado suficiente para fluidificar (expandir) el medio filtrante granular y arrastrar el material acumulado en el lecho. Para mejorar y favorecer la operación de lavado del filtro, suele emplearse una combinación de agua y aire. En la mayoría de las plantas de tratamiento de aguas residuales, el agua de lavado, que contiene los sólidos en suspensión que se eliminan en el proceso de filtración, se retorna a las instalaciones de sedimentación primaria o al proceso de tratamiento biológico.
Clasificación de los sistemas de filtración
Se ha proyectado y construido diversos modelos y sistemas de funcionamiento de filtros. Los principales tipos de filtros de medio granular se clasifican atendiendo a:
(1) tipo de funcionamiento;
(2) tipo de medio filtrante empleado;
(3) sentido de flujo durante la fase de filtración;
(4) procedimiento de lavado a contracorriente
(5) método de control del flujo.
Tipo de funcionamiento.
En relación con el tipo de funcionamiento, los filtros se pueden clasificar en continuos y semicontinuos. Los filtros semicontinuos se mantienen en funcionamiento hasta que se empieza a deteriorar la calidad del efluente o hasta que se produce una pérdida de carga excesiva en el filtro. Cuando se alcanza este punto, se detiene el filtro y se procede a su lavado para eliminar los sólidos acumulados. En los filtros continuos, los procesos de filtración y lavado se llevan a cabo de manera simultánea.
Sentido del flujo durante la filtración.
Los principales tipos de filtros empleados para la filtración de efluentes de aguas residuales se pueden clasificar en filtros de flujo ascendente y filtros de flujo descendente. El más común es, con mucho, el filtro de flujo descendente.
Tipos de materiales filtrantes y configuración de los lechos filtrantes.
Los principales tipos de configuración de los lechos filtrantes empleados actualmente para la filtración de aguas residuales se pueden clasificar en función del número de capas de material filtrante, lo cual da lugar a los filtros de una única capa, los de doble capa y los filtros multicapa En filtros de flujo descendente convencionales, los tamaños de los granos de cada capa se distribuyen, de menor a mayor, después del lavado a contracorriente. En los filtros que cuentan con más de una capa, el grado en que se mezclan los materiales de las diferentes capas depende de la densidad y de la diferencia de tamaños entre los granos del material que compone cada una de las capas.
Los lechos filtrantes de doble y triple capa, así como los de capa única profundos, se desarrollaron para permitir que los sólidos en suspensión presentes en el líquido a filtrar puedan penetrar a mayor profundidad dentro del lecho filtrante, con lo cual se aprovecha más la capacidad de almacenamiento de sólidos dentro del filtro. En cambio, en los filtros de capa única poco profundos, se ha podido comprobar que gran parte de la eliminación de sólidos en suspensión se produce en los primeros milímetros de la capa filtrante. El hecho de que los sólidos penetren a mayor profundidad, también permite ciclos de filtración más largos, puesto que se reduce el ritmo de aumento de las pérdidas de carga producidas
Presión actuante en la filtración.
Tanto la fuerza de la gravedad, como la creada por una presión aplicada, se pueden emplear para vencer la resistencia por fricción creada por el flujo que circula a través del lecho filtrante. Los filtros de gravedad del tipo indicado son los más comúnmente empleados en la filtración de efluentes tratados en plantas de tratamiento de gran tamaño. Los filtros a presión del tipo indicado funcionan igual que los de gravedad y se emplean en plantas pequeñas. La única diferencia entre ambos consiste en que, en los filtros a presión, la operación de filtrado se lleva a cabo en un depósito cerrado, bajo condiciones de presión conseguidas mediante bombeo. Los filtros a presión suelen funcionar con mayores pérdidas de carga máximas admisibles, lo cual conduce a ciclos de filtración más largos y a menores necesidades de lavado.
Filtración a caudal constante.
En el proceso de filtración a caudal constante (véanse se controla el caudal de entrada o el caudal efluente para asegurar que el caudal que circula a través del filtro es constante. El control del caudal de entrada se realiza mediante vertederos o bombeo, mientras que el control del caudal efluente se lleva a cabo mediante la instalación de una válvula de accionamiento manual o automático. Al inicio del ciclo, gran parte de la fuerza actuante disponible se disipa en la válvula, que se encuentra casi cerrada. Al irse incrementando la pérdida de carga en el paso por el filtro, la válvula se va abriendo progresivamente. Dado que las válvulas de control necesarias son elementos caros y que se han producido diversos problemas de funcionamiento con estos elementos, se han desarrollado sistemas alternativos de control del caudal cuyo uso está más extendido, como los vertederos y los sistemas de bombeo
Filtración a caudal variable
En el proceso de filtración a caudal variable, el caudal que pasa a través del filtro va disminuyendo conforme aumenta la pérdida de carga. El control del caudal que circula por el filtro también se puede llevar a cabo, tanto a la entrada del filtro como a la salida. Cuando el caudal alcanza el valor del caudal mínimo de proyecto, se detiene el filtro y se procede a su lavado
Variables del proceso de filtración
En la aplicación de la filtración para la eliminación de sólidos en suspensión remanentes, se ha comprobado que las variables más importantes del proceso de diseño son, posiblemente, la naturaleza de las partículas presentes en el agua a filtrar, el tamaño del material o materiales que componen el filtro, y el caudal de filtración.
Características del agua a filtrar
Las características más importantes del agua a filtrar son la concentración de sólidos en suspensión, el tamaño y la distribución de tamaños de las partículas, y la consistencia de los flóculos. Generalmente, la concentración de sólidos en suspensión en el efluente de plantas de fangos activados y de filtros percoladores varía entre 6 y 30 mg/l. Debido a que esta concentración suele ser el parámetro de mayor interés, para el control práctico del proceso de filtrado se suele emplear el valor de la turbidez. Se ha podido comprobar que, dentro de ciertos límites, existe una correlación entre la concentración de sólidos en suspensión en las aguas residuales tratadas y los valores medidos de la turbidez. Una expresión típica de la relación entre ambos parámetros en el caso de procesos de fangos activados con mezcla completa, es la siguiente:
Sólidos en suspensión, SS, mg/l = (2,3 a 2,4) x (Turbiedad, NTU) (6.39)
La observación más significativa relacionada con el tamaño de las partículas consiste en que la distribución de tamaños resulta ser bimodal. Este hecho es importante, puesto que influye sobre los mecanismos de eliminación que puedan tener lugar durante la filtración. Por ejemplo, parece razonable suponer que el mecanismo de eliminación de partículas de 1 micra de tamaño será diferente del que consiga la eliminación de las partículas de 80 micras (o incluso mayores). El carácter bimodal de la distribución de los tamaños de las partículas también se ha observado en las plantas de tratamiento de aguas .
La consistencia de los flóculos, que no sólo varía con el tipo de proceso sino también con el modo de operación, es asimismo importante. Por ejemplo, los flóculos residuales de la precipitación química del agua residual tratada biológicamente pueden ser considerablemente más débiles que los flóculos biológicos antes de la precipitación. Además, la consistencia de los flóculos biológicos varía con el tiempo medio de retención celular, aumentando con él. El aumento de la consistencia es consecuencia, en parte, de la producción de polímeros extracelulares que se producen con el aumento del tiempo medio de retención celular. Para tiempos medios de retención celular extremadamente altos (15 días o más), se ha observado una disminución de la consistencia de los flóculos.
Características del medio filtrante.
La característica del medio filtrante que más afecta al proceso de filtración es el tamaño del grano. El tamaño del grano afecta tanto a la pérdida de carga en la circulación del agua a través del filtro como a la tasa de variación de dicho aumento durante el ciclo de filtración. Si el tamaño de grano efectivo del medio filtrante es demasiado pequeño, la mayor parte de la fuerza actuante se empleará para vencer la resistencia de fricción provocada por el lecho filtrante, mientras que si el tamaño efectivo es demasiado grande, muchas de las partículas de menor tamaño presentes en el agua a filtrar pasarán directamente a través del filtro sin ser eliminadas.
Velocidad de filtración.
La velocidad de filtración es un parámetro importante por cuanto afecta a la superficie necesaria del filtro. Para una aplicación dada del filtro, la velocidad de filtración dependerá de la consistencia de los flóculos y del tamaño medio de grano del lecho filtrante. Por ejemplo, si los flóculos son de débil consistencia, las velocidades de filtración elevadas tenderán a romper los flóculos y a arrastrar gran parte de los mismos a través del filtro. Se ha observado que las velocidades de filtración dentro del intervalo de 4,8 a 19,2 m2/m2 . h no afectan la calidad del efluente del filtro, debido a la propia resistencia del flóculo biológico.
Mecanismos de eliminación de las partículas


RETENCION Y MECANICA
Las particulas de mayor tamaño que el poro del medio son retenidas mecánicamente
CONTACTO ALEATORIO
Las particulas de tamaño menor que los poros del medio filtrante quedan atrapadas dentro del filtro por contacto aleatorio
SEDIMENTACIÓN
Las particulas sedimentan sobre el medio filtrante
IMPACTO
Las particulas pesadas no seguiran las lineas de corriente del medio filtrante
INTERCEPCIÓN
Muchas de las particulas que se mueven según las lineas de corriente se eliminan cuando entran en contacto con la superficie del medio filtrante
ADHESION
Las particulas flocuelentas llegan a adherirse ala superfice del medio filtrante al pasar por el. Dada la fuerza creada por el agua que fluye, parte de la materia es arrastrada antes de quedar firmemente adherida y es transportada a zonas mas profundas dentro del lecho. Al obturarse el lecho, la fuerza de arrastre superficial aumenta hasta un punto en el que no se puede eliminar mas materia. Es posible que una cierta cantidad de material atraviese el fondo del filtro, causando la subita aparicion de turbidez en el afluente.
ABSORCIÓN QUIMICA
*ENLACE
*INTERACCION FISICA
ABSORCIÓN FISICA
1.FUERZAS ELECTOSTATICAS
2.FUERZAS ELECTROCINÉTICAS
3.FUERZAS DE VAN DER WALLS
Una vez una particula ha entra do en contacto con la superficie del medio filtrante o con otras particulas cualquiera de esos mecanismos o ambos a la vez, puede ser responsable de su retencion.
FLOCULACION
Las particulas mayores alcanzan a las menores, se juntan con ellas y forman particulas de tamaños aun mayores. Estas particulas son subsiguientemente eliminadas por alguno de los mecanismos de eliminación indicadas anteriormente
Crecimiento Biologico
El crecimiento biologico dentro del filtro reducira el volumen del poro y puede mejorar la eliminación de particulas mediante alguno de los mecanismos de eliminación antes mencionados.
TRANSFERENCIA DE GASES
La transferencia de gases se puede definir como el fenómeno mediante el cual se transfiere gas de una fase a otra, normalmente de la fase gaseosa a la líquida. Es una componente esencial de gran número de los procesos de tratamiento del agua residual. Por ejemplo, el funcionamiento de los procesos aerobios, tales como la filtración biológica, los fangos activados y la digestión aerobia, depende de la disponibilidad de cantidades suficientes de oxígeno. Para alcanzar los objetivos de desinfección se transfiere cloro en forma gaseosa a una disolución en agua. Es frecuente añadir oxígeno al efluente tratado después de la cloración (postaireación). Uno de los procesos de eliminación de los compuestos del nitrógeno consiste en la conversión del nitrógeno en amoníaco y la posterior transferencia del amoníaco en forma gaseosa del agua al aire.
Descripción
En el campo del tratamiento del agua residual, la aplicación más común de la transferencia de gases consiste en la transferencia de oxígeno en el tratamiento biológico del agua residual. Dada la reducida solubilidad del oxígeno y la baja velocidad de transferencia que ello comporta, suele ocurrir que la cantidad de oxígeno que penetra en el agua a través de la interfase aire-superficie del líquido no es suficiente para satisfacer la demanda de oxígeno del tratamiento aerobio. Es preciso crear interfases adicionales para conseguir transferir la gran cantidad de oxígeno necesaria. Para conseguir este propósito se puede introducir en el agua aire u oxígeno, o se puede exponer el líquido a la atmósfera en forma de pequeñas gotas. Los sistemas de aireación más comúnmente empleados se citan así:
Para crear interfases gas-agua adicionales, el oxígeno se puede suministrar en forma de burbujas de aire o de oxigeno puro. En la mayoría de las plantas de tratamiento de aguas residuales, la aireación se lleva a cabo mediante la dispersión de burbujas sumergidas a profundidades de hasta 10 m. En algunos diseños europeos se han llegado a introducir las burbujas a profundidades superiores a los 30 m. Los diferentes sistemas de aireación incluyen placas y tubos porosos, tubos perforados, y diferentes configuraciones de difusores metálicos y de plástico. También se pueden emplear aparatos de cizalladura hidráulica, que rompen las burbujas en burbujas de menor tamaño al hacer circular el fluido a través de un orificio. Los mezcladores de turbina se pueden emplear para dispersar burbujas de aire introducidas en el tanque bajo el centro del elemento impulsor.
Los aireadores de superficie, método alternativo para la introducción de grandes cantidades de oxígeno, consisten en turbinas de alta o de baja velocidad o en unidades flotantes de alta velocidad que giran en la superficie del líquido parcialmente sumergidas. Estos aireadores se proyectan, tanto para mezclar el contenido del tanque, como para exponer el líquido a la acción de la atmósfera en forma de pequeñas gotas.
CLASIFICACION
1.Sumergido poroso (burbujas finas)
DESCRIPCION
Burbujas Generadas por tubos y placas de ceramica pororosos, fabricados con productos ceramicos vitrificados y resinas

USO O APLICACION

Todos los procesos de fango activado

CLASIFICAION
2.Poroso (burbujas Medianas)

DESCRIPCION
Burbujas generadas con membranas elasticas o tubos de plasticos perforados

USO O APLICACION
Todos los procesos de fango activado

CLASIFICACION
No poroso (burbujas Gruesas)

DESCRIPCION
Burbujas generadas con orificios inyectores y toberas

USO O APLICACION
Todos los procesos de fango activado

CLASIFICACION
Mezclador estatico

DESCRIPCION
Tubos cortos con deflectores interiores diseñados para retener el aire inyectado por la parte inferior del tubo en contacto con el agua.

USO O APLICACION
Laguna de aireación y procesos de fango activado

CLASIFICACION
Turbina sumergida

DESCRIPCION
Consiste en una turbina de baja velocidad y sistema de inyección de aire comprimido

USO O APLICACION
Todos los procesos de fango activado

CLASIFICACION
Tobera a chorro

DESCRIPCION
Aire comprimido inyectado en el liquido mezcla al ser bombeado bajo presión a través de una tobera

USO O APLICACION
Todos los procesos de fango activado

CLASIFICACION
Turbina de baja velocidad

DESCRIPCION
Turbina de gran diámetro utilizada para promover la exposición de las gotas de liquido a la atmósfera

USO O APLICACION
Laguna de aireación y procesos de fango activado
*Aireador flotante de alta velocidad

DESCRIPCION
Hélice de pequeño diámetro que se usa para promover la exposición de las gotas de agua a la atmósfera

USO O APLICACION
Lagunas aireadas
*Aireador de rotor horizontal

DESCRIPCION
Las paletas montadas sobre un eje central giran en el seno liquido. El oxigeno se introduce en un liquido por la acción de salpicadura creada por las pletas y por la exposición de las gotas del liquido a la atmósfera

USO O APLICACION
Zanja de oxidación canales de aireación y lagunas aireadas
*Cascada

DESCRIPCION
El agua residual fluye por encima de una cascada de baja altura de lamina

USO O APLICACION
Post-aireación

PROCESOS QUÍMICOS UNITARIOS
Los procesos empleados en el tratamiento de las aguas residuales en los que las transformaciones se producen mediante reacciones químicas reciben el nombre de procesos químicos unitarios. Con el fin de alcanzar los objetivos de tratamiento del agua residual, los procesos químicos unitarios se llevan a cabo en combinación con las operaciones físicas unitarias .


PRECIPITACIÓN QUIMICA
La precipitación química en el tratamiento de las aguas residuales lleva consigo la adición de productos químicos con la finalidad de alterar
el estado físico de los sólidos disueltos y en suspensión, y facilitar su eliminación por sedimentación. En algunos casos, la alteración es pequeña, y la eliminación se logra al quedar atrapados dentro de un precipitado voluminoso constituido, principalmente, por el propio coagulante. Otra consecuencia de la adición de productos químicos es el incremento neto en los constituyentes disueltos del agua residual. Los procesos químicos, junto con algunas de las operaciones físicas unitarias, se han desarrollado para proporcionar un tratamiento secundario completo a las aguas residuales no tratadas, incluyendo la eliminación del nitrógeno, del fósforo, o de ambos a la vez [4, 19]. También se han desarrollado otros procesos químicos para la eliminación del fósforo por precipitación química, y están pensados para su utilización en combinación con procesos de tratamiento biológicos.
El objetivo de esta sección es identificar y discutir los siguientes aspectos:
1.Reacciones de precipitación que tienen lugar cuando se añaden diversos productos químicos para mejorar el comportamiento y el rendimiento de las instalaciones de tratamiento de las aguas residuales
2.Reacciones químicas que intervienen en el proceso de precipitación del fósforo en el agua residual
algunos de los aspectos teóricos más importantes de la precipitación química. 3.Los cálculos que se realizan para determinar la cantidad de fango producida como resultado de la adición de los diversos productos químicos.
A lo largo de los años, se han empleado muchas sustancias y de diversa naturaleza, como agentes de precipitación, las más comunes de las cuales se presentan en la Tabla . El grado de clarificación resultante depende tanto de la cantidad de productos químicos que se añade como del nivel de control de los procesos. Mediante precipitación química, es posible conseguir efluentes clarificados básicamente libres de materia en suspensión o en estado coloidal y se puede llegar a eliminar del 80 al 90 por 100 de la materia total suspendida, entre el 40 y el 70 por 100 de la DBO5, del 30 al 60 por 100 de la DQO y entre el 80 y el 90 por 100 de las bacterias. Estas cifras contrastan con los rendimientos de eliminación de los procesos de sedimentación simple, en los que la eliminación de la materia suspendida sólo alcanza valores del 50 al 70 por 100 y en la eliminación de la materia orgánica sólo se consigue entre el 30 y el 40 por 100.
Productos químicos empleados en el tratamiento del agua residual
Sulfato de alúmina
Al2(S043 18H2Oa
Al2(S04)3. l4H2O
Cloruro férrico
FeCI3
Sulfato férrico
Fe2(S04)3
Fe2(S0j3 3H20
Sulfato ferroso (caparrosa)
Fe504. 7 H20
Cal
Ca(OH)2
Los productos químicos que se añaden al agua residual reaccionan con las sustancias habitualmente presentes en el agua , o que se añaden a ella para tal fin.
Sulfato de alúmina. Cuando se añade sulfato de alúmina al agua residual que contiene alcalinidad en forma de bicarbonato cálcico y magnésico, la reacción que tiene lugar se puede ilustrar de la siguiente manera:
666,7 3xlOOcomoCaCO 3x136 2x78 6x44 18x18

A]2(S04)3. 18 H20 + 3 Ca(HCO3)2 ~3 CaSO~ + 2 Al(OH)3 ± 6 CO2 + 18 H20 (7.1)
Sulfato Bicarbonato Sulfato Hidróxido Dióxidode alúmina de calcio de calcio de aluminio de carbono
Los números indicados encima de las fórmulas químicas corresponden a los pesos moleculares de combinación de las diferentes sustancias y denotan, por lo tanto, la cantidad de cada una de ellas que interviene en el proceso. El hidróxido de aluminio insoluble es un flóculo gelatinoso que sedimenta lentamente en el agua residual, arrastrando consigo materia suspendida y produciéndose otras alteraciones. La reacción es exactamente análoga cuando se sustituye el bicarbonato cálcico por la sal de magnesio.
Cal. Cuando se añade cal como precipitante, los principios de clarificación quedan explicados por las siguientes reacciones:
56 como CaO 44 como CO2 100 2x18Ca(OH)2 + H2C03 CaCO3 + 2 H2O (7.2)Hidróxido Acido Carbonatode calcio carbónico de calcio
56 como CaO 100 como CaCO2 2 x 100 2x18Ca(OH)2 + Ca(HCO3)2 2 CaCO3 + 2 H20
Hidróxido Bicarbonato Carbonato
de calcio de hierro de calcio
Por lo tanto, para producir el carbonato de calcio que actúa como coagulante, es necesario añadir una cantidad de cal suficiente para la combinación con todo el dióxido de carbono libre y con el ácido carbónico de los carbonatos ácidos (dióxido de carbono semicombinado). Por lo general, la cantidad de cal que hay que añadir suele ser mucho mayor cuando se emplea sola que cuando se emplea la cal en combinación con sulfato ferroso (véase el apartado siguiente). En el caso de vertidos industriales que aporten al agua residual ácidos minerales o sales ácidas, éstas deberán neutralizarse antes de que tenga lugar la precipitación.
Sulfato de hierro y cal. En la mayoría de los casos, el sulfato de hierro no se puede emplear como agente precipitante individual, puesto que para formar un precipitado se debe añadir cal al mismo tiempo. La reacción con sulfato de hierro como único aditivo es la siguiente:
278 100 como CaCO3 178 136 7 x 18
FeSO4 .7 H2O ± Ca(HCO3)2 + Fe(HCO3)2 + CaSO4 ± 7 H2O
Sulfato Bicarbonato Bicarbonato Sulfato
ferroso de calcio de hierro de calcio
Cloruro de hierro y cal. La reacción para el cloruro de hierro y la cal es la siguiente:
2 x 162 5 x 56 como CaO 3 X 111 2x106,92 FeCI3 + 3 Ca(OH)2 à 3 CaC12 ± 2Fe(OH)3Cloruro Hidróxido Cloruro Hidróxido férrico de calcio de calcio férrico
Sulfato de hierro y cal. La reacción para el sulfato de hierro y la cal es la siguiente:
400 3 x 56 como CaO 408 2x106,9Fe2(SO4)3 ± 3 Ca(OH)2 3 CaSO4 + 2 Fe(OH)3
Sulfato Hidróxido Sulfato Hidróxido
férrico de calcio de calcio férrico


ADSORCION
El proceso de adsorción consiste, en términos generales, en la captación de sustancias solubles presentes en la interfase de una solución. Esta interfase puede hallarse entre un líquido y un gas, un sólido, o entre dos líquidos diferentes. A pesar de que la adsorción también tiene lugar en la interfase aire-líquido en el proceso de flotación, en esta sección sólo se considerará la adsorción en la interfase entre líquido y sólido. El proceso de adsorción no se ha empleado demasiado a menudo hasta el momento, pero la necesidad de una mayor calidad del efluente de los tratamientos de aguas residuales ha conducido a un estudio más detallado del proceso de adsorción sobre carbón activado y de sus aplicaciones.
El tratamiento del agua residual con carbón activado suele estar considerado como un proceso de refino de aguas que ya han recibido un tratamiento biológico normal. En este caso, el carbón se emplea para eliminar parte de la materia orgánica disuelta. Asimismo, es posible eliminar parte de la materia particulada también presente, dependiendo de la forma en que entran en contacto el carbón y el agua.
Análisis del proceso de adsorción
El proceso de adsorción tiene lugar en tres etapas: macrotransporte, microtransporte y sorción. El macrotransporte engloba el movimiento por advección y difusión de la materia orgánica a través del líquido hasta alcanzar la interfase líquido-sólido. Por su parte, el microtransporte hace referencia a la difusión del material orgánico a través del sistema de macroporos del carbón activado granular hasta alcanzar las zonas de adsorción que se hallan en los microporos y submicroporos de los gránulos de carbón activado.
La adsorción se produce en la superficie del gránulo y en sus macroporos y mesoporos, pero el área superficial de estas zonas del CAG es tan pequeña comparada con el área de los micro y submicroporos, que la cantidad de material adsorbido en ellos se considera despreciable. El uso del término sorción se debe a la dificultad de diferenciar la adsorción física de la adsorción química, y se emplea para describir el mecanismo por el cual la materia orgánica se adhiere al CAG. El equilibrio se alcanza cuando se igualan las tasas de sorción y desorción, momento en el que se agota la capacidad de adsorción del carbón. La capacidad teórica de adsorción de un determinado contaminante por medio del carbón activado se puede determinar calculando su isoterma de adsorción.
La cantidad de adsorbato que puede retener un adsorbente es función de las características y de la concentración del adsorbato y de la temperatura. En general, la cantidad de materia adsorbida se determina como función de la concentración a temperatura constante, y la función resultante se conoce con el nombre de isoterma de adsorción.

DESINFECCION
La desinfección consiste en la destrucción selectiva de los organismos que causan enfermedades. No todos los organismos se destruyen durante el proceso, punto en el que radica la principal diferencia entre la desinfección y la esterilización, proceso que conduce a la destrucción de la totalidad de los organismos. En el campo de las aguas residuales, las tres categorías de organismos entéricos de origen humano de mayores consecuencias en la producción de enfermedades son las bacterias, los virus y los quistes amebianos. Las enfermedades bacterianas típicas transmitidas por el agua son: el tifus, el cólera, el paratifus y la disentería bacilar, mientras que las enfermedades causadas por los virus incluyen, entre otras, la poliomelitis y la hepatitis infecciosa.
Descripción de los objetivos y métodos de desinfección
Los requisitos que debe cumplir un desinfectante químico , en la que se puede apreciar que un desinfectante ideal debería tener una gran variedad de características. A pesar de que tal compuesto puede no existir, es preciso tener en cuenta los requisitos propuestos a la hora de valorar los desinfectantes propuestos o recomendados. También es importante que los desinfectantes sean seguros en su aplicación y manejo, y que su fuerza o concentración en las aguas tratadas sea medible y cuantificable. Los métodos más empleados para llevar a cabo la desinfección son:
(1) agentes químicos
(2) agentes físicos
(3) medios mecánicos
(4) radiación.
Agentes químicos. Los agentes químicos utilizados para la desinfección incluyen:
El cloro y sus compuestos;
el bromo;
el yodo;
el ozono;
el fenol y los compuestos fenólicos;
los alcoholes;
los metales pesados y compuestos afines;
los colorantes;
los jabones;
los compuestos amoniacales cuaternarios;
el agua oxigenada
ácidos y álcalis diversos.
Los desinfectantes más corrientes son los productos químicos oxidantes, de los cuales el cloro es el más universalmente empleado, aunque también se ha utilizado, para la desinfección del agua residual, el bromo y el yodo. El ozono es un desinfectante muy eficaz cuyo uso va en aumento, a pesar de que no deja una concentración residual que permita valorar su presencia después del tratamiento, El agua muy ácida o muy alcalina también se ha empleado para la destrucción de bacterias patógenas, ya que el agua con pH inferior a 3 o superior a 11 es relativamente tóxica para la mayoría de las bacterias.
Agentes físicos para la desinfección
Los desinfectantes físicos que se pueden emplear son la luz y el calor. El agua caliente a la temperatura de ebullición, por ejemplo, destruye las principales bacterias causantes de enfermedades y no formadoras de esporas. El calor se suele emplear con frecuencia en las industrias lácticas y de bebidas, pero su aplicación al agua residual no es factible debido al alto coste que supondría. Sin embargo, la pasteurización del fango es una práctica habitual en toda Europa.
La luz solar también es un buen desinfectante, especialmente la radiación ultravioleta. En la esterilización de pequeñas cantidades de agua, el empleo de lámparas especiales ha resultado exitoso. La eficacia de este proceso depende de la penetración de los rayos en el agua. La geometría de contacto entre la fuente emisora de luz ultravioleta y el agua es de gran importancia debido a que la materia en suspensión, las moléculas orgánicas disueltas y la propia agua, además de los microorganismos, absorberán la radiación. Por lo tanto, la aplicación de la radiación ultravioleta como mecanismo de desinfección no resulta sencilla en sistemas acuosos, especialmente por la presencia de materia particulada.
Medios mecánicos. Las bacterias también se pueden eliminar, durante el tratamiento del agua residual, empleando medios mecánicos. Como son:
PROCESOS
ELIMINACION EN %
Tamices de malla gruesa
0 –5
Tamices de malla fina
10-20
Desarenadotes
10-25
Sedimentación primaria
25-75
Sedimentación quimica
40-80
Filtros percoladres
90-95
Fangos activados
90-98
Cloracion de agua residual tratada
98-99
Los primeros cuatro procesos están considerados como procesos físicos. Las eliminaciones conseguidas se obtienen como subproducto de la función primaria del proceso.
Radiación. Los principales tipos de radiación son la radiación electromagnética, la acústica y la radiación de partículas. Los rayos gamma se emiten a partir de elementos radioisótopos, como el cobalto 60. Dado su poder de penetración, los rayos gamma se han utilizado tanto para la desinfección (esterilización) del agua potable como del agua residual.
Mecanismos de acción de los desinfectantes
La acción de los desinfectantes se ha pretendido explicar por cuatro mecanismos:
(1) daño a la pared celular
(2) alteración de la permeabilidad de las células
(3) alteración de la naturaleza coloidal del protoplasma
(4) inhibición de la actividad enzimática].
El daño o destrucción de la pared celular da lugar a la lisis celular y a la muerte de la célula. Algunos agentes, como la penicilina, inhiben la síntesis de la pared celular de las bacterias.
Los agentes tales como los compuestos fenólicos y los detergentes alteran la permeabilidad de la membrana citoplasmática. Estas sustancias destruyen la permeabilidad selectiva de la membrana y permiten que se escapen algunos nutrientes vitales, como el nitrógeno y el fósforo.
El calor , la radiación, y los agentes fuertemente ácidos o alcalinos alteran la naturaleza coloidal del protoplasma. El calor coagula la proteína celular y los ácidos o bases desnaturalizan las proteínas, produciendo un efecto letal.
Otro modo de desinfección consiste en la inhibición de la actividad enzimática. Los agentes oxidantes, tales como el cloro, pueden alterar la estructura química de los enzimas dando lugar a su desactivación.
Análisis de los factores que influyen en la acción de los desinfectantes
Al aplicar los medios o agentes de desinfección descritos, se deben tener en cuenta los siguientes factores:
(1) Tiempo De Contacto
(2) Tipo Y Concentración Del Agente Químico
(3) Intensidad Y Naturaleza Del Agente Físico
(4) Temperatura
(5) Número De Organismos
(6) Tipo De Organismos
(7) Naturaleza Del Medio Líquido [10]
Tiempo de contacto. Quizá sea esta una de las variables más importantes en el proceso de desinfección. Por lo general se ha podido observar que para una concentración dada de desinfectante, la mortalidad de los patógenos aumenta cuanto mayor sea el tiempo de contacto.
Tipo y concentración del agente químico. Según el tipo de agente químico empleado, y dentro de ciertos límites, se ha podido comprobar que la efectividad de la desinfección está relacionada con la concentración. El efecto de la concentración se ha formulado empíricamente con la siguiente expresión [6]:
donde C = concentración del desinfectante.
n = constante.
Tp= tiempo necesario para alcanzar un porcentaje de mortalidad constante.
Las constantes de la Ecuación se pueden determinar representando la concentración frente al tiempo necesario para alcanzar un porcentaje dado de mortalidad en un papel doblemente logarítmico. La pendiente de la recta corresponde al valor de — 1/n. En general, si n es mayor que 1, el tiempo de contacto es más importante que la dosis de desinfectante, mientras que si n es cercano a 1 ambos parámetros tienen importancias comparables.
Intensidad y naturaleza del agente físico. Como se ha señalado anteriormente, el calor y la luz son los agentes físicos que han sido ocasionalmente empleados en la desinfección del agua residual. Se ha podido constatar que su efectividad está relacionada con la intensidad.
Temperatura. El efecto de la temperatura sobre la tasa de mortalidad se puede representar mediante una forma de la relación de Van’t Hoff-Arrhenius. El aumento de la temperatura produce un aumento en la velocidad de mortalidad. La relación, en función del tiempo t necesario para alcanzar un determinado índice de mortalidad, es la siguiente:
donde t1, t2 = tiempo necesario para alcanzar el porcentaje de mortalidad a
las temperaturas T1 y T2, 0K, respectivamente.
E = energía de activación, J/mol.
R = constante de los gases, 8,3 14 J/mol . 01( (1,99 cal/0K . mol).
Número de organismos. En un sistema diluido, como el del agua residual, la concentración de organismos es muy raramente objeto de especial consideración. Sin embargo, a la vista de la Ecuación, se puede concluir que cuanto mayor sea la concentración de organismos, mayor será el tiempo necesario para alcanzar una mortalidad determinada. Una relación empírica propuesta para describir el efecto de la concentración de organismos sobre el proceso de desinfección es la siguiente [6]:
donde C = concentración del desinfectante.
Np= concentración de organismos reducidos en un porcentaje determinado en un tiempo también determinado.
q = constante relacionada con la fuerza de un desinfectante.
Tipos de organismos. La efectividad de los diferentes desinfectantes está influida por la naturaleza y condición de los organismos. Por ejemplo, las células bacterianas de crecimiento viable se destruyen fácilmente. En cambio, las esporas bacterianas son extremadamente resistentes y muchos de los desinfectantes químicos normalmente empleados tienen escaso o ningún efecto sobre ellas, por lo que será necesario emplear otros agentes desinfectantes, como el calor.
Naturaleza del medio líquido. Además de todos los factores que se acaban de citar, también es necesario valorar con detenimiento la naturaleza del medio líquido. Por ejemplo, puede haber materia orgánica extraña que reduzca la eficacia de los desinfectantes oxidantes al reaccionar con ellos. La turbidez reducirá la efectividad de los desinfectantes debido a la adsorción y a la protección de las bacterias atrapadas.

DESINFECCION CON CLORO
Como ya se ha comentado anteriormente, de todos los desinfectantes empleados, el cloro es quizás el más universalmente utilizado. La razón de este hecho hay que buscarla en que satisface la mayoría de los requisitos.
Química del cloro
Los compuestos de cloro más comúnmente empleados en las plantas de tratamiento de aguas residuales son el cloro gas (Clj, el hipoclorito sódico (NaOC1), el hipoclorito de calcio [Ca(OC1)2], y el dióxido de cloro (Gb2). Los hipocloritos sódico y cálcico se suelen emplear en las plantas pequeñas, especialmente en las prefabricadas, en las que la simplicidad y seguridad son criterios de mayor peso que el coste. El hipoclorito de sodio también se emplea en las plantas de gran tamaño, principalmente por cuestiones de seguridad relacionadas con las condiciones locales. El dióxido de cloro también se emplea en las instalaciones de tratamiento, debido a que tiene algunas propiedades poco frecuentes (no reacciona con el amoníaco). A pesar de que también se emplean otros compuestos del cloro, el análisis que sigue a continuación se limitará al estudio de la aplicación de cloro gas, por ser la forma más extensamente adoptada.
Reacción al Breakpoint
El hecho de que el cloro libre reaccione con el amoníaco y de que sea un fuerte agente oxidante, complica bastante el mantenimiento de una cantidad residual (combinado o libre) para la desinfección de las aguas residuales.
Al ir añadiendo cloro, las sustancias que reaccionan con facilidad, como el Fe+2, el Mn+2, el H2 S o la materia orgánica, reaccionan con el cloro y lo reducen en gran parte a ion cloruro (Tras satisfacer esta demanda inmediata, el cloro continuará reaccionando con el amoníaco para formar cloraminas,. Para relaciones molares entre cloro y amoníaco inferiores a 1, se formará monocloramina y dicloramina. La distribución de estas dos formas viene dictada por sus velocidades de formación, que son función de la temperatura y del pH. Entre el punto B y el punto de breakpoint, algunas de las cloraminas se transforman en tricloruro de nitrógeno (mientras que las restantes cloraminas se oxidarán a óxido de nitrógeno (N20) y nitrógeno (N2) y el cloro se reducirá a ion cloruro. Si se continúa añadiendo cloro, todas las cloraminas se oxidarán en el breakpoint.
La adición de cloro más allá del breakpoint, producirá un aumento del cloro libre disponible directamente proporcional al cloro añadido (hipoclorito sin reaccionar). La razón principal para añadir suficiente cloro como para obtener cloro residual libre radica en que se asegura que se alcanzará la desinfección. En ocasiones, debido a la formación de tricloruro de nitrógeno y de sus compuestos afines, las operaciones de cloración al breakpoint han presentado problemas de olores. La presencia de compuestos adicionales durante la cloración da lugar a la reacción con la alcalinidad del agua residual y, en casi todos los casos, la reducción del pH será pequeña. La presencia de compuestos adicionales que reaccionen con el cloro puede alterar significativamente la forma de la curva del breakpoint. La cantidad de cloro que se debe añadir para alcanzar un nivel de cloro residual determinado recibe el nombre de demanda de cloro.

DECLORAClON
La decloración es la práctica que consiste en la eliminación de la totalidad del cloro combinado residual presente en el agua después de la cloración, para reducir los efectos tóxicos de los efluentes descargados a los cursos de agua receptores o destinados a la reutilización.
Toxicidad de los compuestos de cloro residuales
La cloración es uno de los métodos más comúnmente utilizados para la destrucción de los organismos patógenos y otros organismos perjudiciales que puedan poner en peligro la salud humana. Sin embargo, como se ha señalado anteriormente, algunos de los compuestos orgánicos presentes en el agua residual pueden causar interferencias en el proceso de cloración. Muchos de estos compuestos pueden reaccionar con el cloro para formar compuestos tóxicos, que pueden tener efectos adversos a largo plazo sobre los usos de las aguas a las que se descargan. A fin de minimizar los efectos de esta toxicidad potencial del cloro residual sobre el medio ambiente, se ha considerado necesario declorar el agua residual previamente clorada.
Análisis de la decloración
El producto químico que más se emplea para llevar a cabo la decloración, tanto si es necesaria para cumplir las limitaciones de vertidos, como si se aplica para mejorar la calidad del efluente de la cloración al breakpoint para la eliminación del nitrógeno amoniacal, es el dióxido de azufre. También se ha empleado con este fin el carbón activado.
Dióxido de azufre. El gas dióxido de azufre elimina, sucesivamente, el cloro libre, la monocloramina, la dicloramina, el tricloruro de nitrógeno, y los compuestos policlorados. En la reacción global entre el dióxido de azufre y el cloro la relación ponderal estequiométrica entre el dióxido de azufre y el cloro es de 0,91. En la práctica, se ha podido comprobar que se necesita 1 mg/l de dióxido de azufre para declorar 1 mg/l de cloro residual (expresado como Cl. Dado que las reacciones del dióxido de azufre con el cloro y las cloraminas son casi instantáneas, el tiempo de contacto no suele ser un factor esencial. Por esta razón no se emplean cámaras de contacto, aunque es absolutamente imprescindible un mezclado rápido y eficaz en el punto de aplicación. La relación entre el cloro libre y el cloro total combinado residual antes de la decloración es el factor determinante de si el proceso de decloración se completará o si se conseguirá una decloración parcial. Una relación menor del 85 por 100 indica, normalmente, que existe una cantidad sustancial de nitrógeno orgánico que interfiere el proceso del cloro residual libre.
En la mayoría de los casos, la decloración con dióxido de azufre constituye un proceso unitario muy fiable en el tratamiento del agua residual, siempre que la precisión del sistema de control de cloro residual combinado sea la adecuada. Es conveniente evitar dosificar el dióxido de azufre en exceso, no sólo por el gasto innecesario, sino también a causa de la demanda de oxígeno que produce el exceso de dióxido de azufre. La reacción que tiene lugar entre el exceso de dióxido de azufre y el oxígeno disuelto, que es una reacción relativamente lenta.
El resultado de esta reacción es una reducción del contenido de oxígeno disuelto en el agua residual, junto con un aumento de los valores medidos de la DBO, la DQO, y un posible descenso del valor del pH. Todos estos efectos se pueden eliminar por medio de un control adecuado del sistema de decloración.
Las instalaciones de decloración con dióxido de azufre son parecidas a los sistemas de cloración debido a que el equipo del dióxido de azufre es intercambiable con el de cloración. Los parámetros básicos de control de este proceso son: (1) una adecuada dosificación basada en un control preciso (amperométrico) del cloro residual combinado, y (2) una mezcla adecuada en el punto de aplicación del dióxido de azufre.
Carbón activado. La decloración mediante adsorción sobre carbón activado proporciona una completa eliminación tanto del cloro residual libre como del combinado Cuando se emplea carbón activado en el proceso de decloración, las reacciones que tienen lugar son las siguientes:
El carbón activado granular se utiliza en filtros de gravedad o a presión. Si el carbón se va a emplear, exclusivamente, para la decloración, este proceso debe ir precedido de otro a base de carbón activado para la eliminación de otros constituyentes susceptibles de ser eliminados. En plantas de tratamiento que emplean el carbón activado para la eliminación de la materia orgánica, se pueden emplear para la decloración tanto los mismos lechos como otros diferentes, siendo factible la regeneración del carbón.
Dado que se ha podido comprobar que la utilización del carbón granular en columnas es muy efectiva y fiable, siempre se debe tener en cuenta a la hora de plantearse la necesidad de decloración. Es de esperar que la principal aplicación del carbón activado en la decloración se dará en situaciones en las que también sean necesarios altos niveles de eliminación de materia orgánica.

DESINFECCION CON DIOXIDO DE CLORO
El dióxido de cloro es otra sustancia bactericida cuyo poder de desinfección es igual o superior al del cloro, y que se ha comprobado que resulta más efectivo que el cloro en la inhibición e inactivación de virus. Una explicación posible de este fenómeno se basa en el hecho de que una proteína, la peptona, puede adsorber el dióxido de cloro. Dado que los virus tienen un recubrimiento proteínico, es posible que la inactivación del virus venga provocada por la adsorción del dióxido de cloro en la superficie de dicho recubrimiento. En el pasado, el uso del dióxido de cloro no había sido considerado viable debido a su alto coste económico.
Efectividad del dióxido de cloro
El agente desinfectante que se presenta en un sistema que contiene dióxido de cloro es el dióxido de cloro libre disuelto. La química del dióxido de cloro en medio acuoso no es bien conocida en la actualidad. El dióxido de cloro tiene un potencial de oxidación extremadamente alto, lo cual puede explicar su potencial germicida. Debido a este alto potencial de oxidación, es posible que los mecanismos bactericidas que provoca tengan que ver con la inactivación de los sistemas de enzimas críticos, o con la interrupción y destrucción del proceso de síntesis de proteínas.
Formación de subproductos.
La utilización de dióxido de cloro puede dar lugar a la formación algunos productos finales potencialmente tóxicos, como el clorito y el clorato, y a su presencia en forma de componentes del cloro residual total. Las cantidades de dióxido de cloro residual y de los productos finales de la reacción se degradan a mayor velocidad que el cloro residual, por lo que pueden no representar una amenaza tan directa para la vida acuática como lo es el cloro residual. Una ventaja del uso del dióxido de cloro es que no reacciona con el amoníaco para dar paso a la formación de las cloraminas, que son potencialmente tóxicas. También se ha podido comprobar que no se forman compuestos orgánicos halogenados en cantidades apreciables. Este hecho es especialmente cierto en cuanto a la formación de cloroformo, que es una sustancia cuyos efectos cancerígenos están bajo sospecha.

DESINFECCION CON CLORURO DE BROMO
Debido a que los aspectos prácticos relacionados con la desinfección con cloruro de bromo se analizan en el Capítulo 9, la discusión que sigue a continuación se limita a una breve descripción de la química del cloruro de bromo, un análisis del rendimiento del cloruro de bromo como desinfectante, y un estudio de los factores que pueden influir en la efectividad del proceso de desinfección mediante cloruro de bromo.
Efectividad del cloruro de bromo
A pesar de que, en base a los datos disponibles, no es posible clasificar el cloruro de bromo como un desinfectante de efectividad demostrada, como el cloro, sí parece ser que el cloruro de bromo es tan fiable, flexible y efectivo como el cloro. Aunque todavía es necesario profundizar en el conocimiento del mecanismo de desinfección celular (debido a la similitud entre el ácido hipobromoso y el ácido hipocloroso), parece razonable suponer que se adsorbe al interior de la célula bacteriana e interrumpe la actividad enzimática crítica. Se ha podido comprobar que las bromaminas son germicidas más efectivos que las cloraminas, y se degradan a mayor velocidad. También se ha constatado que el cloruro de bromo inactiva la misma cantidad de polivirus que el cloro con la mitad de dosis. Aunque no se han llegado a establecer valores estándar del tiempo de contacto, sí es posible afirmar que el tiempo de contacto del cloruro de bromo suele ser inferior al necesario para la desinfección con cloro. Un tiempo de contacto igual al del cloro debería resultar más que adecuado para este desinfectante. Es preciso llevar a cabo estudios más profundos para verificar las dosis de cloruro de bromo necesarias para obtener efluentes de determinada calidad, para determinar el método de aplicación del cloruro de bromo más eficaz y efectivo, para determinar la efectividad del cloruro de bromo para los usos auxiliares, y para obtener datos de campo adicionales sobre los efectos a corto y largo plazo del cloruro de bromo sobre la vida acuática en los cuerpos de agua receptores.
Formación de subproductos. Como consecuencia del proceso de desinfección con cloruro de bromo, también se producen otras sustancias orgánicas bromadas. Se cree que estas sustancias orgánicas bromadas son susceptibles de experimentar una degradación hidrolítica y fotoquímica, por lo que no es previsible que perduren en las aguas receptoras cantidades significativas de estos compuestos. Según un estudio elaborado por el Laboratorio de Investigación Medioambiental de la EPA (Duluth), se ha podido comprobar que los productos químicos orgánicos bromados se bioacumulan en los peces expuestos a aguas desinfectadas con cloruro de bromo. No obstante, los residuos orgánicos bromados hallados en los peces estaban presentes en concentraciones inferiores a las de otros compuestos tóxicos (p.c. PCB y clordano). Ciertamente, es necesario llevar a cabo más estudios al respecto, debido a los escasos datos existentes y a la existencia de datos contradictorios.

DESINFECCION CON OZONO
El ozono fue empleado por primera vez para la desinfección de aguas de abastecimiento en Francia, a principios de siglo. Su uso aumentó y posteriormente se expandió a diversos países europeos occidentales. Hoy en día, existen cerca de 1000 instalaciones de desinfección con ozono (la mayor parte de ellas en Europa), para el tratamiento de las aguas de abastecimiento. Un uso común del ozono en estas instalaciones se centra en el control de los agentes responsables de la producción de sabores, olores y colores. A pesar de que, históricamente, su uso estaba limitado a la desinfección de aguas de abastecimiento, los recientes avances en materia de generación de ozono y de la tecnología de disolución han permitido que el ozono se haya convertido en una posibilidad económicamente competitiva para la desinfección de las aguas residuales. En el tratamiento de las aguas residuales, el ozono también se puede emplear para el control de olores y para la eliminación de materia orgánica soluble refractaria, sustituyendo al proceso de adsorción con carbón activado. A continuación, se discuten aspectos relativos a la generación del ozono, la efectividad del ozono como desinfectante, y la aplicación de los procesos de ozonación.
Otras ventajas del uso del ozono. Otra de las ventajas que se deriva del empleo de ozono para la desinfección es que se elevará la concentración de oxígeno disuelto del efluente, hasta valores cercanos a la concentración de saturación, como consecuencia de la rápida descomposicón del ozono en oxígeno. Este hecho puede permitir no tener que reairear el efluente para cumplir con las limitaciones normativas de calidad del efluente relacionadas con la concentración de oxígeno disuelto. Es más, debido a que el ozono se descompone rápidamente, no queda en el efluente ningún compuesto químico residual que precise ser eliminado, como ocurría con el cloro residual.

DESINFECCION CON RA YOS ULTRA VIOLETAS
La desinfección de aguas de abastecimiento basada en la radiación emitida por fuentes de rayos ultravioletas (UV) se ha empleado en contadas ocasiones desde principios de siglo. Aunque su primer uso se centraba en la desinfección de aguas de suministro de alta calidad, recientemente se ha experimentado un renovado interés en la aplicación de esta técnica de cara a la desinfección de aguas residuales. Se ha podido comprobar que una correcta dosificación de rayos ultravioletas es un eficaz bactericida y virucida, además de no contribuir a la formación de compuestos tóxicos.


PROCESOS BIOLÓGICOS UNITARIOS
Son los métodos de tratamiento en los que la remoción de los contaminantes se lleva a cabo por la actividad biológica de los microorganismos. La remoción de la materia orgánica biodegradable tanto coloidal como disuelta por acción biológica, constituye la principal aplicación de este tipo de procesos
Objetivos del tratamiento biológico
Los objetivos del tratamiento biológico del agua residual son la coagulación y eliminación de los sólidos coloidales no sedimentables y la estabilización de la materia orgánica. En el caso del agua residual doméstica, el principal objetivo es la reducción de la materia orgánica presente y, en muchos casos, la eliminación de nutrientes como el nitrógeno y el fósforo. A menudo, la eliminación de compuestos a nivel de traza que puedan resultar tóxicos, también constituye un objetivo de tratamiento importante. En el caso de las aguas de retorno de usos agrícolas, el principal objetivo es la eliminación de los nutrientes que puedan favorecer el crecimiento de plantas acuáticas, como el nitrógeno y el fósforo. En el caso de aguas residuales industriales, el principal objetivo es la reducción de la concentración de compuestos tanto orgánicos como inorgánicos. A menudo, puede ser necesario llevar a cabo un pretratamiento previo, debido a la potencial toxicidad de estos compuestos para los microorganismos.
Papel de los microorganismos
La eliminación de la DBO carbonosa, la coagulación de los sólidos coloidales no sedimentables, y la estabilización de la materia orgánica se consiguen, biológicamente, gracias a la acción de una variedad de microorganismos, principalmente bacterias. Los microorganismos se utilizan para convertir la materia orgánica carbonosa coloidal y disuelta en diferentes gases y tejido celular. Dado que el tejido celular tiene un peso específico ligeramente superior al del agua, se puede eliminar por decantación.
La nutrición bacteriana y los procesos de tratamiento biológicos.
Elprincipal objetivo de la mayoría de los procesos de tratamiento biológico es la reducción del contenido de materia orgánica (DBO carbonosa) del agua residual. Para conseguir este objetivo, son de gran importancia los organismos quimioheterótrofos, pues además de energía y carbono, también necesitan compuestos orgánicos. Cuando los objetivos del tratamiento incluyan la conversión de amoníaco en nitrato, son de gran importancia las bacterias nitrificantes quimioheterótrofas.
Las aguas residuales municipales suelen contener cantidades de nutrientes (tanto orgánicos como inorgánicos) adecuadas para permitir el tratamiento biológico para la eliminación de la DBO carbonosa. No obstante, en aguas residuales de origen industrial, puede ocurrir que no exista suficiente presencia de nutrientes. En tales casos, es necesario añadir nutrientes para permitir el adecuado crecimiento bacteriano y la consiguiente degradación de los residuos organicos.

PROCESOS BIOLOGICOS DE TRATAMIENTO
Definiciones útiles
Los términos que se definen a continuación son de gran utilidad para comprender los conceptos en los que se basa el tratamiento biológico:
Procesos aerobios: Son los procesos de tratamiento biológico que se dan en presencia de oxígeno.
Procesos anaerobios. Procesos de tratamiento biológico que se dan en ausencia de oxígeno.
Desnitrificación anóxica. Es el proceso por el cual el nitrógeno de los nitratos se transforma, biológicamente, en nitrógeno gas en ausencia de oxígeno. Este proceso también se conoce con el nombre de desnitrificación anaerobia.
Eliminación biológica de nutrientes. Término que se aplica a la eliminación de nitrógeno y fósforo mediante procesos de tratamiento biológico.
Procesos facultativos. Son los procesos de tratamiento biológico en los que los organismos responsables pueden funcionar en presencia o ausencia de oxígeno molecular. Estos organismos se conocen con el nombre de organismos facultativos.
Eliminación de la DBO carbonosa. Es la conversión biológica de la materia carbonosa del agua residual en tejido celular y en diversos productos gaseosos. En la conversión, se supone que el nitrógeno presente en los diferentes compuestos se convierte en amoniaco.
Nitrificación. Es el proceso biológico mediante el cual el amoníaco se transforma, primero en nitrito y posteriormente en nitrato.
Desnitrificación. Proceso biológico mediante el cual el nitrato se convierte en nitrógeno gas y en otros productos gaseosos.
Substrato. Es el término empleado para representar la materia orgánica o los nutrientes que sufren una conversión o que pueden constituir un factor limitante en el tratamiento biológico. Por ejemplo, la materia orgánica carbonosa presente en el agua residual es el substrato objeto de conversión en el tratamiento biológico.
Procesos de cultivo en suspensión. Son los procesos de tratamiento biológico en los que los microorganismos responsables de la conversión de la materia orgánica u otros constituyentes del agua residual en gases y tejido celular, se mantienen en suspensión dentro del líquido.
Procesos de cultivo fijo. Son los procesos de tratamiento biológico en los que los microorganismos responsables de la conversión de la materia orgánica u otros constituyentes del agua residual en gases y tejido celular están fijados a un medio inerte, tal como piedras, escorias, o materiales cerámicos y plásticos especialmente diseñados para cumplir con esta función. Los procesos de cultivo fijo también se conocen con el nombre de procesos de película fija.
Procesos de tratamiento biológico
Los principales procesos biológicos aplicados al tratamiento de las aguas residuales son Existen cinco grupos principales: procesos aerobios, procesos anaerobios, procesos anóxicos, procesos aerobios, anaerobios y anóxicos combinados, y los procesos de lagunaje. Los procesos individuales se pueden dividir, a su vez, dependiendo de si el tratamiento se lleva a cabo en sistemas de cultivo en suspensión, en sistemas de cultivo fijo, o en sistemas resultantes de la combinación de ambos.
El proceso de tratamiento biológico consiste en el control del medio ambiente de los microorganismos, de modo que se consigan condiciones de crecimiento óptimas.
Aplicación de los procesos de tratamiento biológico
Las principales aplicaciones de estos procesos son:
La eliminación de la materia orgánica carbonosa del agua residual, normalmente medida como DBO, carbono orgánico total (COT), o demanda química de oxígeno (DQO).
Nitrificación
Desnitrificación;
Eliminación de fósforo
Estabilización de fangos.

PROCESOS DE TRA TAMIENTO AEROBIO DE CULTIVO EN SUSPENSION
Los principales procesos de tratamiento biológico de cultivo en suspensión empleados para la eliminación de la materia orgánica carbonosa son: (1) el proceso de fangos activados; (2) las lagunas aireadas; (3) el reactor de flujo discontinuo secuencial, y (4) el proceso de digestión aerobia. De todos ellos, el proceso de fangos activados es, con mucho, el más ampliamente empleado en el tratamiento secundario de las aguas residuales domésticas.
Proceso de fangos activados
Este proceso fue desarrollado en Inglaterra en 1914 por Ardern y Lockett [3], y su nombre proviene de la producción de una masa activada de microorganismos capaz de estabilizar un residuo por vía aerobia. En la actualidad, existen muchas versiones del proceso original, pero son todas fundamentalmente iguales.
Descripción del proceso. Desde el punto de vista del funcionamiento, el tratamiento biológico de aguas residuales mediante el proceso de fangos activados. El residuo orgánico se introduce en un reactor, donde se mantiene un cultivo bacteriano aerobio en suspensión. El contenido del reactor se conoce con el nombre de «líquido mezcla».
El ambiente aerobio en el reactor se consigue mediante el uso de difusores o de aireadores mecánicos, que también sirven para mantener el líquido mezcla en estado de mezcla completa. Al cabo de un periodo determinado de tiempo, la mezcla de las nuevas células con las viejas se conduce hasta un tanque de sedimentación para su separación del agua residual tratada. Una parte de las células sedimentadas se recircula para mantener en el reactor la concentración de células deseada, mientras que la otra parte se purga del sistema La fracción purgada corresponde al crecimiento de tejido celular, asociado a un agua residual determinada. El nivel al que se debe mantener la masa biológica depende de la eficacia deseada en el tratamiento y de otras consideraciones relacionadas con la cinética del crecimiento.
Digestión aerobia
La digestión aerobia es un método alternativo de tratar los fangos orgánicos producidos en el curso de las diversas operaciones de tratamiento. Los digestores aerobios se pueden emplear para el tratamiento de: (1) únicamente fangos activados o de filtros percoladores; (2) mezclas de fangos activados o de filtros percoladores con fangos primarios, o (3) fango biológico en exceso de plantas de tratamiento de fangos activados sin sedimentación primaria. Actualmente suelen emplearse dos variantes del proceso de digestión aerobia: el sistema convencional y el sistema con oxígeno puro, aunque también se ha empleado la digestión aerobia termófila.
La digestión aerobia termófila representa un refinamiento adicional del proceso de digestión aerobia. Este proceso puede permitir conseguir altos rendimientos de eliminación de la fracción biodegradable (superiores al 80 por 100) en tiempos de detención cortos (3 a 4 días) mediante la acción de bacterias termófilas a temperaturas entre 25 y 50 0C superiores a la temperatura ambiente.

PROCESOS AEROBIOS DE TRATAMIENTO DE CULTIVO FIJO
Los procesos de tratamiento aerobios de cultivo fijo se emplean, normalmente, para eliminar la materia orgánica que se encuentra en el agua residual. También se pueden emplear para llevar a cabo el proceso de nitrificación (conversión del nitrógeno amoniacal en nitrato). Los procesos de cultivo fijo incluyen los filtros percoladores, los filtros de pretratamiento o desbaste, los reactores biológicos rotativos de contacto (biodiscos) y los reactores de nitrificación de lecho fijo. Dado que el proceso de filtros percoladores es el más comúnmente empleado, será tratado con mayor detalle que el resto de los procesos
Filtros percoladores
El primer filtro percolador se puso en funcionamiento en Inglaterra en 1893. El concepto de filtro percolador nació del uso de los filtros de contacto, que eran estanques impermeables rellenados con piedra machacada. En su funcionamiento, el lecho de contacto se llenaba con el agua residual por la parte superior y se permitía el contacto del agua con el medio durante un corto espacio de tiempo. A continuación, se dejaba drenar el lecho y se permitía un cierto tiempo de reposo antes de repetir el ciclo. Un ciclo típico exigía un total de 12 horas, de las cuales 6 se destinaban al reposo del filtro. Las limitaciones del filtro de contacto incluían una posibilidad relativamente alta de obturaciones, la duración del periodo de reposo, y la carga que podía emplearse, que era relativamente baja.
Descripción del proceso. El filtro percoiador moderno consiste en un lecho formado por un medio sumamente permeable al que se adhieren los microorganismos y a través del cual percola el agua residual, fenómeno del que recibe el nombre el proceso. Fi medio filtrante suele estar formado por piedras (en ocasiones también se emplean escorias), o diferentes materiales plásticos de relleno. En el caso de filtros percoladores con medio filtrante de piedra, el diámetro de las piedras oscila entre 2,5 y 10 cm. La profundidad del lecho varía en cada diseño particular, pero suele situarse entre 0,9 y 2,5 metros, con una profundidad media de 1,8 metros. Los filtros de piedra suelen ser circulares, y el agua residual se distribuye por la parte superior del filtro mediante un distribuidor rotatorio.
Filtros de desbaste
Los filtros de desbaste son filtros percoladores especialmente diseñados para trabajar con cargas hidráulicas elevadas. Los filtros de desbaste se usan, principalmente, para reducir la carga orgánica aplicada a los procesos posteriores y para obtener una nitrificación estacional, caso en el que se emplean para reducir la carga orgánica aplicada al proceso biológico situado a continuación en el proceso, con el objetivo de que se pueda conseguir la nitrificación en los meses de verano.
Los filtros de desbaste se suelen emplear con cargas hidráulicas elevadas, por lo que necesitan altas tasas de recirculación. El hecho de que las cargas hidráulicas sean tan elevadas, hace que el fenómeno de arrastre de la capa biológica se produzca, casi, de forma de continua. Si se emplea un efluente no sedimentado para la recirculación, los sólidos biológicos presentes en el caudal de recirculación pueden contribuir a la eliminación de materia orgánica como si se tratara de un sistema de cultivo en suspensión. Cuando se produce este mecanismo, se pueden alcanzar rendimientos superiores a los previstos mediante un modelo de cultivo fijo.
Reactores de lecho compacto
Existe otro proceso de cultivo fijo, que es el reactor de lecho compacto, utilizado tanto para la eliminación de la DBO carbonosa como para la nitrificación. Típicamente, un reactor de lecho compacto consiste en un tanque (reactor) en el que existe un medio al que se adhieren los microorganismos. El agua residual se introduce en el tanque por su parte inferior mediante un sistema de distribución adecuado o mediante una cámara de alimentación. El aire u oxígeno puro necesario para el proceso se introduce conjuntamente con el agua residual a tratar.

PROCESOS DE TRATAMIENTO ANAEROBIOS DE CULTIVOS EN SUSPENSION

Digestión anaerobia
La digestión anaerobia es uno de los procesos más antiguos empleados en la estabilización de fangos. En este proceso se produce la descomposición de la materia orgánica e inorgánica en ausencia de oxígeno molecular. Sus principales aplicaciones han sido, y siguen siendo hoy en día, la estabilización de fangos concentrados producidos en el tratamiento del agua residual y de determinados residuos industriales. Sin embargo, recientemente se ha demostrado que los residuos orgánicos diluidos también se pueden tratar anaeróbicamente.


PROCESOS ANAEROBIOS DE TRATAMIENTO DE CULTIVO FIJO
Los dos procesos anaerobios de tratamiento más comúnmente empleados para el tratamiento de residuos orgánicos carbonosos son el filtro anaerobio y el proceso de lecho expandido.
Proceso del filtro anaerobio
El filtro anaerobio es una columna rellena de diversos tipos de medios sólidos que se utiliza para el tratamiento de la materia orgánica carbonosa contenida en el agua residual. El agua a tratar fluye en sentido ascendente, entrando en contacto con el medio sobre el que se desarrollan y fijan las bacterias anaerobias. Dado que las bacterias están adheridas al medio y no son arrastradas por el efluente, se pueden obtener tiempos medios de retención celular del orden de los cien días. En consecuencia, es posible conseguir grandes valores de O con bajos tiempos de detención hidráulica. De este modo, el filtro anaerobio se puede emplear para el tratamiento de residuos de baja concentración a temperatura ambiente.
Proceso de lecho expandido
En el proceso de lecho expandido el agua residual a tratar se bombea a través de un lecho de material adecuado (p.e. arena, carbón, conglomerado expandido) en el que se ha desarrollado un cultivo biológico. El efluente se recircula para diluir el agua entrante y para mantener un caudal adecuado que asegure que el medio se halle expandido. Se han llegado a emplear concentraciones de biomasa superiores a 15.000-40.000 mg/l. Debido a las altas concentraciones de biomasa que se pueden conseguir, el proceso de lecho expandido también se puede emplear para el tratamiento de aguas residuales municipales, con tiempos de detención hidráulica muy pequeños. En el tratamiento de este tipo de residuos, la presencia de sulfatos puede producir la generación de sulfuro de hidrógeno, para cuya captura en la fase de solución se han desarrollado diferentes métodos. Se supone que el uso de este y otros procesos anaerobios de cultivo fijo aumentará con el tiempo, especialmente debido a que la cantidad de fango producido es considerablemente inferior a la que se produce en los procesos aerobios. La recuperación del metano, un gas útil, es otra de las ventajas importantes de los procesos anaerobios.


ELIMINAClON BIOLOGICA DE NUTRIENTES
La eliminación de los nutrientes del agua residual se hace necesaria cada vez con mayor frecuencia, ya que puede ser necesario controlar el vertido de nitrógeno o de fósforo debido a su potencial impacto sobre la calidad de las aguas receptoras [41]. Las opciones de eliminación de nutrientes que cabe considerar son las siguientes:
1. Eliminación de nitrógeno sin eliminar el fósforo.
2. Eliminación conjunta del nitrógeno y del fósforo.
3. Eliminación del fósforo con o sin eliminación de nitrógeno.
4. Eliminación del fósforo todo el año con eliminación estacional del nitrógeno.
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