Edición y corrección: Dania Relova Fernández. Diseño de interior y cubierta: Frank Herrera. Diagramación: Israel de Jesús Zaldívar Pedroso

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2 Edición y corrección: Dania Relova Fernández Diseño de interior y cubierta: Frank Herrera Diagramación: Israel de Jesús Zaldívar Pedroso Carlos L. Menéndez Gutiérrez y Jesús García, 2007 Versión impresa ISBN Félix Varela Versión electrónica ISBN Editorial Universitaria

3 Procesos para el tratamiento de aguas residuales / Carlos Menendez Gutierrez y Jesús M. Pérez Olmo PRESENTACIÓN En 1984, los autores, en colaboración con el Dr. Jan Chudoba, del Instituto de Tecnología Química de Praga, publicaron el libro Fundamentos Teóricos de Algunos Procesos para la Purificación de Aguas Residuales, con el propósito de que sirviera de apoyo a aquellos profesionales de habla hispana que realizaban su trabajo de doctorado en la República de Checoslovaquia. Dos años después se publicó la segunda edición de ese título. Para continuar supliendo las crecientes necesidades de los profesionales de este campo de trabajo, los autores publicaron en Cuba en 1991, bajo el título de Procesos para el Tratamiento Biológico de Aguas Residuales Industriales un texto enfocado fundamentalmente, tal como indica su título, en los procesos biológicos para el tratamiento de aguas residuales. Doce años después se presenta esta segunda edición con el mismo propósito. Como generalmente ocurre, una vez que concluyó la preparación de esta nueva edición, es que los autores se consideraron en condiciones de iniciar el trabajo. Esto es consecuencia de la inconformidad natural que se experimenta, a partir de la convicción de que toda obra humana es perfectible. También esto forma parte de las enseñanzas que nos legó Jan Chudoba. La justificación que nos anima ahora, como en las ocasiones anteriores, estimulados por los resultados ya logrados, es continuar contribuyendo a la superación de los profesionales dedicados a esta esfera de trabajo, con temas actualizados y expuestos de manera más completa que en la primera edición. Otra justificación quizás sea el de siempre haber pensado que el camino por recorrer era más largo del que en realidad ha sido y que sentimos la necesidad de expresarnos. Ambas justificaciones son igualmente válidas. Agradecemos a todos los que han colaborado en este nuevo empeño, en especial a la profesora Julia María Hernández por su apoyo en la preparación de los materiales, y a nuestras familias por la paciencia manifestada una vez más. Deseamos dedicar esta obra, que es a su vez un nuevo punto de partida a la memoria de Jan Chudoba, que sigue estando entre nosotros. a JAN III Ciudad de La Habana : Editorial Félix Varera - Editorial Universitaria, ISBN

4 Procesos para el tratamiento de aguas residuales / Carlos Menendez Gutierrez y Jesús M. Pérez Olmo LOS AUTORES Carlos L. Menéndez Gutiérrez Graduado de Ingeniero Químico en la Universidad de La Habana y de Especialista en Saneamiento Ambiental en el Centro Nacional de Investigaciones Científicas de Cuba. Obtuvo el título de Doctor en Ciencias Técnicas en el Instituto de Tecnología Química de Praga. Ha impartido cursos en el tema de tratamiento de aguas residuales en universidades cubanas y latinoamericanas. Miembro del Comité Doctoral del Instituto Tecnológico de Toluca, México, y del Tribunal de Grados Científicos para Ingeniería Química de Cuba. Miembro de varias sociedades científicas. Es autor de artículos técnicos. Jesús M. Pérez Olmo Graduado de Ingeniero Químico en la Universidad de La Habana y Máster en Ingeniería Saneamiento Ambiental. Ha impartido cursos sobre tratamiento de aguas residuales en universidades cubanas. Es Especialista Principal en el tratamiento de aguas residuales de la Compañía Especializada en Soluciones Integrales Geográficas y Medio Ambientales (CESIGMA S.A.) y ha brindado asesoría en plantas cubanas y de otros países latinoamericanos. Edición auspiciada por: «Environmental Capacity Enhancement Project in Cuba». Proyecto internacional establecido entre la University of Guelph y el Instituto Superior Politécnico José Antonio Echeverría Financiado por: Canadian International Development Agency (CIDA) IV Ciudad de La Habana : Editorial Félix Varera - Editorial Universitaria, ISBN

5 Procesos para el tratamiento de aguas residuales / Carlos Menendez Gutierrez y Jesús M. Pérez Olmo ÍNDICE CAPÍTULO 1. Indicadores de la contaminación / Introducción / Contenido de sólidos / Demanda bioquímica de oxígeno (DBO) / Demanda teórica de oxígeno (DTO) y demanda química de oxígeno (DQO) / Carbono orgánico total (COT) / Nitrógeno / Fósforo / Características de las aguas residuales / Mediciones del caudal / Disminución del volumen y fortaleza de los residuales / 35 CAPÍTULO 2. Pretratamiento de aguas residuales / Compensación / Sedimentación / 53 CAPÍTULO 3. Oxidación biológica nitrificación / Principios de la oxidación biológica / Metabolismo / Biodegradabilidad de las aguas residuales / Cinética del crecimiento biológico y remoción de sustrato / Nitrificación-desnitrificación / 98 CAPÍTULO 4. Lodo activado / Generalidades / Parámetros básicos / Principales modificaciones tecnológicas / 128 V Ciudad de La Habana : Editorial Félix Varera - Editorial Universitaria, ISBN

6 Procesos para el tratamiento de aguas residuales / Carlos Menendez Gutierrez y Jesús M. Pérez Olmo 4.4. Aplicación de los modelos cinéticos / Factores que inciden en la eficiencia de purificación / Presencia de compuestos orgánicos en el efluente / Producción de biomasa y lodo / Determinación de constantes a escala de laboratorio / Requerimientos nutricionales / 160 CAPÍTULO 5. Transferencia de oxígeno / Introducción / Consideraciones fundamentales de la transferencia de oxígeno / Requerimiento de oxígeno / Implementos de aereación / Consumo de potencia / 192 CAPÍTULO 6. Filtros percoladores / Introducción / Partes de las que consta un filtro percolador. Mecanismo de remoción de la DBO / Parámetros básicos del proceso. Definiciones / Clasificación de los filtros percoladores / Recirculación / Factores que inciden en la eficiencia de purificación / Diseño de filtros percoladores / Cálculo de las constantes del modelo de primer orden / 224 CAPÍTULO 7. Lagunas de estabilización / Características generales / Lagunas aerobias / Lagunas anaerobias / Lagunas facultativas / Régimen de flujo en las lagunas / Diseño de lagunas de estabilización / Relación área: volumen para las lagunas / Remoción de patógenos / 248 VI Ciudad de La Habana : Editorial Félix Varera - Editorial Universitaria, ISBN

7 Procesos para el tratamiento de aguas residuales / Carlos Menendez Gutierrez y Jesús M. Pérez Olmo 7.9. Balance hídrico de las lagunas / Criterios para la operación y mantenimiento de las lagunas de estabilización / 251 CAPÍTULO 8. Digestión anaerobia / Introducción / Mecanismo de la digestión anaerobia / Distintas variantes de los procesos de digestión anaerobia / Factores que controlan el proceso de digestión / Parámetros indicadores del curso de la digestión / Métodos de diseño / Puesta en marcha de los digestores anaerobios / 282 CAPÍTULO 9. Manejo de lodos / Introducción / Contenido de humedad y volumen de los lodos / Lodos primarios y secundarios. Criterios de estimación / Espesamiento por gravedad / Lechos de secado / Volumen de agua producida / 293 ANEXO 1. Volúmenes mínimos de muestras y criterios para su conservación / 295 ANEXO 2. Distribución normal acumulativa / 296 VII Ciudad de La Habana : Editorial Félix Varera - Editorial Universitaria, ISBN

8 Indicadores de la Contaminación CAPÍTULO 1 INDICADORES DE LA CONTAMINACIÓN 1.1. INTRODUCCIÓN Generalmente el nivel de contaminación de las aguas residuales no se mide a partir del conocimiento de la concentración de los distintos constituyentes de un agua residual que pueden ser considerados contaminantes, sino determinando parámetros globales como son la demanda bioquímica de oxígeno (DBO) y la demanda química de oxígeno (DQO) entre otros. En ocasiones, fundamentalmente cuando se trabaja con residuales industriales, las características de estos son tales que se requiere conocer constituyentes específicos como los metales pesados, tensoactivos, fenoles y otros. En algunos casos, por ejemplo, para la determinación de trazas de contaminantes orgánicos en aguas superficiales y para beber, se emplean técnicas analíticas especiales a saber la cromatografía y la espectrometría de masas CONTENIDO DE SÓLIDOS El conocimiento del contenido de sólidos de un agua o agua residual aporta valiosa información sobre sus características, lo cual permite conocer de forma general su naturaleza y si estas requieren de algún tratamiento en particular que facilite su remoción o eliminación. Cuando se habla de sólidos contenidos en un agua residual se está haciendo referencia a aquello que permanece como residuo después de la evaporación y secado de la muestra a 103 o C. Los sólidos en las aguas residuales pueden estar en forma suspendida, coloidal y disuelta. Todos ellos a su vez son de naturaleza inorgánica u orgánica. La fracción orgánica de los sólidos se determina mediante la pérdida por ignición a 600 o C. 2

9 Indicadores de la Contaminación 1.3. DEMANDA BIOQUÍMICA DE OXÍGENO (DBO) La DBO es uno de los parámetros más utilizados en la caracterización de los contaminantes orgánicos. Esta determinación brinda un estimado del oxígeno disuelto requerido por los microorganismos en la degradación de los compuestos biodegradables. El mecanismo presente durante la prueba de laboratorio de la DBO es esencialmente biológico y no depende solo del oxígeno presente y utilizado en un momento dado, sino también de la velocidad a la que este se consume, y por tanto, del tiempo. Así, es necesario fijar un tiempo y temperatura de incubación estándar, que normalmente es de cinco días, y 20 C como temperatura de referencia. En muchos casos se necesita conocer la demanda bioquímica de oxígeno total de un agua residual (DBO última). En tal sentido se requiere determinar previamente la velocidad a la cual ocurre la reacción en toda su extensión. La variación en el tiempo de la demanda bioquímica de oxígeno de un agua residual sigue una cinética de primer orden, según se observa en la figura 1.2. La determinación de la DBO implica conocer el oxígeno consumido por las bacterias en un intervalo de tiempo, ya que existe una relación cuantitativa entre el oxígeno consumido y la concentración del material orgánico que se transforma en dióxido de carbono y amoníaco. Esta relación puede ser representada por la siguiente ecuación generalizada: a b 3 CnHaO b Nc n c O 2 a 3 nco 2 ch 2 O c NH (1.1) La diferencia en el contenido de oxígeno al inicio y al final del análisis, por litro de muestra utilizada constituye la DBO de la muestra expresada en mg de O 2 L. Lógicamente la velocidad y extensión a la cual ocurre esta degradación depende de la temperatura y del tiempo, de ahí que se ha aceptado para estos dos parámetros 20 o C y cinco días respectivamente, tal como ya fue expresado. 3

10 Menéndez Gutiérrez, C. y J. Pérez Olmo Fig Variación en el tiempo de la DBO: a) remanente, b) satisfecha Cinética de la DBO Los estudios cinéticos sobre la DBO han indicado que para propósitos prácticos esta puede ser considerada, con un buen grado de aproximación, como una reacción de primer orden, lo cual se expresa matemáticamente mediante la ecuación: dlt dt donde: L t : DBO remanente, mg L. t: tiempo, días. k : constante de velocidad, día. kl (1.2) Como toda constante de velocidad de reacción, k es función de la temperatura. Aunque el análisis típico o estándar se realiza a 20 o C el valor de k puede calcularse a otra temperatura mediante la relación: en la que = 1,056 La integración de la ecuación 1.2 conduce a: L t T 20 k t k20 (1.3) - k t k t t Loe Lo10 (1.4) 4

11 donde: L o : DBO última o total de la muestra, mg L. k: k /2,3 Indicadores de la Contaminación Tal como se aprecia en la ecuación anterior, el conocimiento de la DBO remanente de la muestra en un instante dado exige conocer L o y k. La determinación de L t no es lo más común en el trabajo rutinario. Generalmente lo que más interesa conocer es aquella parte de la demanda bioquímica de oxígeno que se ha satisfecho en un intervalo de tiempo y a una temperatura dada. Así, si L o es la demanda total o última de un agua residual, y L t es la demanda remanente en un instante t dado, la demanda satisfecha o ya ejercida (Y) será: Y L L DBO L 10 o t Para el caso del análisis realizado a 20 0 C y cinco días: o t 5 k 5 DBO5 d, 20C Lo 110 k t o 1 (1.5) Y L L (1.6) Estas expresiones describen los lugares geométricos representados en la figura 1.3. Fig Relación entre L o y L t. Como ya fue expresado, es la DBO ejercida la que se determina normalmente en el periodo de incubación de cinco días y a la temperatura de referencia de 20 o C. El conocimiento de la DBO total (L o ), se requiere solamente en casos específicos y conlleva un tratamiento matemático especial de los datos experimentales. Para que la muestra de agua residual sea analizada exitosamente es necesario que contenga una determinada población microbiana o en su defecto esta 5

12 Menéndez Gutiérrez, C. y J. Pérez Olmo sea suministrada, a fin de que la materia orgánica pueda ser degradada y tenga lugar consumo de oxígeno. Este aspecto reviste una gran importancia porque puede ocurrir que el agua residual objeto de análisis contenga bacterias del género Nitrosomonas y Nitrobacter, las cuales no degradan la materia orgánica, sino que oxidan diferentes formas del nitrógeno con el consiguiente consumo de oxígeno (fenómeno este denominado nitrificación), y por lo que se falsean los resultados. En las siguientes ecuaciones se muestra la estequiometría del proceso de nitrificación. 2NH 2NO 3 2 3O O Siendo la reacción total: 2 2 2NO 2NO 2 3 2H O 2H 2NH3 4O2 2NO3 2H 2H2O (1.7) En aquellos casos en que se analizan efluentes de plantas de tratamiento que utilizan filtros percoladores o lodos activados están presentes las bacterias nitrificantes, por lo que al realizar el análisis de la DBO se debe añadir alguna sustancia que las inhiba. El compuesto más comúnmente empleado para inhibir el crecimiento de organismos nitrificantes es el alilthiourea (ATU). Cuando estos tipos de bacterias están presentes, la curva de la DBO puede mostrar un comportamiento similar al representado en la figura Fig Efecto de la nitrificación sobre la DBO. Obsérvese que de estar presente el fenómeno de la nitrificación la DBO determinada resultará mayor que la que corresponde a la degradación de la materia orgánica, lo cual introduce un error por exceso con respecto a lo deseado. 6

13 Influencia de la constante de velocidad en la determinación de la DBO Indicadores de la Contaminación La constante de velocidad desempeña un rol importante en la fracción de la DBO que puede ser estimada en un periodo de cinco días. Cuanto mayor sea el valor de esta constante, mayor será el valor de la DBO determinada. Esta influencia se puede apreciar en la figura 1.5 donde a manera de ejemplo se han considerado cuatro valores de k. Fig Influencia de k sobre la DBO. En la figura 1.5 puede apreciarse cómo para el mismo tiempo, por ejemplo cinco días, la DBO será distinta en función del valor de la constante de velocidad k. La variación que puede experimentar la constante k ha sido motivo de amplias discusiones, pero se pueden considerar como las principales causas: La naturaleza de la materia orgánica. La habilidad de los microorganismos para utilizar esa materia orgánica. Así por ejemplo, se puede señalar que en general la parte soluble es degradada más rápidamente que aquella que se presenta en forma coloidal o en suspensión. Otro aspecto de importancia en la determinación de la DBO es la concentración de microorganismos que aporte el inóculo, ya que de ser muy baja, la DBO ejercida en el tiempo también será baja debido a que las bacterias tardan un tiempo apreciable en multiplicarse como para ejercer una oxidación notable. Este fenómeno se destaca en la figura 1.6. En el caso mostrado por la curva A, la concentración de microorganismos es tres órdenes de magnitud mayor que en B. Esta es la razón por la cual este es un aspecto que debe ser tenido en cuenta en el momento de realizar el análisis de la DBO. En el caso de efluentes de plantas de tratamiento o residual humano este aporte está garantizado de por sí, pudiendo no ocurrir lo mismo cuando la muestra tiene otra procedencia. 7

14 Menéndez Gutiérrez, C. y J. Pérez Olmo Fig Efecto de la concentración del inóculo sobre la DBO. Otro factor no menos importante en la determinación de la DBO es el grado de aclimatación de las bacterias utilizadas en el curso del análisis para el sustrato en particular que presenta la muestra. Por supuesto este fenómeno se presenta cuando la muestra no contiene microorganismos y resulta necesario inocularlos. En la figura 1.7 se muestra el caso de un inóculo no adaptado al sustrato de interés. De ahí que se presente retraso en la DBO ejercida en la etapa inicial. Por el contrario, en el ejemplo representado en la figura 1.8, se ilustra una situación en la que el inóculo está perfectamente adaptado al sustrato y no se presenta la fase inicial de retraso. Fig Efecto de la aclimatación del inóculo sobre la DBO. Se puede apreciar que las curvas que aparecen en las figuras 1.6, 1.7 y 1.8 presentan una tendencia que no se corresponde exactamente con lo que predice una cinética de primer orden (figura 1.4), ya que las primeras presentan una meseta más o menos acentuada y que pudiera ser falsamente interpretado como 8

15 Indicadores de la Contaminación un proceso de nitrificación. La explicación de la aparición de estas mesetas pudiera ser la siguiente: durante el primer y segundo día de incubación, la materia orgánica soluble es rápidamente oxidada y la remanente es convertida en velocidad de oxidación, lo cual lleva asociada una fase de respiración endógena. Posteriormente se aprecia un incremento en la velocidad de oxidación, que es atribuible a un incremento en la población de protozoos, los cuales son predadores de las bacterias. La presencia y duración de esta meseta entre estas fases depende del intervalo de tiempo entre el pico de la población bacteriana y el de la población de protozoos. Fig Efecto sobre la DBO de un inóculo adaptado. Se ha comprobado que mientras menor sea la constante de autooxidación de la biomasa, la meseta será más acentuada. Por otra parte, mientras sean los valores mayores de esta constante la meseta tiende a no aparecer. Otro aspecto importante relacionado con la DBO está en el hecho de que por mucho tiempo se pensó que después de un largo periodo de incubación (por ejemplo, 20 días) la DBO determinada era la DBO última o total de la muestra (L o ), y que al mismo tiempo era igual a la DQO teórica, cuando en realidad existe discrepancia entre el valor determinado y la demanda teórica de oxígeno. El siguiente ejemplo pondrá en evidencia esta discrepancia. La oxidación de la glucosa a dióxido de carbono y agua requiere de 192 g de oxígeno por mole de glucosa (180 g/mol) ó 1,065 mg de oxígeno por miligramo de glucosa según la estequiometría de la ecuación 1.8: C6 H12 O CO2 6 H2 O (1.8) Así, una solución de glucosa de 300 mg L tiene una demanda teórica de oxígeno de 320 mg L, sin embargo la determinación de la DBO con periodos 9

16 Menéndez Gutiérrez, C. y J. Pérez Olmo de incubación de 20 días ha reportado valores de L o en el intervalo de 250 a 285 mg L. De aquí resulta evidente que no toda la glucosa ha sido oxidada a dióxido de carbono y agua, interpretándose en los siguientes términos este fenómeno: en el curso de la degradación de la glucosa las bacterias obtienen energía para su crecimiento y reproducción, lo cual implica que parte de la materia orgánica es convertida en tejido celular, por lo que no experimenta oxidación completa, hasta que ocurre la respiración endógena. Cuando las bacterias mueren este tejido celular se convierte en alimento de otras y prosigue la conversión de la materia orgánica en dióxido de carbono y agua. Una parte de las bacterias vivas y muertas sirven de alimento a los protozoos y continúa la degradación de la materia orgánica. Fig Secuencia de degradación de los compuestos orgánicos. En cada una de las etapas por las que transcurre la oxidación de la materia orgánica se producen desechos del metabolismo que resultan resistentes a la degradación biológica y que pueden explicar la discrepancia entre la demanda teórica y práctica. En el diagrama de la figura 1.9 se ilustra esta secuencia de fenómenos Cálculo de la constante de oxigenación A partir de la importancia que existe, a la hora de caracterizar un agua residual, del conocimiento de la relación entre la DBO cinco días, DBO última y la constante de velocidad, k, han sido propuestos muchos métodos para el 10

17 Indicadores de la Contaminación cálculo de k. 1, 3 A continuación se presenta uno que, aunque no muy exacto, es sencillo y permite tener una idea del valor de esa constante antes de pasar a una determinación más exacta, pero también más laboriosa. El método de Rhame para determinar k, o método de los dos puntos de Rhame, 4 se basa en la relación entre los valores de la DBO para dos tiempos dados. El segundo tiempo es el doble del primero. Con el método de Rhame pueden calcularse la DBO última y la constante de de-oxigenación: 2 X L 2 X Z (1.9) 1 X y k log T t Z X donde: L: DBO última. X: DBO en el tiempo t. Z: DBO en el tiempo T = 2t. (1.10) Según Rhame, para t = 10 días, los valores de L y k que se obtienen son comparables a los que se estiman cuando se usan otros métodos. En la tabla 1.1 se comparan los valores de la DBO última y la constante de de-oxigenación para residuales teneros, calculados por diferentes métodos. Tabla 1.1. Valores de k y L o de residuales teneros calculados por diferentes métodos 1.4. DEMANDA TEÓRICA DE OXÍGENO (DTO) Y DEMANDA QUÍMICA DE OXÍGENO (DQO) Cualquier compuesto orgánico teóricamente puede ser oxidado hasta la obtención final de productos estables como H 2 2 O, CO 2, NH 3 y SO. La cantidad 11 4

18 12 Menéndez Gutiérrez, C. y J. Pérez Olmo de oxígeno necesaria para la oxidación se denomina demanda teórica de oxígeno (DTO). La DTO puede ser calculada considerando las relaciones estequiométricas: O H 2 CO O 2 4 O H C y x z y x z y x (1.11) MM 2 4 DTO z y x (1.12) donde: MM: Masa molecular del compuesto. Para compuestos que contienen N en su estructura, la ecuación para la demanda teórica de oxígeno es: NH O H 2 3 CO O N O H C p p y x z p y x p z y x (1.13) MM DTO z p y x (1.14) Si además el azufre participa en su composición, SO H NH O H 2 3 CO O S N O H C q p p y x z q q p y x q p z y X (1.15) 8 MM DTO z p q y x (1.16) La demanda química de oxígeno brinda una medida más real de la cantidad de oxígeno requerida para la oxidación de los compuestos orgánicos a CO y H 2 O, de acuerdo con las ecuaciones 1.11, 1.13 y 1.15, cuando se utiliza un oxidante fuerte. 2

19 Indicadores de la Contaminación El mejor método para determinar la DQO es aquel que arroja valores iguales o cercanos a la DTO. Actualmente este método es el estándar del dicromato. 5 Este método utiliza una solución de dicromato de potasio cuya concentración molar de equivalente es 0,25, en 50 % de ácido sulfúrico. Bajo estas condiciones, con sulfato de plata como catalizador, la mayoría de los compuestos son oxidados entre 90 y 100 %. 6 No obstante, algunos compuestos no son oxidados o lo son solo parcialmente cuando se utiliza el método estándar con dos horas de reflujo. Esto se ha comprobado en algunas bases fuertes nitrogenadas como las metilaminas, etilaminas, piridinas y sus derivados (tabla 1.2). Tabla 1.2. Algunos compuestos parcialmente oxidables por el dicromato en medio ácido Compuesto Metilamina Dimetilamina Trimetilamina Piridina metil piridina 3 metil piridina Oxidación % 3,7 1,9 5,2 4,4 30,0 27,8 Compuesto Etilamina Dietilamina Trietilamina 2,4 dimetilpiridina 2,4,6 trimetilpiridina Oxidación % 36,1 27,8 37,4 58,0 85,2 Otras bases heterocíclicas nitrogenadas como la quinolina, pirol, pirolidina, indol, inidiazol, purina y pirimidina, son oxidadas fácil y completamente. Sin embargo, en los compuestos heterocíclicos que contienen dos o más átomos de nitrógeno en la molécula, solamente una parte de ellos se desprende como amoníaco y el resto como nitrógeno. 7 El azufre de los compuestos orgánicos es oxidado a sulfato. La excepción está constituida por el grupo CH 3 Durante la prueba de la DQO se determinan tanto los compuestos degradables como los no degradables biológicamente. También se incluyen aquellos compuestos inorgánicos reductores que pueden ser oxidados por el dicromato en medio ácido, como es el caso común del anión cloruro CARBONO ORGÁNICO TOTAL (COT) Hoy día el COT es utilizado como una medida del contenido de sustancias orgánicas en el agua. Sin embargo, este parámetro no brinda información acerca del oxígeno necesario para la oxidación de las mismas. Así, por ejemplo, la 13

20 Menéndez Gutiérrez, C. y J. Pérez Olmo glucosa y el ácido caproico poseen en su molécula el mismo número de átomos de carbono, no obstante la demanda teórica de oxígeno (DTO) de ambos compuestos es diferente: C 1 6H12O6 6O2 6CO2 6H2O DTO 1,07 gg (1.14) C 1 6H12O2 8O2 6CO2 6H2 O DTO 2,21gg (1.15) En el primer caso se requieren 2,66 g de oxígeno para la oxidación de 1 g de carbono. En el segundo caso cada gramo de carbono necesita 3,55 g de oxígeno para la oxidación total. En el orden teórico existe una relación entre la DTO y DQO, así como entre la DTO y el COT. 1 Por tanto, existe también una relación entre la DQO y el COT. En el mismo plano teórico cabe suponer que la relación DTO/COT varía entre los límites de cero, cuando los compuestos orgánicos no son oxidables por el dicromato, hasta 5,33, que es la relación para el metano según la ecuación: CH 4 2O2 CO2 2 H2O (1.16) En la tabla 1.3 se representa esta relación para algunos compuestos orgánicos comunes. Tabla 1.3. Relación DTO/COT de algunos compuestos 8 Compuesto Ácido acético Glucosa Sacarosa Piridina Benceno Etilamina Metano Relación DTO / COT 2,67 2,67 2,67 3,33 3,33 4,00 5,33 El valor límite de 5,33 para la relación DTO/COT es también válido para mezclas de compuestos, aunque en la medida que aumenta en complejidad la composición del residual, la DTO va perdiendo su interés práctico y la relación DTO/COT llega a ser inoperante. Para las aguas residuales, constituidas por mezclas de sustancias cuya composición no siempre se conoce y de concentración variable, la DTO tiene escaso valor práctico. De ahí la importancia de la DQO y la DBO como parámetros indicadores de la contaminación en unidades de oxígeno. 14

21 Indicadores de la Contaminación En la práctica la relación DQO/DTO es muy variable debido a que, como ya se dijo, hay muchos compuestos orgánicos que no son fácilmente oxidados por el dicromato. La relación puede ser tan alta como 1 (para el etanol, ácido oxálico y ácido benzoico) 9 y tan baja como 0,02 para la piridina. 8 Por tanto, las relaciones DTO/COT que aparecen en la tabla 1.3 para compuestos puros, no son igualmente válidas para DQO/COT. Hay una correspondencia entre las relaciones anteriores y el número de oxidación promedio (NOP) del carbono (figura 1.10). Este puede calcularse por la ecuación: donde: n O 2 no NOP n (1.17) : Número de átomos de oxígeno necesarios para la oxidación completa de un compuesto dado en CO 2, H 2 O, NH 3 y H 2 SO 4. n C : Número de átomos de carbono en el compuesto dado. C Fig Dependencia del NOP de la relación DTO/C org para algunos compuestos. 15

22 Menéndez Gutiérrez, C. y J. Pérez Olmo Cuando se aplica la ecuación 1.17 a las moléculas de glucosa, formaldehído y ácido acético, puede llegarse a la conclusión que en esos compuestos el carbono tiene el NOP igual a cero. El carbono en todas las aminas alifáticas y alcoholes tiene el NOP igual Para los compuestos puros, la ecuación 1.17 se transforma en: DTO NOP 4 2 (1.18) C org Para aguas residuales la ecuación 1.18 se modifica: DQO /16 NOP 4 2 C /12 org 3 DQO NOP 4 2 (1.19) en la que tanto la DQO como la concentración de carbono orgánico se expresan en mg L. En el mismo plano teórico puede afirmarse que cuando el NOP del sustrato es menor que cero se hace necesario suministrar oxígeno para la síntesis celular: C org H NO 18 H O 5nC6H12O2 6nNH3 10nO2 6 C5 7 2 n 2 (1.20) Para sustratos cuyo NOP es mayor que cero, el contenido de oxígeno en su molécula es tal que no requiere un suministro adicional del mismo para que ocurra la síntesis celular: n 5H7NO2 8nH2O 7,5 2 5nC n n (1.21) 6H8O7 6nNH3 6 C O Como se aprecia de la ecuación 1.21 aún queda una cierta fracción del oxígeno que puede ser utilizado para la oxidación. Debe destacarse que cuando la biomasa es considerada como sustrato, su NOP es igual a cero: C 5H7NO2 n 5nO2 5nCO2 2nH 2O nnh3 (1.22) 16

23 Indicadores de la Contaminación 1.6. NITRÓGENO El nitrógeno en las aguas residuales se puede presentar principalmente en forma orgánica, formando parte de proteínas, y en forma amoniacal. El nitrito (NO 2 ) y los nitratos (NO 3 ) rara vez aparecen en las aguas residuales crudas, y cuando existen, se trata fundamentalmente de aguas residuales industriales. El conocimiento del contenido de nitrógeno en sus variadas formas resulta de gran interés. Así por ejemplo, cuando un agua destinada a consumo humano presenta nitrógeno orgánico, o nitrógeno amoniacal, es indicio de contaminación fecal reciente, lo cual es un alerta sobre su peligrosidad. La urea contenida en la orina del hombre y animales, se descompone aportando nitrógeno amoniacal según muestra la siguiente ecuación: CON 2H4 H2O CO2 2NH3 (1.23) Así mismo, las heces fecales de animales contienen cantidades apreciables de proteínas las cuales son convertidas en nitrógeno amoniacal por las bacterias según: Nitrógeno orgánico Bacterias NH 3 (1.24) El nitrógeno amoniacal puede ser posteriormente convertido en iones nitrito por las bacterias Nitrosomonas: bacterias 2NH3 3O2 2NO 2 2H 2H2O (g) (1.25) La presencia de iones nitrito en un agua destinada al consumo humano puede ser considerada también como indicativo de contaminación fecal. Esta secuencia de reacciones no termina sino en los iones nitrato, que constituyen la forma más oxidada del nitrógeno. Esto ocurre cuando los iones nitrito son oxidados por las Nitrobacter según: 2NO bacterias 2 O2 2NO (1.26) 3 La secuencia de la nitrificación se puede mostrar gráficamente, tal como indica la figura La presencia de diferentes formas del nitrógeno tiene otra connotación cuando se trata de aguas residuales. En este caso es importante conocer el contenido de nitrógeno por ejemplo cuando se requiere diseñar un sistema de tratamiento biológico donde se debe cumplir que el contenido de nitrógeno guarde relación definida con la DBO y el fósforo, para que el proceso de depuración transcurra de manera adecuada. 17

24 Menéndez Gutiérrez, C. y J. Pérez Olmo Fig Transformación de diferentes formas del nitrógeno. Por otra parte el contenido de nitrógeno y las diferentes formas en que se puede presentar a lo largo del sistema de tratamiento aporta criterio sobre algunos de los fenómenos que pueden ocurrir. En la tabla 1.4 se resume el impacto de diferentes formas del nitrógeno. Tabla 1.4. Impactos causados por diferentes especies del nitrógeno Forma del Nitrógeno N-NH 3 N-NO 3 Nitrógeno total Impacto La oxidación del nitrógeno amoniacal en un curso receptor produce disminución del oxígeno disuelto. El nitrógeno amoniacal no ionizado puede causar toxicidad en varios organismos acuáticos. El nitrógeno en forma de nitrato en aguas potables puede causar metahemoglobinemia en niños pequeños. El nitrógeno como nutriente es causa de un crecimiento excesivo de organismos acuáticos que consumen oxígeno durante la noche y excretan sustancias que causan olor y sabor. 18

25 Indicadores de la Contaminación 1.7. FÓSFORO El conocimiento del contenido de fósforo de las aguas residuales reviste interés, pues este elemento constituye un factor imprescindible para la vida de los organismos acuáticos al entrar a formar parte de su estructura. La presencia de compuestos de fósforo en cursos receptores induce el crecimiento de algas. Estas afectan de forma notable la calidad de las aguas ya que pueden ser el origen de toda una secuencia de fenómenos, dado que este elemento es el limitante para el desarrollo de estas formas de vida. La luz y los compuestos de nitrógeno (los cuales son los otros elementos imprescindibles) son generalmente abundantes. El deterioro de la calidad del agua debido a la aparición de color o sabor desagradables no es el único problema que se genera como consecuencia de la presencia del fósforo en un cuerpo de agua, sino que se produce otro no menos grave y es que al morir las algas, estas ocasionan una contaminación de carácter orgánico en el agua. Por todo lo anterior es importante disponer de datos sobre la concentración de fósforo que se vierte a los cuerpos receptores, provenientes fundamentalmente de las aguas residuales industriales y domésticas. Las aguas residuales de origen doméstico son relativamente ricas en fósforo. Antes del desarrollo de los detergentes sintéticos, el contenido de fósforo usualmente estaba en el intervalo de 2 a 5 mgl y las formas orgánicas variaban de 0,5 a 1,0 mgl. Esta contribución humana se debe a la ruptura de las proteínas con la consiguiente eliminación del fósforo en la orina. En la actualidad muchos detergentes sintéticos contienen grandes cantidades de poli fosfatos, pudiendo contener hasta 10 % en su composición. La sustitución del jabón por estos productos ha incrementado notablemente el contenido de este elemento en las aguas residuales. 19

26 Menéndez Gutiérrez, C. y J. Pérez Olmo Diferentes compuestos de fósforo presentes en las aguas residuales En las aguas residuales se pueden encontrar compuestos de fósforo tales como: Tabla 1.5. Diferentes compuestos de fósforo Nombre Fórmula Ortofosfatos Fosfato trisódico Na 3 PO 4 Fosfato disódico Na 2 HPO 4 Fosfato monosódico NaH 2 PO 4 Fosfato diamónico (NH 4 )HPO 4 Polifosfatos Hexametafosfato de sodio Na 3 (PO 3 ) 6 Tripolifosfato de sodio Na 5 P 3 O 10 Pirofosfato tetrasódico Na 4 P 2 O 7 Todos los polifosfatos experimentan reacciones químicas produciendo ortofosfatos (PO 4 ), siendo la velocidad con que ocurre este proceso dependiente del tiempo, la temperatura y el ph CARACTERÍSTICAS DE LAS AGUAS RESIDUALES Aguas residuales municipales Están constituidas por materia orgánica en forma suspendida, coloidal y disuelta. La carga contaminante de estas aguas puede ser expresada en función de la contribución per cápita. La DBO, contenido de sólidos y el gasto de agua per cápita que normalmente se reporta en la literatura varía de un país a otro, de una zona o región a otra e incluso con el tiempo en una misma localización. Esto está, por supuesto, en función de los hábitos alimentarios, de las costumbres y condiciones higiénicosanitarias de la población. Los valores típicos de la contribución per cápita diaria a los residuales municipales son 0,5 m 3 hab, 104 g hab de DBO y un contenido de sólidos suspendidos de 90,7 g hab. 10 Estudios parciales realizados en Cuba arrojan valores de 30 g hab para la DBO y de 24 g hab para los sólidos suspendidos. 11 Como referencia, la composición promedio de un agua residual municipal se muestra en la tabla 1.6. La incorporación de residuales industriales pueden modificar sustancialmente los valores de estas concentraciones

27 Tabla 1.6. Características promedio de un residual municipal Indicadores de la Contaminación Propiedad Máximo Promedio Mínimo ph 7,5 7,2 6,8 Sólidos totales (mg L -1 ) Sólidos totales volátiles (mg L -1 ) Sólidos suspendidos (mg L -1 ) Sólidos suspendidos volátiles (mg L -1 ) DQO (mg L -1 ) DBO (mg L -1 ) Cloruros (mg L -1 ) Características de los residuales industriales líquidos (RIL) Para tener un conocimiento real de las características de un agua residual no basta con conocer la magnitud, en términos de concentración, de los parámetros indicadores seleccionados. Si bien el conocimiento de las concentraciones puede ser útil en determinadas circunstancias, una mayor información se obtiene del conocimiento del flujo másico (kgd ). Así, por ejemplo, suponiendo dos residuales con las siguientes características: Residual A: DBO 5 = 500 mgl Flujo = 200 m 3 d. Residual B: DBO 5 = 250 mgl Flujo = 600 m 3 d Pudiera pensarse que el residual A es más contaminante que el B debido a que tiene mayor concentración de DBO. Obviamente el residual A presenta una DBO superior al B, sin embargo el valor de su flujo o gasto es menor. El producto de la concentración por el flujo da el valor del flujo másico. De esta manera, para el ejemplo anterior se tiene que: Flujo másico de A = 100 kgd Flujo másico de B = 150 kgd Este simple ejemplo pone de manifiesto que el conocimiento de la concentración de un parámetro solamente no es suficiente para tener una idea real del poder contaminante de un agua residual. Lo anterior destaca la importancia de conocer, con el mayor grado de certeza posible, el flujo de agua residual que como promedio se genera. Por lo que se debe utilizar un procedimiento de muestreo que responda en el mayor grado 21

28 Menéndez Gutiérrez, C. y J. Pérez Olmo posible a la realidad. Es decir, las determinaciones que se realicen deben ser representativas, para lo cual estas deben ser proporcionales al flujo. Para llegar a disponer de muestras integradas o compuestas, se requiere que cada una de las tomas puntuales que constituirán la compuesta, sea obtenida teniendo en cuenta tanto el flujo promedio de agua residual como el existente en el instante en que se toma la muestra. El flujo promedio debe ser calculado previamente. Algunas de las características químicas de las aguas residuales municipales reportadas por Walter 13 aparecen resumidas en la tabla 1.7. Para estimar el volumen de muestra a extraer en cada momento, puede utilizarse la expresión: V i = VT Q Q N i (1.27) donde: Vi: volumen de muestra a tomar en un instante (L). V T : volumen total de muestra a recolectar (L). N: número de muestras que se van a tomar. Q : flujo promedio determinado previamente (Lh ). Q i : flujo puntual en el instante de la toma de muestra (Lh ). En la aplicación de este procedimiento es recomendable que durante el periodo de muestreo se tomen volúmenes de muestras, se conserven en frío y se mida el flujo puntual en el instante de tomar cada muestra. Tabla 1.7. Características químicas de las aguas residuales municipales Constituyentes Tipo Concentración Ácidos volátiles Fórmico, acético, (8,5-20) mg L -1 propiónico, butírico y valérico Ácidos solubles Láctico, glicólico, (0,1-1,0) mg L -1 no volátiles cítrico y benzoico Ácidos grasos superiores Palmítico, esteárico y oleico 60 % del contenido de ácidos grasos Proteínas y aminoácidos Al menos veinte tipos (45-50 %) del nitrógeno total Carbohidratos Glucosa, lactosa, sacarosa 22

29 Indicadores de la Contaminación La caracterización de un agua residual reviste dos objetivos muy importantes: 1. Inmediato.El conocimiento de las características del agua residual permite conocer su poder contaminante y decidir si el residual debe ser sometido a tratamiento o no. 2. Mediato. Cuando las características del agua residual son tales que es obligado su tratamiento, los datos que aporta la caracterización son una parte imprescindible para el diseño de la instalación de tratamiento. En el curso de un proceso de caracterización se debe tener la mirada puesta en la posibilidad de estudiar separadamente las diferentes corrientes de residuales que pueden existir a fin de valorar su posible segregación, pues dependiendo de sus características pueden requerir de tratamientos diferentes, por lo que no es aconsejable su mezcla. Esta óptica está, por supuesto, condicionada en buena medida al estudio o conocimiento previo del problema. Para el caso particular de los residuales industriales líquidos (RIL), un procedimiento para conocer el balance material y de flujo de todos los procesos de la industria que utilizan agua y producen residuales, así como de la industria en su conjunto, puede resultar imprescindible. El resultado de la caracterización debe brindar información acerca de la fortaleza contaminante de cada corriente, así como de las alternativas de tratamiento y de su reuso. El procedimiento general recomendado para obtener la información necesaria para la caracterización con un mínimo de esfuerzo, y que al mismo tiempo sea confiable, puede resumirse en cuatro etapas: obtener el diagrama de flujo de los residuales, elaborar el esquema de muestreo y análisis, efectuar el balance de flujo y materiales, reportar la variación estadística de los parámetros más significativos de la caracterización Diagrama de flujo de los residuales Este diagrama se construye a través de la inspección de todas las operaciones del proceso y con la consulta del ingeniero de la planta. El diagrama debe indicar los posibles puntos de muestreo y el orden de magnitud del flujo de la corriente de aguas residuales. 23

30 Menéndez Gutiérrez, C. y J. Pérez Olmo Elaboración del esquema de muestreo y análisis El muestreo óptimo es el continuo, con volúmenes que son una fracción del flujo promedio. Sin embargo, esto pocas veces es factible. Otra posibilidad es la de las muestras integradas o compuestas con una frecuencia de muestreo que se establece de acuerdo con el proceso que se necesita caracterizar. El periodo de la composición de la muestra y la frecuencia de muestreo se establece de acuerdo con la naturaleza del proceso cuya agua residual se estudia. Algunos procesos en operación continua pueden muestrearse cada hora e integrarse por periodos de 8, 12 y hasta de 24 h. Aquellos procesos en los que hay mucha variación deben integrarse en periodos de una o dos horas. A los procesos a templa se les toma muestras en el periodo de vaciado. Los análisis a realizar dependen de las características del parámetro que se está midiendo. Por ejemplo, el ph debe medirse puntualmente, ya que es posible en muchos casos que la integración resulte en una neutralización de elementos ácidos y básicos perdiéndose durante la integración una información valiosa. La carga de DBO puede requerir integración de las muestras durante 8 h cuando se pretende diseñar tratamientos de tiempos de retención cortos, aunque muestras integradas durante 24 h resultan suficientes para tratamientos de varios días de retención como el de las lagunas. Cuando se miden constituyentes como nitrógeno y fósforo para determinar si hay necesidad o no de adición de nutrientes en tratamientos biológicos, son suficientes muestras integradas de 24 h, ya que los sistemas biológicos tienen alta capacidad de amortiguamiento. Si se conoce la presencia de sustancias tóxicas en el agua residual, estas deben ser muestreadas continuamente. Un aspecto importante en este punto, al que ya se hizo referencia, es el de la medición del flujo Balance de flujo y materiales Después de realizados el muestreo y los análisis, debe efectuarse el balance de flujo y materiales tomando en consideración todas las fuentes de contaminación que sean significativas. En la medida en que el balance coincida con el efluente total, se confirmará el cuidado con el que se realizó la caracterización Variación estadística de los parámetros Esta información se obtiene de diversas formas, una de ellas consiste en graficar en papel de probabilidades la frecuencia de ocurrencia. 24

31 Indicadores de la Contaminación La data de la caracterización de los RIL generalmente es muy variable y susceptible de análisis estadístico. La información puede ser reportada en términos de frecuencia de ocurrencia de una propiedad en particular, que es el valor que se espera que tenga esa propiedad o lo exceda 10, 50 y 90 % del tiempo. Los valores obtenidos en la caracterización se ordenan en orden creciente de magnitud. Por ejemplo, si se trata de la DBO, donde: n: Número total de valores de DBO. m: Número consecutivo y en orden creciente asignado a cada uno de los valores de DBO, desde uno hasta n. m n 1 : posición de cada valor en la tabla y que es equivalente al porcentaje de ocurrencia. Tabla 1.8. Porcentaje de ocurrencia m Al graficar estos resultados en papel de probabilidades, tal como se hace en la figura 1.12, la DBO promedio es la que corresponde a frecuencia de ocurrencia del 50 %. Por otro lado, _ aceptando que 68, 27 % de los valores están incluidos en el intervalo: X s n 1, se tiene que: Para el ejemplo anterior: DBO promedio = 347,8 mg L DBO m (mg L -1 ) n 1 Ocurrencia (%) , , , , , , , , ,9 90 X 84, 1 X15, 9 sn 1 (1.28) 2 25

32 Menéndez Gutiérrez, C. y J. Pérez Olmo s: desviación estándar s n Fig Porcentaje del tiempo que la DBO será igual o menor al valor indicado. Cuando el número de observaciones es muy grande (de cincuenta a cien) se recomienda agrupar la data por incrementos. Estos incrementos pueden tomarse de 50 mg L. Ejemplo 4.1 Suponga una data que tiene noventa y seis observaciones agrupadas por intervalos de 50 mg L. donde: n: Número total de muestras m: Número de muestras en el intervalo analizado y los anteriores m 100 n 1 : posición al graficar. 26

33 Indicadores de la Contaminación Tabla 1.9. Intervalos y números de muestras Intervalo Muestra en el intervalo m Posición en el gráfico , , , ,0 Las mediciones del caudal de aguas residuales durante el estudio pueden llevarse a cabo por diversos métodos, en dependencia de la accesibilidad del lugar. Estos pueden ser, entre otros: 1. Instalación de vertederos, se usa en canales o conductoras abiertos. 2. Cubo o cubetas y cronómetro: aplicable cuando hay bajo caudal. 3. Medición de la duración del bombeo: hay que hacer uso de la curva característica de la bomba. 4. Uso de medidores de flujo de paleta Empleo de índices en la caracterización Tomando en cuenta que los procedimientos de caracterización son generalmente complejos y exigen de importantes recursos de tiempo y de tipo financiero, la utilización de indicadores o índices de producción y consumo se presenta como un importante enfoque a considerar, dentro de los procedimientos utilizados para determinar, al menos aproximadamente, los niveles de carga contaminante que son generados por las diferentes actividades de producción y servicios. Los índices de producción constituyen un instrumento que permite determinar la efectividad de medidas y programas orientados a la disminución de la contaminación, facilitando la identificación y establecimiento de prioridades de gestión, con arreglo a la evaluación cuantitativa de las tendencias que se manifiestan en la calidad del medio. En este sentido, es importante indicar que esta herramienta de trabajo no sustituye ni exime, la necesidad de realizar investigaciones más completas. 27

34 Menéndez Gutiérrez, C. y J. Pérez Olmo Tabla Indicadores de carga contaminante de algunos procesos Proceso Unidad DBO (kg/u) DQO (kg/u) Sólidos suspendidos (kg/u) Instalaciones de cría de reses Instalaciones de cabezas cría de pollos 1,4-14,6 Granjas lecheras Mataderos 6,4-5,2 Sin recuperar sangre PVS Sin recuperar panza se agrega 4,7 - - Proceso de aves de corral 1000 aves 11, ,7 Enlatado de frutas y verduras t de 12,5-4,3 Refinación de producción aceite vegetal 12, ,4 Producción de vino m 3 de vino 0, Producción de m 3 de cerveza cerveza 8,6-14,7 PVS: Peso vivo sacrificado. Fuente: Evaluación rápida de fuentes de contaminación de aire, agua y suelo, OMS, México, El indicador de carga contaminante o índice es la relación entre el nivel de producción y la carga contaminante que se genera en esa actividad. El índice define una cantidad de sustancia determinada que se obtiene en la actividad productiva en un tiempo considerado, refiriendo a él la contaminación generada durante el proceso de obtención. Los índices han de ser el resultado de experiencias anteriores, sean propias u obtenidas de la literatura. En la tabla 1.10 se presentan ejemplos de los índices de producción referidos a la contaminación que generan. De igual manera puede ser de importancia el índice de consumo de agua. Ejemplos de este tipo de índice se reflejan en la tabla

35 Indicadores de la Contaminación Tabla Consumo de agua de la industria azucarera y derivados Industria Central azucarero Destilería Levadura Índice de consumo 0.5 m 3 /t caña molida 1.6 m 3 /HL de alcohol 70 m 3 /t de levadura (tecnología francesa) 80 m 3 /t levadura (tecnología austríaca) Fuente: Programa integral de desarrollo de los derivados de la caña de azúcar. Subprograma: Alcohol y levaduras, septiembre 1985, Cuba MEDICIONES DEL CAUDAL El conocimiento del gasto, flujo o caudal es importante no solo en el momento de proyectar una instalación, su sistema de tuberías y de bombeo. Se encuentran diversas formas comunes de conocer un caudal. Desde trabajar por datos de proyecto, pasando por el manejo de índices de consumo por unidad de producción o por habitante, hasta la medición directa. De las mediciones directas del caudal de aguas residuales trata este epígrafe. Los medidores de caudal más usuales que pueden ser encontrados en las plantas de tratamiento de aguas residuales son: Canales de aforo Parshall. Vertedores. Medidores de caudal en líneas de presión Canal Parshall El canal Parshall está formado por una sección de entrada de paredes verticales convergentes y fondo a nivel, un estrechamiento de paredes paralelas y fondo descendente. El canal posee además una sección de salida de paredes divergentes y fondo ascendente. En la figura 1.13 se muestra un esquema de un canal Parshall. Este tipo de medidor es especialmente útil para aguas que contienen sólidos en suspensión, debido a que la presencia de estos no afecta las mediciones. Por otra parte, el aumento de la velocidad del agua a su paso por la parte más estrecha del canal, la garganta, dificulta la sedimentación de las partículas. La determinación del caudal se realiza considerando la altura alcanzada por el agua (H), tomada en una arqueta aneja conectada por un tubo piezométrico. 29