[Escribir texto] Tratamiento Anaerobio de Aguas Residuales y de Barros

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1 [Escribir texto] Tratamiento Anaerobio de Aguas Residuales y de Barros

2 CONSTITUYENTES DE LAS AGUAS RESIDUALES Los constituyentes de las aguas residuales pueden ser clasificados como físicos, químicos y biológicos. Los análisis empleados usualmente para cuantificar estos constituyentes se resumen en la siguiente tabla 1.1. Tabla Análisis comunes usados para estimar los constituyentes encontrados en las aguas residuales. Parte 1 [Escribir texto] Página 1

3 Tabla Análisis comunes usados para estimar los constituyentes encontrados en las aguas residuales. Parte 2 Los constituyentes importantes y el porqué de su importancia en las aguas residuales son presentados en la siguiente tabla 1.2 [Escribir texto] Página 2

4 Tabla Principales constituyentes de interés en el tratamiento de las aguas residuales 1.1 Características Físicas Las principales características físicas de un agua residual son: su contenido de sólidos, distribución de partículas por tamaño, turbiedad, color, olor, temperatura, densidad y conductividad. Todas estas características se describen a continuación Sólidos El agua residual contiene una variedad de materiales sólidos que varían desde hilachas hasta materiales coloidales. En la caracterización de las aguas residuales, los materiales gruesos son removidos generalmente antes de analizar sólidos en la muestra. La clasificación de los diferentes tipos de sólidos se encuentra en la tabla 1.3. [Escribir texto] Página 3

5 Tabla Definición para sólidos encontrados en agua residual Distribución de partículas según tamaño La información sobre el tamaño de las partículas es de gran importancia al evaluar la eficiencia de los procesos de tratamientos (por ejemplo sedimentación secundaria, filtración de efluentes y desinfección de efluentes). Dado que la eficiencia de la desinfección con cloro o radiación UV depende del tamaño de las partículas, la determinación de este parámetro es cada vez más importante en especial si se tiene en cuenta la tendencia a reutilizar con mayor frecuencia los efluentes tratados, como ocurre en el oeste de Los Estados Unidos. La información del tamaño de las partículas orgánicas biodegradables es de importancia desde el punto de vista del tratamiento, debido a que la velocidad de degradación biológica de estas partículas depende de su tamaño. Los métodos que se usan para determinar el tamaño de partículas se resumen en la siguiente tabla 1.4. [Escribir texto] Página 4

6 Tabla Técnicas analíticas usadas en el análisis del tamaño de partículas en aguas residuales Turbiedad La turbiedad, como una medida de las propiedades de dispersión de la luz de las aguas, es otro parámetro usado para indicar la calidad de las aguas naturales y las aguas residuales tratadas con relación al material residual en suspensión coloidal. La medición de la turbiedad se realiza por comparación entre la intensidad de luz dispersa en una muestra y la luz dispersa por una suspensión de referencia bajo las mismas condiciones (StandarMethods 1995). Los resultados de las mediciones de turbiedad se dan en Unidades Nefelométricas de Turbiedad (UNT). El material coloidal impide la transmisión de la luz, ya que absorbe o dispersa. El efecto del tamaño de partícula sobre la turbiedad se muestra en la siguiente tabla 1.5, en donde se observa que la mayor turbiedad está asociada a partículas de tamaño inferior a 3 µm. [Escribir texto] Página 5

7 Tabla Datos típicos sobre la distribución de sólidos filtrables y turbiedad del filtrado en muestras de aguas residuales tratada, obtenidos por filtración en serie Color El color en aguas residuales es causado por sólidos suspendidos, material coloidal y sustancias en solución. El color causado por sólidos suspendidos se llama color aparente mientras que el color causado por sustancias disueltas y coloidales se denomina color verdadero. El color verdadero se obtiene sobre una muestra filtrada. Dado que la medida depende del tamaño del poro del filtro, se debe especificar el tipo de filtro usado y el tamaño del poro. Las fuentes de color en aguas residuales incluyen la infiltración y aportes de conexiones erradas en los sistemas de recolección, descargas industriales y la descomposición de compuestos orgánicos. Las descargas industriales pueden contener tintes orgánicos, así como compuestos metálicos, los cuales imprimen una gran variedad de colores a las aguas residuales. En forma cualitativa, el color puede ser usado para estimar la condición general del agua residual. Si el color es café claro, el agua residual lleva aproximadamente 6 horas después de su descarga. Un color gris claro es característico de aguas que han sufrido algún grado de descomposición o que han permanecido un tiempo corto en los sistemas de recolección. [Escribir texto] Página 6

8 Si el color es gris oscuro o negro, se trata en general de aguas sépticas que han sufrido una fuerte descomposición bacterial bajo condiciones anaerobias (en ausencia de oxígeno) Olor La determinación del olor es cada vez más importante en la medida en que el público se ha interesado más por la propia operación de las instalaciones de tratamiento de aguas residuales. El olor de un agua residual fresca es en general inofensivo, pero una gran variedad de compuestos malolientes son liberados cuando se produce la degradación biológica bajo condiciones anaerobias de las aguas residuales. El principal compuesto de olor indeseable es el sulfuro de hidrógeno (olor a huevo podrido). Los olores pueden ser medidos mediante métodos sensoriales e instrumentales. La medición sensorial de olores empleando el sentido de los olfatos de los humanos puede generar información importante en niveles de detección muy bajos. Por ello, con frecuencia el método sensorial se usa para medir olores en plantas de tratamientos. La concentración de compuestos olorosos específicos también puede ser medida por equipos instrumentales. En la siguiente figura se muestra un dispositivo típico usado para la detección de olores. Fig. 1.1 Dispositivo empleado para la detección de olores en estudios de campo: Representación esquemática. [Escribir texto] Página 7

9 El umbral de olor de una muestra de agua natural o residual es determinado por dilusión de la muestra con agua libre de olor. El número umbral de olor, (NUO) corresponde a la mayor dilución realizada con agua libre de olor, que produce un olor apenas perceptible. El tamaño de muestra recomendada para la medición es de 200mL. El valor numérico del NUO es calculado con la siguiente expresión: NUO = (A+B)/A Donde A = ml de muestra y B = ml de agua libre de olor Temperatura La temperatura del agua residual es por lo general mayor que la temperatura del agua para abastecimiento como consecuencia de la incorporación de agua caliente proveniente del uso doméstico e industrial. La medición de la temperatura es importante, ya que muchos de los sistemas de tratamiento de aguas residuales incluyen procesos biológicos que dependen de la temperatura. La temperatura del agua residual varía de estación en estación y también con la posición geográfica. En regiones frías varía de 7 a 18ºC mientras que regiones cálidas varía de 13 a 30ºC. La temperatura es un parámetro muy importante porque afecta directamente las reacciones químicas y las velocidades de reacción, la vida acuática y la adecuación del agua para fines benéficos. Además el oxígeno es menos soluble en agua caliente que en agua fría. La temperatura óptima para el desarrollo de la actividad bacteriana es de 25 a 35ºC Densidad, gravedad específica y peso específico La densidad del agua residual, ρw, se define como su masa por unidad de volumen y se expresa en g/l o kg/m³. En algunos casos, la gravedad específica del agua, Sw, se emplea en lugar de la densidad. Ésta se define como: Sw = ρw/ρo Donde ρw = densidad del agua residual y ρo = densidad del agua. [Escribir texto] Página 8

10 Tanto la densidad como la gravedad específica dependen de la temperatura y de la concentración de sólidos totales presentes en las aguas residuales. El peso específico de un fluido, γ, definido como su peso por unidad de volumen, se expresa en kn/m³ Conductividad La conductividad eléctrica (CE) del agua es la medida de la capacidad de una solución para conducir la corriente eléctrica. Como la corriente eléctrica es trasportada por iones en solución, el aumento en la concentración de iones provoca un aumento en la conductividad. Por lo tanto, el valor de la medida de CE es usado como un parámetro sustituto de la concentración de sólidos disueltos (SDT). En la actualidad, el parámetro más importante para determinar la posibilidad de uso de un agua para riego es la CE. La conductividad eléctrica se expresa en mili siemens por metro (ms/m). 1.2 Características Químicas Los constituyentes químicos de las aguas residuales son frecuentemente clasificados en inorgánicos y orgánicos. Los inorgánicos incluyen: 1) Elementos individuales como calcio (Ca), cloruro (Cl), hierro (Fe), cromo (Cr) y zinc (Zn). 2) Una amplia variedad de compuestos como nitratos (NO3) y sulfatos (SO4). Los constituyentes orgánicos de mayor interés en las aguas residuales se clasifican como agregados e individuales. Los agregados comprenden un número de compuestos que no pueden ser distinguidos en forma separada; de gran interés en el tratamiento, vertimiento y reutilización de aguas residuales al igual que los constituyentes orgánicos específicos Características químicas inorgánicas Los constituyentes químicos inorgánicos comprenden nutrientes, constituyentes no metálicos, metales y gases. Entre los nutrientes inorgánicos están el amoniaco libre, nitrógeno orgánico, nitritos, nitratos, fósforo orgánico y fósforo inorgánico. [Escribir texto] Página 9

11 El nitrógeno y el fósforo son de gran importancia ya que han sido identificados como nutrientes causantes principales del crecimiento indeseable de plantas acuáticas. Otras pruebas como ph, alcalinidad, cloruros y sulfatos son realizadas para estimar la capacidad de reutilización de aguas residuales tratadas y también como pruebas para el control de varios procesos de tratamiento Características químicas orgánicas de compuestos agregados La materia orgánica se constituye básicamente de proteínas (40 a 60%), carbohidratos (25 a 50%) y grasas y aceites (8 a 12%). Los análisis de compuestos orgánicos agregados se hacen para caracterizar aguas residuales tratadas y no tratadas. En la actualidad los métodos de laboratorio comúnmente usados para medir cantidades de materia orgánica (en general mayores a 1mg/L) en aguas residuales incluyen: 1) la demanda bioquímica de oxígeno a los cinco días (DBO5), 2) la demanda química de oxígeno (DQO) y 3) el carbono orgánico total (COT) Características químicas orgánicas de compuestos individuales Los compuestos orgánicos individuales se determinan para evaluar la presencia de polutantes prioritarios identificados por la U. S. Environmental Protection Agency. Los polutantes prioritarios (orgánicos e inorgánicos) han sido y seguirán siendo seleccionados con base en el conocimiento o sospecha de su efecto cancerígeno, mutagénico y teratogénico o de toxicidad aguda alta. Muchos de los polutantes orgánicos de prioridad se clasifican como compuestos orgánicos volátiles (COV). Los métodos utilizados para determinar compuestos orgánicos individuales requieren el uso de instrumentos sofisticados capaces de medir concentraciones traza del orden de a mg/l. Los métodos comúnmente usados para detectar compuestos orgánicos individuales son la cromatografía de gases (CG) y la cromatografía líquida de alta resolución (CLAR). Los compuestos orgánicos volátiles son de gran importancia porque: 1- una vez que los compuestos se encuentran en estado gaseoso, son muchos más móviles con lo cual se aumenta la posibilidad de ser liberados a la atmósfera. [Escribir texto] Página 10

12 2- la presencia de algunos de estos compuestos en la atmósfera puede causar riesgo para la salud pública. 3- contribuyen al aumento de hidrocarburos reactivos en la atmósfera, lo cual puede conducir a la formación de oxidantes fotoquímicos. Aquellos compuestos orgánicos que tienen punto de ebullición menor a 100ºC y/o una presión de vapor mayor a 1mmHg a 25ºC son generalmente los considerados COV. Existen más de 180 compuestos orgánicos individuales, en la siguiente tabla se registran por categoría los más representativos. Por ejemplo, el benceno se clasifica como un compuesto orgánico volátil y como un compuesto aromático volátil. [Escribir texto] Página 11

13 Tabla Clases comunes de compuestos orgánicos y ejemplos representativos determinados como compuestos individuales. 1.3 Características Biológicas Las características biológicas de las aguas residuales son de fundamental importancia en el control de enfermedades por organismos patógenos de origen humano y por el papel activo y fundamental de las bacterias y otros microorganismos dentro de la descomposición y estabilización de la materia orgánica, bien sea en el medio natural o en plantas de tratamiento de aguas residuales. [Escribir texto] Página 12

14 1.3.1 Microorganismos presentes en aguas superficiales y residuales Los principales grupos de organismos presentes en aguas superficiales y aguas residuales están conformados por bacterias, hongos, algas, protozoos, plantas y animales, y virus. Los microorganismos presentes en las aguas residuales pueden ser clasificados como eucariotas, eubacterias y arqueobacterias. Según como aparece en la siguiente tabla, se han identificado dos clases generales de estructura celular: eucarióticas y procarióticas. Tabla Clasificación general de microorganismos Requerimientos de carbono y energía. Para el normal funcionamiento y reproducción de los microorganismos, estos necesitan fuentes de carbono, nutrientes y energía para la síntesis de nuevo material celular (ver tabla 1.8). Los microorganismos que requieren carbono orgánico como fuente de carbono para la formación de tejido celular se denominan heterótrofos. Los organismos cuyo carbono celular se deriva de dióxido de carbono se denominan autótrofos. Los organismos que generan su energía a partir de la oxidación de compuestos orgánicos se conocen como quimioorganótrofos (por ejemplo protozoos, hongos y la mayoría de las bacterias). Los que generan su energía a partir de la oxidación compuestos orgánicos reducidos, como amonio, nitritos y sulfuros, se denominan quimiolitótrofos. Los organismos capaces de usar la luz como fuente de energía se conocen como fotótrofos. [Escribir texto] Página 13

15 Tabla Clasificación de microorganismos según fuente de carbono y energía. Requerimiento de nutrientes Además del carbono, hay muchos nutrientes orgánicos e inorgánicos que son necesarios para un apropiado crecimiento y síntesis celular. La siguiente tabla presenta información sobre el contenido de nutrientes inorgánicos en el material celular de las bacterias. Tabla Composición común de las células bacterianas [Escribir texto] Página 14

16 Requerimiento de oxígeno Los microorganismos también se pueden clasificar metabólicamente por su habilidad para crecer en la presencia o ausencia de oxígeno molecular (Ver tabla 1.10). Las clasificaciones más comunes son: aerobios obligados (existen sólo en presencia de oxígeno molecular), anaerobios obligados (existen sólo en ambientes libres de oxígeno molecular), anaerobios facultativos (existen bajo la presencia o ausencia de oxígeno molecular) y anaerobios aerotolerantes (insensibles a la presencia de oxígeno molecular). Tabla Requerimiento de oxígeno para varios microorganismos. Requerimientos ambientales Las condiciones ambientales de temperatura y ph tienen un importante efecto sobre la sobrevivencia y el crecimiento de las bacterias. En general, el crecimiento óptimo ocurre dentro de un estrecho intervalo de ph y temperatura, aunque las bacterias pueden sobrevivir dentro de intervalos más amplios. Tabla Intervalos comunes de temperatura para varias bacterias [Escribir texto] Página 15

17 Descripción general de microorganismos presentes en las aguas naturales y residuales Tabla Descripción general de microorganismos presentes en aguas naturales y residuales. [Escribir texto] Página 16

18 2. TRATAMIENTO ANAEROBIO DE LAS AGUAS RESIDUALES 2.1 Introducción El tratamiento anaerobio se utiliza tanto para las aguas residuales como para la digestión de los lodos. Involucra la descomposición de la materia orgánica en ausencia de oxígeno molecular. Los productos finales de la degradación anaerobia son gases, principalmente metano (CH4), dióxido de carbono (CO2) y pequeñas cantidades de sulfuro de hidrógeno (H2S), mercaptano (RSH) e hidrógeno (H2). El proceso comprende dos etapas: (1) Fermentación ácida y (2) Fermentación metánica. En la etapa de fermentación ácida, los compuestos orgánicos complejos del agua residual (proteínas, grasas e hidratos de carbono) se hidrolizan en primer lugar para producir unidades moleculares menores, las cuales a su vez son sometidas a biooxidación, convirtiéndose principalmente en ácidos orgánicos de cadena corta, tales como acético (CH3- COOH), propiónico (CH3CH2COOH) y butílico (CH3-CH2-CH2- COOH). Una población heterogénea de bacterias facultativas y anaerobias es responsable de estas reacciones de hidrólisis y oxidación. En la etapa de fermentación ácida no se produce una reducción importante de la DQO, ya que principalmente lo que ocurre es la conversión de las moléculas orgánicas complejas en ácidos orgánicos de cadenas corta que ejercen también una demanda de oxígeno. En la etapa de fermentación metánica, los microorganismos metanogénicos que son estrictamente anaerobios, convierten los ácidos de cadenas más largas a metano, dióxido de carbono y ácidos orgánicos de cadenas más cortas. Las moléculas ácidas se rompen repetidamente dando lugar finalmente a ácido acético que se convierte en CO2 y CH4: El grupo de bacterias facultativas y anaerobias responsables de la etapa de fermentación ácida tiene una velocidad de crecimiento más elevada que las bacterias metanogénicas responsables de la etapa de fermentación metánica. Por eso, la etapa de fermentación ácida es relativamente rápida por lo que la etapa de fermentación metánica es la que controla la velocidad en los procesos anaerobios. Ya que la fermentación metánica controla la velocidad del proceso, es importante mantener las condiciones de una fermentación metánica eficaz. El tiempo de residencia [Escribir texto] Página 17

19 para los microorganismos metánicos debe ser el adecuado o sino son eliminados del sistema. Los datos experimentales demuestran que el tiempo de residencia requerido varía desde 2 a 20 días. El nivel óptimo de ph varía de 6,8 a 7, Ventajas del tratamiento anaerobio sobre el aerobio 1. Ya que no se usan equipos de aireación, se produce ahorro de coste de inmovilizado así como de consumo energético. 2. El coeficiente de producción de biomasa (Y)para los procesos anaerobios es muchos menor que para los sistemas aerobios. Esto significa que se produce menos biomasa por unidad de reducción de sustrato y en consecuencia se presentan ahorros considerables en los procesos de manejo y evacuación del proceso de lodos (purga). Esto significa también un menor requisito de nutrientes (nitrógeno y fósforo). 3. En los procesos anaerobios es posible operar a cargas orgánicas del afluente superiores que para el caso de procesos aerobios. Esto se debe a la limitación de velocidad de la transferencia de oxígeno de los procesos aerobios. 4. La producción de metano en los procesos anaerobios es una ventaja debido a su valor como combustible. 2.3 Desventajas del tratamiento anaerobio sobre al aerobio 1. Se necesitan mayores tiempos de residencia. En consecuencia, los costes de inversión son superiores en el tratamiento anaerobio. 2. Los malos olores, debido principalmente a la producción de sulfuro de hidrógeno (H2S) y mercaptano (RSH), fundamentalmente en zonas urbanas. 3. Se necesitan mayores temperaturas para asegurar que los procesos anaerobios se produces a velocidades razonables. Normalmente, la temperatura de los procesos anaerobios está alrededor de los 35ºC, lo que significa que puede necesitarse el precalentamiento de la alimentación o el calentamiento del reactor anaerobio. Sin embargo, este requisito puede no ser una desventaja, si una parte sustancial puede suministrarse a partir del gas metano producido. 4. La sedimentación de la biomasa anaerobia en el clarificador secundario es más difícil que la decantación de la biomasa en el proceso de lodos activados. [Escribir texto] Página 18

20 Esto significa que los costes de inversión para la clarificación son superiores. Sin embargo, si el agua residual a tratar contiene una concentración elevada de sólidos en suspensión a los que pueda adherirse la biomasa, pueden conseguirse buenas condiciones de sedimentación en el clarificador secundario. Este es el caso de algunas aguas residuales industriales como las de las industrias de conservas de carne, mataderos, cerveza y conservas de pescado, a las que normalmente se aplica el tratamiento anaerobio. 5. La operación de las unidades anaerobias es más difícil que las aerobias. 2.4 Estudio cuantitativo de la degradación anaerobia de los residuos orgánicos. Andrews J. F. ha llevado a cabo un estudio cuantitativo de la degradación anaerobia de las aguas residuales orgánicas, utilizando un reactor discontinuo. Los resultados se resumen en la siguiente figura. Fig Degradación anaeróbica de un residuo orgánico. (Datos obtenidos de un reactor discontinuos). Pueden hacerse las siguientes observaciones: 1. ph. Al comienzo de la degradación anaerobia (fermentación ácida) el ph desciende debido a la fermentación de ácidos orgánicos. Ya que en la última etapa (fermentación metánica) estos ácidos se rompen, el ph aumenta. 2. El incremento comienza aproximadamente a los 2 días, tal como se muestra en la figura. [Escribir texto] Página 19

21 3. DQO remanente. Esta curva es relativamente plana durante los dos primeros días de la fermentación ácida, ya que durante ese período los compuestos orgánicos simplemente se convierten a su forma soluble, por ello hay reducción de la DQO. La DQO cae rápidamente luego de su etapa inicial. 4. Producción de metano y ácidos volátiles. Después de los dos primeros días hay un aumento rápido en la producción de metano y del ph, con un descenso correlativo en los ácidos volátiles. Para tiempos de residencias largos casi todos los ácidos volátiles se convierten a metano (CH4) y dióxido de carbono (CO2). Las fracciones volumétricas son aproximadamente 2/3 para el metano y 1/3 para el dióxido de carbono. Como no todos los sólidos volátiles son biodegradables, la curva de DQO remanente alcanza una ordenada límite para valores grandes de los tiempos de residencia. 2.5 Proceso anaerobio de contacto. El principal proceso de tratamientos anaerobio de las aguas residuales es el llamado proceso anaerobio de contacto, que se representa esquemáticamente en la siguiente figura. Corresponde a un tipo de proceso de crecimiento en suspensión. Fig Diagrama de flujo del proceso anaerobio de contacto. [Escribir texto] Página 20

22 Referencias X F = Concentración de microorganismos en la alimentación inicial.[mg/l] X 0 = Concentración de microorganismos en la alimentación combinada.[mg/l] X V = Concentración de microorganismos en la descarga del reactor.[mg/l] X U = Concentración de microorganismos en la descarga del clarificador. [mg/l] X e = Concentración de microorganismos en el efluente.[mg/l] S F = Concentración de materia orgánica (DBO) en la alimentación inicial. [mg/l] S 0 = Concentración de materia orgánica (DBO) en la alimentación combinada. [mg/l] S e = Concentración de materia orgánica (DBO) en el efluente. [mg/l] Q F = Caudal en la alimentación inicial. [m³/s] Q 0 = Caudal en la alimentación combinada. [m³/s] Q e = Caudal efluente. [m³/s] Q W = Caudal de purga de lodos. [m³/s] Q R = Caudal de reciclado de sólidos. [m³/s] Muchos desechos industriales de alta concentración (en general mayor a 1500mg/L DQO) se pueden estabilizar utilizando este proceso. Como se ve en la figura, los desechos sin tratar se mezclan con los sólidos reciclados y luego se digieren dentro de un reactor de mezcla completa sellado, libre de oxígeno. Se sitúa frecuentemente un desgasificador al vacío luego del reactor para eliminar las burbujas de gas que tenderían a hacer flotar los sólidos en suspensión en el clarificador. Después de la digestión, la mezcla se separa en un clarificador y el sobrenadante se descarga como efluente, por lo general para tratamiento posterior. El lodo anaerobio sedimentado (es decir los sólidos sedimentados) se recircula para que sirva como iniciador de las aguas residuales entrantes. Debido a la baja tasa de síntesis de los microorganismos anaerobios, el exceso de lodo que debe desecharse es mínimo. 2.6 Reactores anaerobios a escala de laboratorio. Las figuras 2.3 y 2.4 representan modelos de reactores anaerobios de laboratorios. El de la figura 2.3 es discontinuo y el de la figura 2.4 es continuo. [Escribir texto] Página 21

23 Fig Digestor discontinuo de laboratorio. Fig Digestor de alimentación continua. [Escribir texto] Página 22

24 La operación que se sigue para obtener los datos básicos de diseño, se describe a continuación: 1- Para obtener una siembra de organismos, se obtiene una muestra de lodo decantado de una planta depuradora de aguas residuales municipales que se coloca en el reactor de laboratorio. Se añade el agua residual a tratar y se mantiene una temperatura de 35ºC durante todo el período del ensayo. 2- Si se encuentra que el reactor ha tomado partes importantes de aire se purga el sistema con gas inerte. 3- Se mezcla continuamente, bien mecánicamente (figura 2.3) o bien por recirculación del gas producido mediante una bomba de gas (figura 2.4). Hasta que no se haya asegurado la producción de gas no se comienza la alimentación de agua residual o la descarga de licor mixto. 4- Una vez que se nota la producción de gas, se alimentan porciones de agua residual descargando proporciones iguales del licor mixto. 5- Durante el período completo de puesta en marcha se observa cuidadosamente el ph y si desciende de 6,6 se añade álcali para mantenerlo en el intervalo recomendado de 6,6 a 7,6. 6- Se continua alimentando y descargando diariamente hasta que se estabiliza la DQO del efluente. Se analizan y se registran los datos: en el agua residual de entrada, ph y DQO; en el efluente, ph, DQO y sólidos volátiles en suspensión. 2.7 Filtros anaerobios Como se mencionó anteriormente, para el proceso anaerobio de contacto la sedimentación de la biomasa en suspensión en el clarificador secundario resulta una operación dificultosa a no ser que el agua residual contenga una concentración elevada de sólidos en suspensión. En este caso (por ejemplo las aguas residuales de las plantas envasadoras de carne, de la industria conservera de pescado, etc.), los microorganismos se adhieren a los sólidos y se separan fácilmente en el clarificador secundario. Cuando las aguas residuales contienen así toda la DBO en su forma soluble el proceso anaerobio de contacto no resulta adecuado ya que se pierde una concentración importante de biomasa en la descarga del clarificador secundario. En este caso, en lugar de utilizar un sistema en suspensión como el proceso anaerobio de contacto, puede resultar adecuado utilizar un tratamiento anaerobio con crecimiento asistido. Los filtros anaerobios, que también se conocen como filtros sumergidos, son sistemas diseñados para llevar a cabo el tratamiento anaerobio empleando un crecimiento de biomasa por adherencia. En la figura 2.5 se presenta el diagrama de flujo del filtro anaerobio. [Escribir texto] Página 23

25 Fig. 2.5 Diagrama de filtro anaerobio. El filtro anaerobio es similar a un filtro percolador aerobio salvo que la alimentación de agua residual penetra por el fondo de la unidad y la abandona por la parte superior. En consecuencia, el material de relleno está completamente sumergido en el agua residual y por ello no hay aire en absoluto dentro del sistema, por lo que se puede decir que se mantienen las condiciones anaerobias requeridas. Puede emplearse grava o relleno sintético. El filtro anaerobio constituye un sistema eficaz para el tratamiento anaerobio de las aguas residuales solubles. No se requiere reciclado ya que la biomasa permanece adherida al relleno del filtro y por lo tanto no se pierde con el efluente. Es posible operar los tratamientos anaerobios a temperaturas menores que las requeridas en el proceso de contacto, debido a la concentración elevada de biomasa presente en el filtro. El filtro resulta indicado para el tratamiento de aguas residuales conteniendo concentraciones elevadas de sólidos en suspensión debido a problemas de obstrucciones. El diseño de filtros está basado fundamentalmente en consideraciones empíricas. 2.8 Reactor anaerobio con flujo ascendente y manta de lodo (UASB) Se puede ver en la fig. 2.6 un diagrama típico de un UASB (Upflow Anaerobic Sludge Blancket reactor). El UASB fue desarrollado en Holanda y se ha utilizado en industrias de productos alimentos, planta azucareras, cervecería, fábrica de conservas alimenticias, etc. [Escribir texto] Página 24

26 Fig Reactor UASB El agua residual entra por debajo del reactor, y el efluente tratado sale por la parte superior. El reactor no contiene ningún relleno para soportar el crecimiento biológico. El lodo formado en el reactor puede considerarse dividido en dos zonas. La zona 1, se llama lecho de lodo y la zona 2 es la manta de lodo. La diferencia entre las dos zonas es que el lodo en la primera es mucho más compacto que en la segunda. La pieza 4 del diagrama sirve de sedimentador de lodo y de colector de gas. La pantalla crea una zona de bajo nivel de turbulencia (zona 3) donde un 99% del lodo en suspensión sedimenta y es retornado al reactor. La pieza 4 sirve también para recuperar el gas anaerobio que sale por el centro. La biomasa en el USBA está formada de gránulos de 3 a 4mm que tienen altas velocidades de sedimentación, y por siguiente son casi totalmente retenidos en el reactor. Habrá acumulación de biomasa en el reactor si la producción neta supera las pérdidas por arrastre en el efluente, o sea la purga Ventajas de los reactores UASB con respecto a otros sistemas anaerobios. 1- El coste de inversión es bajo. Cargas de diseño de 10kg de DQO/m³.d o más altas son utilizadas; por lo tanto el volumen del reactor es pequeño. [Escribir texto] Página 25

27 2- Las fermentaciones ácidas y metánica, así como la sedimentación tiene lugar en el mismo tanque. Por lo tanto las plantas son muy compactas, con considerable economía de espacio. 3- Como no hay relleno, se elimina la posibilidad de corto circuito y obstrucciones. 4- El consumo de potencia es bajo puesto que el sistema no requiere ninguna agitación mecánica. 5- La retención de biomasa es muy buena y por esto no es necesario reciclar el lodo. 6- La concentración de biomasa es alta. (por ejemplo 8% de sólidos). Por consiguiente el sistema es resistente a la presencia de substancias tóxicas y fluctuaciones de carga. 2.9 Proceso Anaerobio El proceso anaerobio o fermentación lo definió Pasteur como la vida sin aire. Es la descomposición u oxidación de compuestos orgánicos en ausencia de oxígeno libre, para obtener la energía requerida para el crecimiento y mantenimiento de los organismos anaerobios. El proceso anaerobio es menos eficiente en producción de energía que el aerobio, generándose una cantidad de biomasa mucho menor. El proceso se puede representar esquemáticamente como se muestra en las siguientes dos figuras 2.7 y 2.8. El uso de los sulfatos y del CO 2 como aceptadores de electrones requiere condiciones estrictamente anaerobias. Prácticamente la descomposición anaerobia es posible con todos los compuestos orgánicos que tienen oxígeno en sus moléculas. Fig Diagrama simplificado de la oxidación anaerobia. [Escribir texto] Página 26

28 Fig. 2.8 Transformación natural anaerobia En el tratamiento anaerobio se puede considerar, por tanto, que ocurren los procesos básicos de la descomposición anaerobia, es decir, desnitrificación de nitratos, respiración de sulfatos, hidrólisis y fermentación acetogénica y metanogénica. El proceso microbial es muy complejo y está integrado por múltiples reacciones paralelas y en serie, interdependientes entre sí. En su forma más elemental, se puede considerar el proceso anaerobio de descomposición de la materia orgánica integrado por dos etapas: fermentación de ácidos y fermentación de metano, que ocurre simultáneamente como se muestra en la siguiente figura 2.9. [Escribir texto] Página 27

29 Fig. 2.9 Diagrama elemental del proceso anaerobio. En la fermentación ácida, los compuestos orgánicos de estructura compleja (proteínas, grasas, carbohidratos), son primero hidrolizados en unidades moleculares más pequeñas y sometidos a biooxidación para convertirlos en ácidos orgánicos de cadena corta, principalmente ácido acético, propiónico y butírico, hidrógeno y CO 2. En la fermentación metanogénica, los microorganismos metanogénicos, en condiciones estrictamente anaerobias, convierten los productos de la fermentación ácida en CO 2 y CH 4 principalmente. El metano no puede ser utilizado por las bacterias en condiciones anaerobias. En la figura 2.10 se muestra la representación gráfica de Zeikus para la oxidación anaerobia de compuestos orgánicos. Inicialmente las bacterias hidrolíticas, fermentan los compuestos orgánicos complejos en compuestos de masa molecular baja, como los azúcares, aminoácidos, ácidos grasos y glicerol, adecuados para emplearlos como fuente de energía y carbón celular. Estos compuestos los utilizan las bacterias acetogénicas para producir ácido acético, propiónico, butírico, valérico y fórmico; CO 2 o hidrógeno, metano y etanol. A partir del ácido acético y fórmico y metanol, las bacterias del metano producen metano, dióxido de carbono y agua. [Escribir texto] Página 28

30 Fig Oxidación anaerobia de compuestos orgánicos (Zeikus) La fermentación de metano en el proceso de digestión anaerobia la han esquematizado Parkin y Owen, como se indica en la fig El esquema supone una serie de tres etapas: 1) hidrólisis, licuefacción y fermentación; 2) formación de hidrógeno y ácido acético; y 3) fermentación de metano; etapas realizadas por 5 grupos bacteriales principales, cada uno con metabolismo dependiente de los otros grupos involucrados en el proceso. Para la hidrólisis y licuefacción del material complejo o insoluble, las bacterias fermentativas producen y excretan enzimas hidrolíticas. Este eslabón del proceso es esencial y puede limitar el proceso de tratamiento anaerobio, por lo que se considera muy importante proveer una población grande de microorganismos, un sustrato orgánico concentrado, y mezcla y temperatura uniforme dentro del reactor. Una vez hidrolizados los compuestos orgánicos complejos, las bacterias forman ácidos orgánicos, por ejemplo ácido propiónico, butírico y valérico, así como ácido acético, hidrógeno y dióxido de carbono. [Escribir texto] Página 29

31 Durante esta etapa fermentativa no existe realmente estabilización, sino una transformación de material orgánico complejo en compuestos más simples. La población bacterial formadora de ácidos puede ser facultativa anaerobia, viable en presencia de oxígeno, o anaerobia obligada, para la cual el oxígeno es tóxico, o incluso una combinación de las dos. Para que la producción de ácidos sea continua debe removerse el hidrógeno, pues es inhibitorio de las bacterias formadoras de ácidos. Fig Formación de metano en la digestión anaerobia Como puede verse en la figura 2.11, los grupos de bacterias fermentativas, acetogénicas productoras de hidrógeno y acetogénicas consumidoras de hidrógeno, producen básicamente hidrógeno, dióxido de carbono y acetato, mientras que las metanógenas reductoras de CO 2 y aceticlásticas producen metano. Para mantener una digestión eficiente debe haber producción de metano y mantenerse una concentración baja de hidrógeno. [Escribir texto] Página 30

32 La estabilización o remoción biológica anaerobia de DBO ocurre en la etapa de formación de metano, porque éste es poco soluble en el agua y se evapora con el gas que sale del reactor. El CO 2 producido también escapa como gas o es convertido en alcalinidad bicarbonácea. La bacteria del metano es estrictamente anaerobia y se cree que sólo puede usar ácido acético, fórmico, metanol o hidrógeno como fuente de energía. La producción de crecimiento biológico es mínima puesto que el oxígeno de los compuestos orgánicos, o sustrato, es removido y reemplazado por hidrógeno; el residuo es reducido y la mayoría de la energía liberada en el catabolismo anaerobio permanece en el metano y no se utiliza en síntesis celular Producción de metano La producción de metano, en el proceso anaerobio, es función de la cantidad de materia orgánica estabilizada; el metano es poco soluble y su pérdida de la solución representa remoción orgánica. El metano, el CO 2 y el NH 3 son los productos gaseosos del proceso y constituyen, en realidad, un 95 a 98% del gas producido. El volumen remanente lo constituyen el H 2 S y el hidrógeno. Se puede demostrar que la demanda carbonácea teórica de oxígeno del residuo por degradar es igual a la demanda de oxígeno del gas metano producido. El metano, para su conversión completa a CO 2 y H 2 O, requiere oxígeno. La demanda de oxígeno del metano está dada por la siguiente ecuación: Por tanto, un mol de metano es equivalente a dos moles de oxígeno, o 16 kg de metano requieren 64 kg de oxígeno, lo cual quiere decir que en la estabilización anaerobia de 1 kg de DBOU o de DQO se producirían 0,25 kg de metano. En condiciones estándar, 0 C, 1 atm, 1 mol de CH 4, 16 g de CH 4, tienen un volumen de 22,4 L. Por consiguiente, el volumen de metano producido en la estabilización de 1 kg de DBOU, en condiciones anaerobias, sería: Resumiendo: 1 kg de DBOU estabilizada anaeróbicamente = 0,35 m 3 de CH 4 Lo anterior también se interpreta diciendo que 1 kg de DQO removida anaerobiamente, produce 0,35 L de CH 4. [Escribir texto] Página 31

33 En el proceso anaerobio las bacterias acidogénicas y las metanogénicas forman una simbiosis que hace posible el proceso. En el reactor, las bacterias no metanogénicas y las metanogénicas tienen que estar en equilibrio dinámico, el reactor debe carecer de OD, estar libre de sustancias inhibidoras como los metales pesados y los sulfuras, mantener ph entre 6,5 y 7,6, y debe existir suficiente alcalinidad para prevenir ph <6,2, valor al cual ya no trabajan las bacterias metanogénicas. Ademas, como la tasa de crecimiento de las metanógenas es lenta, se deben proveer tiempos de retención prolongados. En un digestor de lodos, operado apropiadamente, la alcalinidad oscila normalmente entre y mg/l - CaC0 3 y los ácidos volátiles se encuentran en concentraciones menores de 250 mg/l. Además, se recomienda mantener una relación ácidos volátiles/alcalinidad menor de 0,8 y, preferiblemente, menor de 0,4. En la actualidad se reconoce que el tratamiento anaerobio, con fermentación de metano, en aguas residuales diluidas frías, es factible, aunque es, quizás, una de las aplicaciones microbiales más difíciles. De acuerdo con Jewell, el tratamiento eficiente de residuos diluidos, de 200 a 600 mg/l de DQO, requiere edades de lodos mínimas de 120 días a 30 C y de 320 días a 10 C. Sin embargo, el mismo autor señala que un tanque séptico puede lograr efluentes con calidad de efluente secundario, sólidos suspendidos de menos de 20 mg/l y remoción de DBO de aproximadamente 75%, sin control de temperatura, pero con tiempos de retención hidráulica de tres a cinco días. La presencia de residuos orgánicos puede obligar a una etapa adicional aerobia. Por ejemplo, la permanencia de ácido acético, fórmico y láctico disminuye el ph, inhibe el crecimiento de las bacterias del metano y es muy indeseable en procesos anaerobios porque bloquea la producción de metano. Las aguas residuales con concentración alta de DBO, DBO > mg/l, y ricas en nitrógeno, como los residuos de las industrias procesadoras de carne, con contenido alto de amonio, que pueden proveer capacidad tampona alta contra la acidificación, son muy apropiadas para el tratamiento anaerobio. En dichas condiciones el contenido de ácidos volátiles permanece bajo, menor de 250 mg/l como ácido acético, ph superior a 6,5, y las bacterias del metano crecen apropiadamente Crecimiento biológico anaerobio Una de las ventajas más importantes del proceso anaerobio es su baja tasa de síntesis o bajo porcentaje de conversión de materia orgánica en células biológicas, minimizando los problemas de disposición de lodos. En la figura 2.12 se observa el crecimiento biológico resultante del tratamiento anaerobio de diferentes tipos de residuos, que presentan los dos extremos del crecimiento: residuos ácidos grasos, los cuales producen el mínimo crecimiento, y los carbohidratos, que generan la máxima cantidad de crecimiento. [Escribir texto] Página 32

34 Como se indica en la figura 2.12 se obtiene una estabilización mayor del residuo y una producción menor de lodo a mayor edad de lodos θ C. Debe anotarse que en esta figura los sólidos suspendidos formados representan solamente el crecimiento de nuevas células y que, en la realidad, con los sólidos suspendidos propios del agua residual, dicha cantidad sería mayor. Fig Crecimiento biológico anaerobio 2.10 Aspectos Comparativos Para sintetizar una unidad de masa celular, aerobia o anaerobiamente, se requiere la misma cantidad de energía y las mismas cantidades de carbono, hidrógeno, nitrógeno, fósforo y demás nutrientes. Como la energía obtenida por transferencia de electrones en el proceso aerobio es mucho mayor que en el proceso anaerobio, este último produce mucho menos biomasa. Esto, a la vez, hace más difícil mantener poblaciones microbiales grandes en condiciones anaerobias. En el proceso aerobio no hay malos olores, la mineralización de los componentes oxidables es total, se requiere energía externa para aireación y mezcla y existe una producción alta de biomasa o sea de lodos de desecho. En el proceso anaerobio el sustrato no es completamente mineralizado, la energía se almacena en el metano y se obtiene menor biomasa, esto es, menos lodos de desecho. En las tablas siguientes se resumen las ventajas y desventajas de los procesos anaerobio y aerobio de estabilización de residuos. [Escribir texto] Página 33

35 Tabla 2.1 Ventajas y Desventajas del procesos ANAEROBIO Tabla 2.2 Ventajas y Desventajas del procesos AEROBIO 2.11 Proceso Anóxico La fermentación anóxica o proceso de respiración de nitrato está definida como el conjunto de reacciones de reducción del nitrato o nitrito, en las cuales éstos se utilizan como aceptadores de electrones, en ausencia de oxígeno libre. El proceso también se conoce como desnitrificación anaerobia, pero como las vías principales de conversión bioquímica no son anaerobias sino una modificación de las vías aerobias, se ha considerado más apropiado denominarlo proceso anóxico. La única diferencia entre la respiración aerobia y la anóxica radica en la enzima que cataliza la transferencia final de electrones. [Escribir texto] Página 34

36 Para promover la desnitrificación se debe excluir el oxígeno; de lo contrario, si existen simultáneamente oxígeno y nitrato, los microorganismos prefieren el oxígeno como aceptador de electrones. Una concentración de OD de 0,1 a 0,2 mg/l tiene efectos inhibitorios del proceso. En la desnitrificación el nitrato es reducido por los microorganismos para obtener energía, en cuatro etapas principales. Cada etapa involucra una enzima reductasa específica que cataliza la transferencia de electrones al nitrógeno, los cuales se originan en el sustrato o donador de electrones. Para la desnitrificación sirve como sustrato un residuo orgánico o inorgánico, como por ejemplo el azufre o el hidrógeno. Se conocen alrededor de catorce géneros de bacterias desnitrificantes, la mayoría heterotróficas. Los grupos más citados son Bacillus, Pseudomonas, Metbanomonas, Paracoccus, Spirillum y Thiobacillus. Las bacterias heterotróficas obtienen el carbono para la síntesis celular de compuestos orgánicos y, generalmente, oxidan los mismos compuestos para producir energía. Las autotróficas desnitrificantes, como la bacteria Thiobacillusdmiirificans, oxidan azufre para obtener energía y producen carbono para síntesis celular del CO 2 disuelto o del HCO 3. El proceso de desnitrificación biológica utiliza metanol, etanol, ácido acético, metano, monóxido de carbono y agua residual como fuente de carbono y nitrato como aceptador final de electrones Consideraciones Ambientales En todo proceso biológico, los organismos se desarrollarán de manera apropiada si se les provee, básicamente, lo siguiente: Nutrientes suficientes Ausencia de compuestos tóxicos Condiciones ambientales apropiadas En general las bacterias requieren, principalmente, carbono, nitrógeno, hidrógeno y oxígeno; en menor proporción fósforo, azufre, potasio, calcio, hierro y magnesio, y como suplemento nutricional cantidades mínimas de zinc y molibdeno. Comúnmente, las aguas residuales domésticas contienen los nutrientes requeridos para el crecimiento bacterial, pero algunos residuos industriales puede que no. Se considera una relación apropiada de DBO/N/Pde 100/5/1. [Escribir texto] Página 35

37 Muchas aguas residuales industriales contienen compuestos difíciles o imposibles de descomponer microbialmente, casos en los cuales hay que utilizar procesos físicoquímicos para removerlos. Algunos materiales, como la lignina, sólo pueden ser descompuestos por bacterias especializadas y son resistentes a la utilización biológica. La celulosa se compone de unidades de glucosa, unidas por lo que se conoce como el enlace beta, el cual requiere, para su hidrólisis, la producción de la enzima celulasa. Solamente un número limitado de bacterias es capaz de producir esta enzima. La tolerancia del crecimiento biológico bacterial y demás microorganismos a los compuestos tóxicos, como los metales pesados, es variable según la biomasa, el tipo de proceso, el grado de aclimatación, el tipo de residuo y otros factores. Algunos límites formulados para sustancias inhibidoras de crecimiento biológico se incluyen en la tabla 2.3. [Escribir texto] Página 36

38 Tabla 2.3 Concentraciones inhibidoras de crecimiento biológico (mg/l) Las sales en alta concentración inhiben la actividad biológica; por ello, existen límites para amoníaco de mg/l a ph 7,0, para cloruros de mg/l y para sólidos disueltos de mg/l. Sin embargo aguas saladas, con concentraciones de cloruros mayores del 3%, se han tratado con éxito mediante organismos marinos. [Escribir texto] Página 37

39 En los procesos aerobios se considera de gran importancia mantener una concentración adecuada de oxígeno disuelto, generalmente mayor de 1 mg/l. En los procesos anaerobios estrictos debe haber ausencia total de oxígeno. En todo proceso, la temperatura y el grado de mezcla son factores de gran influencia; además, para asegurar que los microorganismos crezcan se les debe permitir una permanencia en el sistema o proceso de tratamiento suficiente para su reproducción; dicho período depende de su tasa de crecimiento, la cual es función directa de la tasa a la cual utilizan o metabolizan el residuo. En otras palabras, si se provee un medio ambiental adecuadamente controlado se puede asegurar una estabilización efectiva del residuo mediante el control de la tasa de crecimiento de los microorganismos. La actividad metabólica depende de muchos factores ambientales, es decir de las condiciones de vida. Según la especie y tipo de organismo, los factores ambientales aceleran, retardan o inhiben su crecimiento. Para cada factor, por ejemplo: intensidad solar, temperatura, ph, contenido de sólidos de suelto, existen límites dentro de los cuales los organismos se desarrollan apropiadamente. En el tratamiento biológico, las enzimas o catalizadores bioquímicos son necesarios para la descomposición, y su acción es afectada por la temperatura y por el ph. En general, la mayoría de las enzimas requieren ph entre 3,5 y 9,5. Sin embargo, algunas tienen un ph de acción efectivo relativamente estrecho. La temperatura del agua residual por tratar afecta los requerimientos de oxígeno en el proceso aerobio, la producción de lodos y el volumen que necesita el reactor biológico. La temperatura es un factor muy importante en la evaluación del rendimiento global de un proceso de tratamiento biológico, pues altera la actividad metabólica de los microorganismos, las tasas de transferencia de oxígeno y las características de sedimentación de los lodos. La temperatura máxima para una actividad biológica aerobia eficiente es del orden de 38 C. Para el proceso anaerobio, en general, la temperatura óptima es de C. El efecto de la temperatura se expresa generalmente por la siguiente ecuación: [Escribir texto] Página 38

40 En los procesos anaerobios es muy importante el control del ph porque las bacterias del metano operan solamente en el intervalo de ph 6,5 a 7,5; la sobreproducción de ácidos o la acumulación de hidrógeno puede disminuir el ph e inhibir la actividad de las bacterias del metano, así como de las productoras de ácidos, deteniendo el proceso en estados intermedios, con el desarrollo subsecuente de compuestos indeseables y olorosos. La mayoría de los sistemas biológicos aerobios operan favorablemente con ph entre 6,5 y 8,5; valores superiores, o inferiores, a dichos límites deterioran la eficiencia. Los procesos de nitrificación requieren suficiente alcalinidad para reaccionar con el ion hidrógeno producido. Los cambios en el ph de un proceso de tratamiento de aguas son indicadores del estado o predominio de una actividad o reacción y, por tanto, ayudan al ingeniero a interpretar y valorar las condiciones del proceso. En la tabla 2.4 se resumen las condiciones óptimas ambientales para el proceso anaerobio. Tabla 2.4 Condiciones óptimas para el proceso anaerobio [Escribir texto] Página 39

41 SISTEMAS ANAEROBIOS 2.13 Introducción Los usos principales del tratamiento biológico anaerobio son el de remoción de materia orgánica de las aguas residuales y el de oxidación y estabilización de lodos orgánicos o biosólidos producidos en el tratamiento biológico. Desde 1850 Mouras inició el desarrollo del diseño de tanques para separar y retener sólidos. La primera observación de la producción de metano, al licuar sólidos de aguas residuales, la hizo Donald Cameron al construir el primer tanque séptico en Exeter (Inglaterra), en En 1904 Travis introdujo el primer tanque con cámaras independientes para sedimentación y digestión de lodos, en Hampton (Inglaterra); en este mismo año Karl Imhoff obtuvo la patente para el tanque que lleva su nombre. En la tabla 2.5 se incluyen los principales procesos anaerobios. Tabla 2.5 Procesos anaerobios de tratamientos de aguas residuales y biosólidos Los procesos de tratamiento anaerobio tienen aplicación principalmente en aguas residuales de concentración alta, con DBO mayor de mg/l, donde los compuestos orgánicos y el CO 2, se usan como aceptadores finales de electrones, para que las bacterias metanogénicas produzcan metano, el cual tiene un valor calorífico de aproximadamente kj/m 3. Muchos procesos anaerobios no requieren sedimentación primaria, pero es conveniente remover previamente la arena y el material inerte para evitar su acumulación en el lodo, lo cual desplaza biomasa. Sí la variación de carga o caudal es mayor de cuatro se recomienda proveer un tanque de igualamiento. [Escribir texto] Página 40

42 En la actualidad, el proceso anaerobio se acepta para operación a temperaturas mayores de 10 C, pero preferiblemente a temperaturas mayores de 20ºC y con un incremento del tiempo de retención por un factor de dos para cada disminución de 10 C en la temperatura de operación. Un reactor operando a 35 º C con un residuo degradable anaerobiamente puede producir 1m 3 de CH 4 /m 3 de reactor. La necesidad de agregar alcalinidad es, a menudo, el costo de operación más alto del sistema anaerobio. Para aguas residuales con contenido de sólidos predominantemente solubles, se considera aceptable suponer una eficiencia de tratamiento como la indicada en la siguiente tabla: Tabla 2.6 Rendimiento típico de los procesos anaerobios. La edad mínima de lodos requerida en un reactor anaerobio no depende grandemente de la naturaleza del agua residual, a menos que contenga contaminantes tóxicos. En aguas residuales con gran proporción de material orgánico particulado, la hidrólisis de dicho material insoluble puede constituir la etapa limitante del proceso y requerir edades de lodos de cuatro a diez días para el intervalo mesofílico. Para fermentación anaerobia de residuos solubles, con acetato como el principal contaminante orgánico, se requieren edades de lodos de 2,5 a 5 días porque el crecimiento de las bacterias acetotróficas metanogénicas constituye la etapa limitante. En general, los procesos de crecimiento suspendido son ventajosos para el tratamiento de lodos o aguas residuales con contenido alto de materia orgánica particulada y los procesos de crecimiento adherido son más apropiados para aguas residuales con materia orgánica soluble. En los procesos decrecimiento adherido los microorganismos crecen adheridos al medio, no se escapan del reactor con el efluente y se obtienen edades de lodos y concentraciones de microorganismos altas. La eficiencia del proceso anaerobio es función de la edad de lodos, por ello se recomiendan los valores de la siguiente tabla. [Escribir texto] Página 41

43 Tabla 2.7 Edades de lodos para diseño 2.14 Tanque Imhoff El tanque Imhoff (figuras 2.13 a 2.16) es un sistema de tratamiento anaerobio de dos pisos. El tanque consta de un compartimiento inferior para digestión de los sólidos sedimentados y de una cámara superior de sedimentación. Los sólidos sedimentados pasan a través de la abertura del compartimiento superior hacía la zona de digestión. La espuma se acumula en la zona de sedimentación y en las zonas de ventilación adyacentes a las cámaras de sedimentación. El gas producido en el proceso de digestión, en la cámara de lodos, escapa a través de la zona de ventilación. Entre las ventajas del tanque Imhoff se señalan las siguientes: Simple de operar No requiere personal técnico especializado La operación consiste en remover diariamente la espuma y en descargarla sobre la zona de ventilación, así como de extraer periódicamente los lodos hacia los lechos de secado. El tanque Imhoff se diseña, generalmente, de acuerdo con los siguientes estándares: Área de sedimentación: * Carga superficial = m/d * Tiempo de retención = 1-4 h * Tasa de rebose del vertedero efluente = 2-7L/s m * Pendiente del fondo de la cámara = 1,4/2,0 (V/H) * Tamaño de la abertura 15cm. [Escribir texto] Página 42

44 Área de digestión: * Volumen = L/c * Tiempo de almacenamiento de lodos = 3-12 meses. El tanque Imhoff puede tener varias cámaras de sedimentación sobre una cámara de digestión. La remoción de sólidos suspendidos puede ser de 45a 7 0 %, y la reducción de DBO de 25 a 50%. Sin embargo, la remoción es variable, dependiendo de las características del residuo y de las condiciones de diseño y de operación. Fig Tanque Imhoff En la figura 2.15 se esquematizan los criterios de diseño para tanques Imhoff de Salvato. En la figura 2.16 se ilustra el diseño de un tanque Imhoff para un caudal de aproximadamente 5.700m 3 /d, tiempo de retención en la zona de sedimentación de dos horas, carga superficial del sedimentador de 24 m/d, tasa de rebose sobre el vertedero de 7 L/s m, volumen de digestión de lodos de 850 m 3 yárea para espumas mayor del 20% del área total. [Escribir texto] Página 43

45 Fig Esquema de tanque Imhoff [Escribir texto] Página 44

46 Fig Tanque Imhoff [Escribir texto] Página 45

47 Fig Tanque Imhoff típico [Escribir texto] Página 46

48 2.15 Tanque Séptico El tanque séptico se caracteriza, porque en él la sedimentación y la digestión ocurren dentro del mismo tanque; con lo anterior, se evitan los problemas de complejidad de construcción y excavación profunda del tanque Imhoff. El tanque séptico consiste esencialmente en uno o varios tanques o compartimientos, en serie, de sedimentación de sólidos (ver figuras 2.17 a 2.20). La función más utilizada del tanque séptico es la de acondicionar las aguas residuales para disposición subsuperficial en lugares donde no existe un sistema de alcantarillado sanitario. En estos casos sirve para: Eliminar sólidos suspendidos y material flotante, Realizar el tratamiento anaerobio de los lodos sedimentados. Almacenar lodos ymaterial flotante. La remoción de DBO en un tanque séptico puede ser del 30 al 50%, de grasas y aceites un 70 a 80%, de fósforo un 15% y de un 50 a 70% de SS, para aguas residuales domesticas típicas. Para la localización de un tanque séptico se recomienda tener en cuenta los siguientes criterios: 1. Para proteger las fuentes de agua, el tanque debe localizarse a más de 15 m de cualquier fuente de abastecimiento. 2. El tanque debe encontrarse a una distancia mayor de 2 m de cualquier fuente de abastecimiento. 3. El tanque no debe estar expuesto a inundación y debe disponer de espacio suficiente para la construcción del sistema de disposición o tratamiento posterior a que haya lugar, 4. El tanque debe tener acceso apropiado para que su limpieza y mantenimiento sean fáciles. Capacidad La capacidad total de un tanque séptico se determina de diferentes maneras: con base en la población servida o con base en el caudal afluente y el tiempo de retención. Entre los criterios usados,se tienen los del código británico (1972) (ecuación 2.1) y los del USPHS (ecuaciones 2.2 y 2.3). [Escribir texto] Página 47

49 C = 0,18 P + 2 Ecuación 2.1 C= 1,5 Q Ecuación 2.2 C = 4,26 + 0,75 Q1 Ecuación 2.3 Donde; C=capacidad total del tanque en m 3 P=población servida Q=caudal de aguas residuales, m 3 /d, para Q < 5,7 m 3 /d Q 1 =caudal de aguas residuales, m 3 /d, para Q 1 = 5,7a380 m 3 /d La experiencia ha demostrado que para obtener una sedimentación efectiva y un período de desenlode apropiado, el tiempo de retención del tanque debe ser de uno a tres días. La frecuencia de limpieza se puede calcular suponiendo una capacidad para lodos de un tercio del volumen del tanque y una tasa de acumulación de 0,04 m 3 por persona servida por año. Fig Tanque séptico típico [Escribir texto] Página 48

50 Fig Tanque séptico de dos cámaras [Escribir texto] Página 49

51 Fig Tanque séptico filtro anaerobio [Escribir texto] Página 50

52 Fig Tanque séptico domiciliar de una cámara [Escribir texto] Página 51

53 Ejemplo Determinar la capacidad y el intervalo de limpieza de un tanque séptico para una familia de diez personas con un caudal de aguas residuales de 150 L/cd. SOLUCIÓN: Se calcula el caudal promedio afluente. Q = 150 X 10 = 1,500 L/d - 1,5 m 3 /d Se adopta un tiempo de retención de dos días y se calcula el volumen del tanque. C = 1,5 x2 = 3 m 3 En el tanque se pueden tener 3 m de longitud por 1 m de ancho, con el muro de separación del primer compartimiento localizado a 2 m del extremo de entrada. Se calcula el período de desenlode P = 3 / (3 x 0,04 x 10) = 2,5 años Especificaciones El tanque debe ser completamente hermético, de material no corrosivo (concreto, metal recubierto, arcilla vitrificada, ladrillo duro cocido). El relleno alrededor del tanque debe hacerse en capas delgadas bien apisonadas. El tanque debe tener acceso adecuado para mantenimiento y limpieza, y las unidades de entrada y de salida deben ser fácilmente accesibles. Se recomiendan bocas de inspección de tamaño mayor a los 50 cm. Para concreto impermeable se sugiere el uso de los materiales siguientes: a) Cemento portland libre de humedad por almacenamiento. b) Arena limpia, de la usada para un buen concreto, de tamaño variable entre muy fina y 1/4. c) Grava, de la usada para un buen concreto, de tamaño entre 1/4 y 1/2. d) Agua limpia, no más de 20 litros por saco de cemento. [Escribir texto] Página 52

54 e) Todos los materiales deben mezclarse hasta lograr un color uniforme del concreto. Este se coloca en la formaleta, bien vibrado, para obtener una pared densa y el tanque debe, preferiblemente, fundirse en una sola operación para evitar juntas de construcción. f) Para un buen curado, el concreto debe mantenerse húmedo durante siete días. La batea del tubo de entrada debe estar por lo menos 7,5 cm por encima del nivel del agua en el tanque, con el propósito de permitir los levantamientos transitorios del nivel del agua durante las descargas al tanque. Para dirigir el afluente hacia abajo se puede usar una tee ventilada, la cual debe penetrar por lo menos 15 cm por debajo del nivel del agua, sin exceder la penetración permisible por el nivel de la unidad de salida. La unidad de salida debe penetrar lo suficiente dentro del líquido en el tanque séptico para equilibrar el volumen de almacenamiento de todo y no perder capacidad del tanque. La experiencia indica que la unidad de salida debe extenderse hasta una distancia, por debajo del nivel del agua, igual al 40% de la profundidad del agua, y por encima hasta aproximadamente 2,5 cm desde la tapa del tanque. La separación entre la unidad de salida y el muro del tanque es de 15 a 20 cm. El tanque séptico debe limpiarse cuando la capa de natas se extiende a menos de 7,5 cm desde el borde inferior de la pantalla o unidad de salida cuando el manto de lodos tiene un espesor mayor del 40% de la profundidad del líquido en el tanque Proceso Anaerobio de contacto En el proceso anaerobio de contacto (figura 2.21) se mezclan aguas residuales crudas con lodos recirculados y se digieren en un reactor sellado, sin entrada de aire. Este proceso fue desarrollado en 1955 por Schroepher y otros, para tratar aguas residuales con tiempos de retención cortos y edades de lodos prolongadas. El proceso es considerado muy sensible y de control difícil, no apropiado para tratar afluentes de concentración muy variable. Se recomienda mantenerlo con carga hidráulica y carga orgánica relativamente constante, para evitar problemas operacionales. El contenido del reactor se mezcla completamente, por medio de agitadores mecánicos o por la inyección de biogás, y el efluente del mismo se separa en un tanque de sedimentación o de flotación. El sobrenadante del sedimentadorse descarga o se trata adicionalmente; el lodo anaerobio sedimentado se recircula al reactor. [Escribir texto] Página 53

55 La existencia de la recirculación de sólidos permite incrementar la edad de lodos, en forma semejante a la de un proceso de lodos activados. En el proceso anaerobio de contacto pueden presentarse problemas de flotación del lodo, debido a la adherencia de las burbujas de gas formado en los flocs biológicos, haciendo necesario considerar un proceso de flotación como alternativa para separar el efluente. También se ha utilizado un mecanismo de desgasificación: arrastre del gas, agitación o vacío, antes del sedimentador para mejorar la sedimentabilidad del lodo. En general, la cantidad de lodo disponible es mínima. Este proceso se ha empleado bastante en la estabilización de residuos de empacadores de carne y otros residuos solubles de concentración alta. Fig Proceso anaerobio de contacto. [Escribir texto] Página 54

56 2.17 Proceso Ascensional de Manto de Lodos Anaerobio (UASB) El reactor o proceso de flujo ascensional y manto de lodos anaerobio, conocido en inglés como UASB y en español como RAFA o PAMLA, es unproceso en el cual el agua residual se introduce por el fondo del reactor y fluye a través de un manto de lodos conformado por granos biológicos o partículas de microorganismos. El proceso fue desarrollado por Lettinga y otros en 1980, y aplicado en Holanda para el tratamiento de residuos de concentraciones media y alta de origen agrícola, tales como las aguas residuales del azúcar de remolacha. El tratamiento se efectúa por contacto del agua residual con el lodo granulado o floculento, en el cual se deben desarrollar bacterias con buenas características de sedimentación, bien mezcladas por el gas en circulación. La concentración de SSV en el manto de lodos puede alcanzarlos 100g/L. Los gases de la digestión anaerobia se adhieren a los granos o partículas biológicas o causan circulación interna para proveer la formación de más granos. El gas libre y las partículas con gas adherido se elevan hacia la parte superior del reactor. Las partículas que se elevan chocan con el fondo de las pantallas desgasificadoras para que el gas se libere. Los granos desgasificados caen de nuevo sobre la superficie del manto de lodos y el gas libre se captura en los domos localizados en la parte superior del reactor. La porción líquida fluye al sedimentador donde se separan los sólidos residuales del líquido. Esta recirculación interior de sólidos removidos permite edades de lodos prolongadas y hace innecesaria la re circulación externa de lodos (fi guras 2.22 a 2.24). El mecanismo de formación de lodo granulado aún no está claramente definido; sin embargo, se considera que aguas residuales diluidas con concentraciones de SST menores de a mg/l dan origen a un manto de lodos mejor. Los estudios de Lettinga y Hulshoff demuestran que la eficiencia del sistema UASB no se ve afectada por la formación de un lecho de lodos granular o floculento. Como la temperatura óptima del proceso es de 20 a 30 C, el sistema no fue usado en Europa para tratamiento de aguas domésticas; sin embargo, en 1981 Haskoning, la Universidad del Valle e lncol iniciaron estudios con una planta piloto de 64 m 3 para el tratamiento de aguas residuales domésticas y, con base en estos estudios, las empresas municipales de Cali y lacdmb, con asistencia holandesa, iniciaron la construcción de plantas de tratamiento de aguas residuales domesticas del tipo PAMLA.Algunas características de diseño del proceso se resumen en la tabla 2.8. El éxito del proceso UASB radica en la generación de un lodo o bioconglomerado que permita su retención en el reactor. Las bacterias tienen la capacidad de formar gránulos en ambientes naturales o artificiales. En sistemas de tratamiento biológico, la inmovilización de biomasa en el reactor permite obtener edades de lodos mucho mayores que el tiempo de retención hidráulica. Esto se logra en el proceso UASB gracias a la agregación bacterial en gránulos. [Escribir texto] Página 55

57 Se cree que la formación y retención de gránulos se debe a la selección ambiental natural de que el material no granular se extrae del reactor. La formación de estos agregados permite, en el UASB, obtener concentraciones de biomasa altas de 25 a 50 g SSV/L, Generalmente se identifican tres tipos de bioconglomerados: Flocs: conglomerados con estructura suelta Píldoras: conglomerados con estructura definida Gránulos: píldoras con apariencia granular [Escribir texto] Página 56

58 Fig Ejemplos y detalles de reactores PAMLA (UASB) [Escribir texto] Página 57

59 Fig Reactor UASB [Escribir texto] Página 58

60 Fig Proceso de flujo ascensional con manto de lodos anaerobios y sedimentador independiente. Fig Proceso PAMLA o UASB con laguna facultativa [Escribir texto] Página 59

61 Tabla 2.8 Características de diseño del proceso PAMLA (UASB) [Escribir texto] Página 60

62 2.18 Filtro Anaerobio de Flujo Ascensional. El filtro anaerobio de flujo ascendente es un proceso de crecimiento adherido propuesto por Young y McCartyen 1969, para el tratamiento de residuossolubles. De los sistemas de tratamiento anaerobio es el más sencillo de mantener porque la biomasa permanece como una película microbial adherida y porque como el flujo es ascensional, el riesgo de taponamiento es mínimo (figura 2.26). Fig Filtro anaerobio El filtro anaerobio está constituido por un tanque o columna, relleno con un medio sólido para soporte del crecimiento biológico anaerobio. El agua residual es puesta en contacto con el crecimiento bacterial anaerobio adherido al medio y como las bacterias son retenidas sobre el medio y no salen en el efluente es posible obtener tiempos de retención celular del orden de cien días con tiempos de retención hidráulica cortos, permitiendo así el tratamiento de aguas residuales de baja concentración a temperatura ambiente. Los filtros anaerobios también pueden ser útiles para desnitrificar efluentes ricos en nitratos o como pre tratamiento en plantas de purificación de agua. El proceso no utiliza recirculación ni calentamiento y produce una cantidad mínima de lodo; las pérdidas de energía a través del lecho son mínimas, menores de 7,5 cm en unidades de laboratorio de 15 cm de diámetro y 1,8m de altura. [Escribir texto] Página 61

63 El filtro anaerobio usa como medio de soporte de crecimiento piedras, anillos de plástico o bioanillos plásticos, colocados al azar. La mayor parte de la biomasa se acumula en los vacíos intersticiales existentes entre el medio. La acumulación de biomasa y de sólidos inertes puede causar canalización y cortocircuito. El medio permanece sumergido en el agua residual, permitiendo una concentración de biomasa alta y un efluente clarificado; el proceso se ha usado a bajas temperaturas, pero preferiblemente la temperatura debe ser mayor de 25º C. El espesor observado de biopelícula sobre diferentes medios plásticos es de 1 a 3 mm. El residuo debe contener alcalinidad suficiente para mantener un ph, en la zona de lodos, mayor de 6,5; para ello puede requerirse una alcalinidad igual a un 25% de la DQO del residuo. Sin embargo, el amonio liberado en la hidrólisis de las proteínas puede reducir la alcalinidad requerida de fuentes externas. Para aguas residuales de baja concentración es preferible diseñarlos con base en el tiempo de retención hidráulica; en general, la recirculación puede ser necesaria cuando la DQO del residuo es mayor de mg/l. El arranque de un proceso de crecimiento adherido puede ser más lento que el de un proceso de crecimiento suspendido, puede demorar unos seis meses en aguas residuales de baja concentración y de temperatura baja. Sin embargo, el filtro anaerobio es poco sensible a variaciones de carga hidráulica y a la operación discontinua pues el medio retiene los sólidos y la biomasa formada en él Filtro Anaerobio de Flujo en Descenso El reactor de película fija y flujo en descenso, anaerobio, fue desarrollado en Canadá. En este reactor las bacterias crecen sobre superficies orientadas verticalmente, con el afluente aplicado por la parte superior del tanque y con el efluente extraído por el fondo (figura 2.27). El proceso es semejante al filtro anaerobio de flujo ascendente, pues utiliza medios de arcilla o de poliéster con canales de 1 a 2,5 cm y áreas específicas de 100 a 150 m 2 /m 3 con volumen de vacíos del 60 al 90% del volumen total del reactor. Estas características permiten acomodar concentraciones de sólidos suspendidos hasta del 3% y mantener los sólidos en suspensión, gracias a la mezcla generada por la producción de gas, sin que haya taponamiento del filtro. El flujo descendente y los canales verticales permiten tratar aguas residuales con sólidos suspendidos. Entre sus ventajas se señalan las de soportar cargas volumétricas altas con tiempos hidráulicos de retención bajos y su estabilidad ante cargas choque mientras que entre las desventajas se tienen las de perdida posible de sólidos suspendidos en el efluente, medio de soporte de crecimiento biológico costoso y necesidad de recirculación. [Escribir texto] Página 62

64 Experimentos hechos por Kennedy y otros, con lixiviados pre tratados con cal, permitieron obtener en reactores de este tipo remociones de DQO del 94% para cargas orgánicas de 14,7 kg DQO/m 3 d con tiempos de retención de 1,5 d y recirculación del 400%. Según Kennedy, el reactor anaerobio de película fija y flujo en descenso es una alternativa viable para tratar aguas residuales de concentración alta con contenido alto de sólidos, pero para aguas residuales sin sólidos altos no es tan ventajoso. Fig Lecho fijo de flujo en descenso 2.20 Proceso Anaerobio de película adherida y lecho expandido Los lechos fluidizados y expandidos constituyen una alternativa para la filtración biológica. Cuando las partículas del medio no permanecen estacionarias unas sobre otras sino soportadas por acción de la fuerza de arrastre del agua, el lecho está fluidizado. Después de fluidizado, el incremento en velocidad de flujo del agua produce la expansión del lecho y la separación de las partículas del medio. El proceso anaerobio de película biológica adherida y lecho expandido (PAPALE) es un proceso en el cual el agua residual fluye, mediante bombeo, a través de un lecho de un medio como arena, carbón activado granular, antracita u otro agregado, para formar un crecimiento biológico adherido al medio. [Escribir texto] Página 63

65 El proceso de lecho expandido y lecho fluidizado es un sistema de biorreactor de flujo ascencional, semejante al UASB y al filtro anaerobio, pero con velocidades ascensionales mucho más altas para fluidizar el crecimiento adherido de la biomasa sobre partículas granulares portadoras. Las partículas portadoras son, generalmente, arena de 0,2 a 0,5 mm de diámetro o carbón activado granular. La adherencia de partículas biológicas a medios estáticos permite acumular masas microbiales hasta diez veces mayores que las obtenidas, por unidad de volumen, en sistemas biológicos de crecimiento suspendido. Para que la alta concentración de biomasa adherida (hasta 40 g SSV/L) no tapone el reactor ni se vea limitada su actividad debido a restricciones de difusividad del sustrato, se utiliza un medio de soporte de crecimiento de gran área superficial por unidad de volumen y se aplica el afluente en sentido ascensional. El efluente del reactor se recircula para mantener el lecho en la expansión adecuada, con concentraciones de biomasa altas, del orden de 15,000 a mg/l, lo cual permite tratar aguas residuales diluidas con tiempos de retención conos (figuras 2.28 y 2.29). En lechos expandidos la velocidad ascensional es suficiente para expandir el lecho en un 10 a 20%, de tal manera que las biopartículas son soportadas parcialmente por el fluido y parcialmente por el contacto entre biopartículas adyacentes, existiendo una tendencia a permanecer en la misma posición relativa dentro del lecho. En lechos fluidizados, la velocidad ascensional puede ser mayor para soportar totalmente las partículas por el fluido, permitiendo su movimiento libre dentro del lecho y con expansiones hasta del 300% del volumen en reposo del lecho. El área superficial específica de las partículas portadoras puede ser de a m 2 /m 3, con una porosidad del 45 al 55%. En lechos fluidizados el área superficial específica es del orden de a m 2 /m 3 con porosidad de 50 a 90% según el grado de expansión. Para evitar las cargas hidráulicas tan altas usadas en reactores con expansiones mayores del 100%, se limita la velocidad ascensional a los valores requeridos para lograr expansiones del lecho de solamente un 10 a 20%. En la tabla 2.9 se incluyen varios factores de diseño del proceso. [Escribir texto] Página 64

66 Tabla 2.9 Factores de diseño para lecho expandido anaerobio [Escribir texto] Página 65

67 Fig Proceso de lecho expandido Fig Proceso de lecho fluidizado y lecho expandido [Escribir texto] Página 66

68 El proceso Anaflux de Degremont (figura 2.30) es un ejemplo del uso de reactores anaerobios de lecho fluidizado y flujo ascensional con medio de soporte mineral bacterial, Biolite, empleado desde 1986 para el tratamiento de residuos industriales de cervecerías e Industrias de papel, almidón, gaseosas, chocolate, perfumes y enlatados de alimentos. El proceso es capaz de tratar cargas orgánicas volumétricas mayores de 6C kg DQO/m 3 d gracias a la gran concentración de biomasa en el reactor (30 a 90 kg SSV/tn 3 ) y al contacto óptimo entre sustrato y biomasa creado por la velocidad alta de flujo ascendente de 5 a 10 m/h. El Biolite está constituido por partículas porosas inorgánicas de diámetro efectivo (2,500 (µm), coeficiente de uniforomidad< 1,5 y densidad relativa de 2,0, permitiendo gran adhesión bacterial y una inmensa área superficial específica. Para un tratamiento eficiente se requiere un afluente con SS < 500 mg/l. Fig Reactor de lecho fluidizado anaerobio Anaflux 2.21 Reactor Anaerobio de Pantallas. El reactor anaerobio de pantallas (figura 2.31) en el cual el agua fluye por encima y por debajo de una serie de pantallas, surgió en 1980 cuando se evaluó el reactor biológico rotatorio para tratamiento anaerobio de aguas residuales y se observó que la rotación de los discos no era necesaria. En este reactor, la biomasa sube y cae pero sin movimiento horizontal a través del reactor, para que las bacterias permanezcan dentro del tanque. [Escribir texto] Página 67

69 El reactor anaerobio de flujo en pistón (RAP) es una modificación del reactor anaerobio de pantallas, abierto al aire, con medio de plástico de porosidad alta para soporte de crecimiento biológico, dotado de pantallas que obligan al afluente a subir y bajar dentro del tanque y de un sedimentador para remover los sólidos suspendidos del efluente. Fig Reactor Anaerobio de Pantallas. En la tabla 2.10 se resumen los principales estándares de diseño del RAP aplicado al tratamiento de aguas residuales municipales. En la evaluación hecha por Rojas para los RAP de los municipios de Tenjo y Ubaté, se encontró que la eficiencia de remoción de DBO, DQO y SS es aproximadamente de un 60%, para una carga orgánica volumétrica promedio de 0,4 kg DBO/m 3 d, tiempo de retención de 19 horas y temperatura de 17ºC. Tabla 2.10 Estándares de diseño del RAP Proceso Anaerobio de Dos Fases Algunos estudios de tratamiento anaerobio han recomendado separar la hidrólisis y formación de ácidos grasos de la fermentación metanogénica, con el objeto de mejorar la eficiencia del proceso de tratamiento. [Escribir texto] Página 68

70 Para el efecto se diseñan reactores separados para la acidogénesis y la metanogénesis, con el propósito de optimizar las dos fases naturales del metabolismo anaerobio. Para la primera fase de formación de ácidos se han utilizado reactores UASB y lechos fluidizados, y para la segunda fase de formación de metano se puede usar cualquier tipo de reactor. En el reactor de primera fase se busca mantener un ph óptimo para la actividad de las bacterias formadoras de ácido, alrededor de 5,6. En general, un ph de 5,0-6,0 en el reactor de formación de ácidos permite el dominio de las bacterias fermentadoras de ácidos y una actividad metanogénica despreciable. Para el reactor de segunda fase se requiere el predominio de las bacterias del metano y se debe mantener un ph alrededor de 7,0. Aún no se conocen criterios específicos de diseño para reactores de dos fases Control y Monitoreo Generalmente el proceso anaerobio requiere más control y monitoreo que el proceso aerobio. Para un control apropiado hay que determinar ph, DQO, SSV, SST, alcalinidad, ácidos volátiles y composición del gas. Se ha considerado que el hidrógeno ejerce un papel importante en la fermentación de la materia orgánica y que puede ser un factor importante de control del proceso, valorando su concentración en la fase gaseosa o disuelto en solución. Si se desea determinar el contenido de hidrógeno del gas se requiere equipo especial. Los ácidos volátiles predominantes, producidos en el proceso anaerobio, son los ácidos acético, propiónico y butírico. En los estudios de McCarty, para digestión de iodos se indica que se pueden tolerar concentraciones de ácidos volátiles hasta de mg/l, sin pérdida en la producción de metano, siempre y cuando el ph se mantenga dentro del intervalo óptimo. En varios estudios se indica que los ácidos volátiles no ionizados son tóxicos para las bacterias del metano; en otros, sin embargo, se afirma que la toxicidad se debe a la concentración de hidrógeno, H 2. La concentración de ácido no ionizado depende, por tanto, del ph. Para alcanzar una concentración de ácido volátil no ionizado igual a 30 mg/l, a ph = 7,0, se requiere una concentración total de ácido volátil de 5,500 mg/l. Pero si el ph es igual a 6,5 sólo se requieren 1,800 mg/l de concentración total de ácido volátil. Por otra parte, para alcanzar una concentración de ácido volátil no ionizado de 60 mg/l, a ph = 7,0, se requiere una concentración total de ácido volátil de 11,000 mg/l y de solamente mg/l de ácido volátil total si el ph es igual a 6,5. Algunos investigadores sostienen que la concentración de ácido volátil no ionizado, tóxica para la bacteria del metano es de 30 a 60 mg/l o mayor. [Escribir texto] Página 69

71 El estándar más importante de control es el ph dentro del reactor. El ph usual del tratamiento anaerobio es 6,5 a 7,5; por ello, el sistema debe contener alcalinidad apropiada para proveer capacidad tampona adecuada para la producción de ácidos volátiles y CO 2 que se disolverán a la presión de operación. La alcalinidad es el estándar químico más importante para mantener condiciones estables en el proceso anaerobio. La relación de ácidos volátiles /alcalinidad debe ser menor de 0,4, pues cuando es superior a 0,3 se inhibe la producción de metano y el proceso se malogra. Un proceso anaerobio que trata aguas residuales industriales o lodo puede producir 200 a 500 mg/l de ácidos volátiles y requerir 570 a mg/l de alcalinidad. La alcalinidad determinada por titulación estándar a ph de 4,3 incluye el ion bicarbonato y los ácidos volátiles, por lo cual se utiliza para control del proceso anaerobio la alcalinidad bicarbonácea, calculada por la siguiente ecuación: Donde: ATB = ALC 0,85 AV ATB = alcalinidad total bicarbonácea a ph 4,3; mg/l CaCO 3 ALC = alcalinidad total titulada a ph - 4,3; mg/l CaCO 3 AV = concentración de ácidos volátiles; mg/l CaCO 3 Las fuentes de alcalinidad más usadas son la cal el bicarbonato de sodio, el carbonato de sodio y el hidróxido de sodio. Existen dos rangos de operación de procesos anaerobios: el rango mesofílico, de 15 a 40ºC, y el rango termofílico, de temperaturas mayores de 40 C. Para producción óptima de metano se considera como intervalo óptimo el de los 30 a 40 C en el rango mesofílico y el de 50 a 60 C en el rango termofílico. La mezcla es un factor importante para mejorar el rendimiento de un proceso anaerobio, por lo cual se utiliza en digestores de tasa alta. La mezcla permite mantener un medio más uniforme en el reactor y favorece el control del ph al distribuir la alcalinidad en todo el proceso, prevenir el desarrollo de micro ambientes desfavorables y la acumulación de inhibidores de la metanogénesis. Durante la digestión de compuestos orgánicos, especialmente de proteínas, se producen nitrógeno amoniacal y alcalinidad. El amoníaco no ionizado (NH 3 ) es muy tóxico, puede inhibir el metabolismo anaerobio en concentraciones altas y predomina sobre el ion amonio a ph alto. El contenido de nitrógeno amoniacal no debe exceder de mg/l. Sí es necesario, hay que controlarlo con la agregación de un ácido. [Escribir texto] Página 70

72 Los residuos ricos en proteínas producen grandes cantidades de amoníaco (lo cual aumenta la alcalinidad) y pueden usarse como alcalinizadores. Las bacterias anaerobias usan el sulfato como aceptador de electrones y producen suifuros, los cuales inhiben a las bacterias metanogénícas y a las mismas bacterias redactoras del sulfato. Los residuos ricos en sulfatos tienden a ser tóxicos por los sulfuros producidos. Sin embargo, los metales precipitan sulfuros y se puede agregar hierro para eliminar la toxicidad de los sulfuros por precipitación. Preferiblemente, la concentración de sulfatos del afluente debe ser menor de 200 mg/l. La composición de los microorganismos anaerobios se supone semejante a la de los organismos aerobios, con un contenido másico de fósforo igual a un quinto del contenido de nitrógeno. En general se acepta como apropiada una relación DQO/N/P de 100: (10-1) :(5-1), pero se han observado relaciones de DQO/N de 700:5 y se consideran razonables valores de 250:5 para procesos con cargas altas. El potencial de metano bioquímico (PMB) es un ensayo semejante al de la DBO, usado para cuantificar el potencial de metano de un residuo a una temperatura deseada y para control de la toxicidad de una muestra. El volumen real de metano producido por unidad de DQO removido es del orden de 0,20 m 3 /kg y, en general, se recomienda que para obtener un proceso anaerobio exitoso la DQO del afluente sea mayor de mg/l. Las sustancias tóxicas inhiben el proceso anaerobio al alterar la cinética de la descomposición orgánica. Los efectos de los compuestos tóxicos crónicos pueden minimizarse con un control apropiado de la edad de lodos. Reactores como el filtro anaerobio sumergido, el lecho anaerobio fluidizado, el UASB o PAMLA, brindan tiempos de retención celular prolongados y soportan mejor que los procesos de crecimiento suspendido el efecto de las sustancias tóxicas crónicas. [Escribir texto] Página 71

73 3. TRATAMIENTO ANAEROBIO DE BARROS O LODOS 3.1 Introducción a la digestión anaerobia de lodos Desde hace más de 100 años se conoce el hecho de que si se dejan los sólidos sedimentados de las aguas residuales en un tanque cerrado por un tiempo suficiente, pasan a tener un aspecto líquido y se genera simultáneamente un gas que contiene metano. En 1904 Imhoff obtuvo ya la patente del diseño de reactores de digestión anaerobia, conocidos como fosas o tanques Imhoff. La gran mayoría de los procesos de digestión de lodos son anaerobios aunque la digestión anaerobia está popularizándose, especialmente para pequeñas unidades. Los digestores anaerobios son normalmente de dos tipos: 1) Digestores de una etapa. (Fig. 3.1) 2) Digestores de dos etapas. (Fig. 3.2) Digestor anaerobio de una etapa Fig. 3.1 Digestor anaerobio de lodos de una etapa. [Escribir texto] Página 72

74 El lodo bruto se introduce en la zona hay digestión activa y se está produciendo gas. Al elevarse el gas arrastra partículas de lodos y otras materias (grasas, aceites ) formando un sobre nadante que se separa del digestor. El lodo digerido se extrae por el fondo del tanque. El proceso de digestión se favorece por la alta temperatura (normalmente entre 24 y 40ºC), lo que exige que el lodo en digestión se caliente mediante serpientes de vapor dentro del reactor, o por medio de un calentador externo de lodos como se puede ver en la Fig El gas se recoge por la parte superior del digestor, y se utiliza normalmente como combustible debido a su alto contenido de metano. El tiempo de residencia en los procesos de una etapa es alto, del orden de 30 a 60 días, aun para digestores calentados. La razón para este tiempo de retención tan largo, es el hecho de que, como sugiere la Fig. 3.1, solamente 1/3 aprox. del volumen del tanque se utiliza para digestión activa. Como resultado de este uso tan pobre del volumen, este proceso no se recomienda para plantas de digestión de lodos con capacidad superior a 4000 m³/día. [Escribir texto] Página 73

75 3.1.2 Digestor anaerobio de dos etapas Fig. 3.2 Digestor anaerobio de lodos de dos etapas. El objetivo fundamental de este proceso es conseguir una mejor utilización volumétrica. La primera etapa se usa solamente para digestión. La segunda sirve como separador sólido líquido y permite la recogida de gas. El tiempo de retención para la primera etapa es normalmente 10 a 15 días. Sólo se calienta la primera etapa. La mezcla se hace en la primera etapa, por medios mecánicos o por recirculación de gas. Uno de los principales problemas en el tratamiento de aguas y de aguas residuales es el relacionado con el tratamiento y disposición de lodos. En los tanques de sedimentación se producen grandes volúmenes de lodos con alto contenido de agua; su deshidratación y disposición final pueden representar un alto porcentaje del costo [Escribir texto] Página 74

76 del tratamiento del agua. En plantas de tratamiento de aguas residuales el costo del tratamiento y disposición de lodos puede representar hasta un 50% del valor del tratamiento total. 3.2 Tipos de lodos Los lodos que se producen en los procesos de tratamiento de aguas son principalmente los siguientes: Lodo primario proveniente de la sedimentación de aguas residuales. Lodo secundario proveniente del tratamiento biológico de aguas residuales. Lodos digeridos provenientes de los dos anteriores, separados o mezclados. Lodos provenientes de la coagulación y sedimentación de aguas y aguas residuales. Lodos provenientes de plantas de abundamiento, Lodos provenientes de desarenadores y rejillas. En la tabla 3.1 se resumen las principales fuentes de sólidos y de lodos en una planta convencional de tratamiento de aguas residuales. Tabla 3.1 Fuentes de sólidos y de lodos en el tratamiento de aguas residuales. 3.3 Características de los Lodos Todos los lodos crudos tienen un contenido bajo de sólidos (1-6%) por ello, la disposición de su pequeño contenido de sólidos requiere el manejo de un gran volumen de lodo. El problema principal en el tratamiento de lodos radica, por tanto, en [Escribir texto] Página 75

77 concentrar los sólidos mediante la máxima remoción posible de agua y en reducir su contenido orgánico. Los lodos provenientes de aguas residuales están compuestos en especial por la materia orgánica removida del agua residual, la cual eventualmente se descompone y causa los mismos efectos indeseables del agua residual cruda. Las características de los lodos varían mucho dependiendo de su origen, de su edad, del tipo de proceso del cual provienen y de la fuente original de los mismos. El volumen de lodo que se produce en un tanque de sedimentación debe conocerse o estimarse para cuantificar los diferentes componentes del sistema de tratamiento y disposición de lodos. El volumen depende principalmente de las características del agua residual, del grado de tratamiento previo, del tiempo de sedimentación, de la densidad de sólidos, del contenido de humedad, del tipo de equipo o método de remoción de lodos y de la frecuencia de remoción de los mismos. La cantidad de lodo producido es muy variable, dependiendo del proceso de tratamiento usado y de la concentración de aguas residuales; en las tablas 3.2 y 3.3 se resumen los valores típicos de las cantidades y características de los lodos producidos por diferentes procesos de tratamiento para aguas residuales. En la tabla 3.4 se presentan, además, las concentraciones típicas de DBO y de sólidos suspendidos de los caudales de reciclaje de los procesos de tratamiento de lodos. Tabla 3.2 Características de los lodos. El volumen de lodo depende principalmente de su contenido de agua y muy poco del carácter del material sólido. El contenido de agua se expresa normalmente como porcentaje en masa; por ejemplo, un lodo con 90% de humedad contiene un 90% de agua en masa y un 10% de sólidos en masa. Mediante evaporación de la humedad e ignición del residuo se determina la fracción volátil y fija de los sólidos (porción orgánica y romeral). [Escribir texto] Página 76

78 Para el cálculo de las cantidades mágicas y volumétricas de lodos se utilizan las ecuaciones que se muestran a continuación: Donde; V L = V A + V S Ecuación 3.1 M L = M S /P S Ecuación 3.2 V L = M S / (ρ. S L. P S )Ecuación 3.3 M S = M F + M V Ecuación 3.4 V S = V F + V V Ecuación 3.5 M S /(S S.ρ) = M F /(S F.ρ) + M V /(S V.ρ) Ecuación 3.6 1/S S = P F /S F + P V /S V Ecuación 3.7 1/S L = P S /S S + P A /S A Ecuación 3.8 V L = volumen del lodo, m 3. V A = volumen del agua, m 3. V S = volumen de sólidos, m 3. M L = masa del lodo, kg. M S = masa de sólidos, kg. M F = masa de los sólidos fijos, kg. M V = masa de los sólidos volátiles, kg. S S = densidad relativa de los sólidos. S F = densidad relativa de los sólidos fijos. S V = densidad relativa de los sólidos volátiles. S L = densidad relativa del lodo. S A =densidad relativa del agua, igual a 1,0. P F = porcentaje de sólidos fijos, en fracción decimal. P V =porcentaje de sólidos volátiles, en fracción decimal. P S = porcentaje de sólidos del lodo, en fracción decimal. P A = porcentaje de agua del lodo, en fracción decimal. ρ = densidad del agua, kg/m 3. Para cálculos aproximados del volumen de lodo en función de su contenida de sólidos, se utiliza la ecuación 3.9: [Escribir texto] Página 77

79 Donde; V 1 /V 2 = P 2 /P 1 Ecuación 3.9 V1, V2 = Volumen de lodo. P1, P2 = porcentaje de sólidos. Por tanto, si 1/3 de masa de los sólidos en un lodo con 90% de humedad está compuesto de sólidos fijos con una densidad relativa de 2,5 y 2/3 del peso de sólidos es material volátil de densidad relativa 1,0, la densidad relativa de los sólidos será: La densidad relativa del lodo sería: 1 / S S = P F /S F + P V /S V = 0,33/2,5 + 0,67/1 = 0,802 Ss = 1,25 1/S L = P S /S S + P A /S A = 0,1/1,25 + 0,9/1,0 = 0,98 S L = 1,05 La importancia de la remoción del agua de los lodos puede observarse si se analiza el siguiente caso, en el que una disminución del contenido de agua del 98 al 75% permite obtener una reducción en volumen del 92%. [Escribir texto] Página 78

80 3.4 Flujo de Lodos Los lodos de una planta de tratamiento de aguas residuales requieren transporte para su tratamiento y disposición. Entre las bombas más usadas para impulsar lodos en plantas de tratamiento de aguas residuales se señalan las bombas tipo émbolo, cavidad progresiva, centrífuga no atascante, flujo rotativo, diafragma, pistón de alta presión y lóbulo rotativo. Las bombas de émbolo se consiguen con uno, dos o tres émbolos, de capacidad igual a 2,5 a 3,8 L/s por émbolo, velocidades entre 40 y 50 rpm y cabezas entre 24 y 70 m. Son bombas de uso muy frecuente y satisfactorio que permiten cabezas de succión hasta de 3 m y son autocebantes. Las bombas de cavidad progresiva son también muy usadas en bombeo de lodos. Son autocebantes, con cabezas de succión hasta de 8,5 m, caudales de hasta 75 L/s y cabezas de descarga hasta de 137 m. Sus costos de mantenimiento son altos. Las bombas centrífugas no atascantes son de uso común para bombeo de Iodos. Requieren una selección cuidadosa para que operen óptimamente. Debe tenerse en cuenta que los cambios en las características de los lodos hacen variable la cabeza de bombeo y, por tanto, el caudal de impulsión. Las bombas deben tener capacidad suficiente para evitar el bombeo de lodo diluido debido al gran volumen de agua existente sobre el manto de lodo. [Escribir texto] Página 79

81 Las bombas de flujo rotativo poseen un impulsor rotativo que desarrolla un vórtice dentro del lodo, haciendo que la fuerza impulsora principal sea el mismo líquido. El tamaño de partículas que estas bombas pueden manejar lo define el diámetro de la succión y de la impulsión. El diseño debe ser muy cuidadoso porque estas bombas operan en un intervalo muy estrecho de cabeza de bombeo para una velocidad determinada de rotación. Cuando la operación depende mucho de condiciones diferentes de cabeza de impulsión, se recomienda usar bombas de velocidad variable. Las bombas de diafragma utilizan una membrana flexible para contraer y agrandar una cavidad cerrada, a través de la cual se dirige el flujo mediante válvulas de retención. Son de capacidad baja, hasta de 14 L/s contra cabezas de bombeo de 15 m. Para sistemas de presión alta se emplean bombas de pistón de presión alta, semejantes a las bombas de émbolo. Permiten bombeo a presiones hasta de 13,8 MPa, pero son muy costosas. Las bombas de lóbulo rotatorio son bombas de lóbulo de metal o de caucho duro que empujan, mediante rotación, el fluido. La pérdida de energía en el bombeo de un lodo depende de las propiedades reológicas del lodo, del diámetro de la tubería, de la velocidad de flujo, del contenido, y del tipo de sólidos y de la temperatura. Cuando el producto del porcentaje de sólidos totales por el porcentaje de sólidos volátiles es mayor de 600 se pueden tener dificultades para el bombeo del lodo. El tamaño mínimo deseable de la tubería para lodos es de 15 cm. Los lodos diluidos, concentraciones de sólidos menores del 3%, se comportan como el agua, es decir, se pueden considerar fluidos newtonianos; sin embargo, los lodos concentrados son fluidos no newtonianos y la pérdida de energía no es proporcional a la velocidad de flujo porque la viscosidad no es constante. En flujo laminar, velocidad baja, la pérdida de energía se incrementa fuertemente. Para cálculos aproximados de pérdidas por fricción se puede considerar la pérdida igual a la calculada para agua, multiplicada por un factor K que depende del contenido de sólidos y de la velocidad de flujo. El valor de K se obtiene de la figura 3.1para velocidades de flujo entre 0,8 y 2,4 m/s, las más recomendadas para diseño de tuberías de lodos. Se usa un valor mínimo de 0,6 a 0,8 m/s para asegurar flujo turbulento y garantizar un comportamiento del flujo del lodo similar al del agua y no mayor de 2,4 m/s para prevenir pérdidas de fricción altas y problemas de abrasión. Mediante tuberías cortas se han bombeado con éxito lodos de hasta 20% de sólidos y en tramos largos, de más de 16 km, lodos hasta con 8% de sólidos. [Escribir texto] Página 80

82 Fig. 3.1 Factor de multiplicación para pérdida de energía en flujo laminar de lodos. Ejemplo Una tubería de 200m de longitud y 15cm de diámetro transporta un caudal de 20 L/s con 7% de sólidos. Calcular la pérdida de energía. SOLUCIÓN Se calcula la pérdida de energía por fricción por la fórmula de Hazen Williams con C=100. [Escribir texto] Página 81

83 De la fig. 3.1 se obtiene para un lodo con 7% de sólidos K=5,8 Se calcula la pérdida por fricción en flujo laminar H = 3,1 X 5,8 = 18m 3.5 Producción de Lodos. La cantidad de lodos activados producidos depende del peso de los sólidos del lodo y de su concentración. La masa de Iodo activado producido en el proceso es función de: La cantidad de materia orgánica removida en el proceso. La masa de microorganismos en el sistema. Los sólidos suspendidos biológicamente inertes del afluente al proceso. La pérdida de sólidos suspendidos en el efluente. Para cuantificar la producción de lodos activados se utiliza la ecuación 3.10 Donde; Ecuación 3.10 [Escribir texto] Página 82

84 Para usar la ecuación 3.10 se requiere conocer Y y kd, Dichas constantes es mejor evaluarlas experimentalmente, aunque se pueden conocer a partir de la. literatura, además es necesario valorar los sólidos suspendidos fijos y los sólidos suspendidos volátiles no biodegradables del afluente. Los primeros son iguales a la diferencia entre los sólidos totales y los sólidos suspendidos volátiles del afluente; se pueden suponer iguales a un 20 a 25% de los sólidos totales. Para los segundos se supone generalmente un valor bajo, del orden de 10 mg/l; en muchos cálculos se ignoran porque se considera que son adsorbidos rápidamente sobre la biomasa y fácilmente hidrolizados. En la figura 3.2 se muestran producciones típicas de lodos en el proceso de lodos activados. La producción de lodos activados es función de la edad de lodos y de la relación Alimento/Microorganismos. A medida que la edad de lodos (θ C ) aumenta y A/M disminuye, la producción de biomasa (Px) disminuye. El manejo de lodos es caro y, por tanto, los costos pueden reducirse usando valores altos de θc o valores bajos de A/M. Sin embargo, hay factores opuestos como la necesidad de volúmenes de aireación mayores, requisitos adicionales de oxígeno y la variación del valor óptimo de θc y de A/M para máxima eficiencia del proceso. Los procesos diseñados para incluir nitrificación del efluente, además de remoción de DDO carbonácea, operan con edades de lodos prolongadas y relaciones A/M bajas. Por ello, en general, procesos con nitrificación producen menos lodo que los procesos convencional. Sin embargo, debe estimarse la componente de lodo por nitrificación, o sea el valor de la constante de producción de biomasa nitrificante (Y N ), la cual puede suponerse igual a 0,15 kg SS/kg NTK removido. La producción de sólidos de un filtro percolador de piedra generalmente oscila entre 0,4 y 0,7 kg SST/kg DBO, mientras que en filtros de medio sintético o de pino californiano puede ser de 0,8 a 1 kg 55T/kg DBO. [Escribir texto] Página 83

85 En general, se puede considerar que la producción de lodo, en el proceso secundario de tratamiento de reactores de película fija o filtros percoladores, es en promedio de 0,6 a 0,8 kg SST/kg DBO y en plantas de biodiscos de0,4 a 0,5 kg SST/kg DBO. La producción de biomasa en una torre biológica se puede calcular por la ecuación 3.11: Donde; Px = P + SSf SSe Ecuación 3.11 Px = producción de lodos del filtro percolador, kg SST/d SSf =sólidos suspendidos fijos aplicados al proceso, kg SSF/d SSe =sólidos suspendidos del efluente, kg SSF/d P=biomasa neta producida, kg SSV/d. En plantas de tratamiento biológico anaerobio, la producción de lodos se puede suponer igual a un 20% de la producción de lodo calculada para un proceso aerobio. En la tabla 3.3 se incluyen valores típicos de cantidades de sólidos per cápita y de concentraciones de sólidos para diferentes lodos provenientes de diversos tipos de plantas de tratamiento de aguas residuales. [Escribir texto] Página 84

86 Tabla 3.3 Cantidades y concentraciones de sólidos en lodos. [Escribir texto] Página 85

87 Fig.3.2 Producción neta de lodo en el tratamiento secundario según θc y la temperatura. (a) Con tratamiento primario. (b) Sin tratamiento primario. [Escribir texto] Página 86

88 3.6 Métodos de Tratamiento de Lodos. El tratamiento y disposición eficiente de los lodos de una planta de tratamiento de aguas residuales requiere conocer las características de los sólidos y del lodo por procesar, así como la aptitud de los diferentes sistemas de procesamiento y la facilidad de acceso a las diferentes opciones de disposición final. En las figuras 3.3 y 3.4 se resumen las opciones principales para el tratamiento y disposición de lodos, mientras que en la 3.5 se describe la función principal de los procesos de tratamiento de Iodos, En la tabla 3.4 se incluye la distribución de métodos de manejo de lodos en los Estados Unidos para el período Como puede verse en la tabla 3.4, el método más usado para manejo de lodos de aguas residuales es el de aplicación sobre el suelo posiblemente por su bajo costo y porque en este método el lodo es un recurso y no solamente un desecho. En uso, le sigue en importancia la incineración, método ventajoso por la alta reducción de volumen que se logra, eliminación de residuos orgánicos peligrosos y organismos patógenos; sin embargo, tiene como desventaja el alto costo del combustible y la necesidad de secar el lodo considerablemente antes de incinerarlo; además, la incineración convertirá cualquier cromo trivalente insoluble en cromo tetravalente soluble, lo cual es desventajoso por los riesgos de contaminación de aguas subterráneas. El método de disposición en el mar es posiblemente el método más controvertido; por ello, en general, en la actualidad se tiende a evitar su utilización. Aunque el lodo de aguas residuales no es de alto poder nutriente, constituye un excelente acondicionador de suelos, mejora la aireación del suelo y promueve la retención de agua. Teniendo en cuenta que el lodo podría ofrecerse gratis a los agricultores, con el consecuente ahorro para ellos en fertilizantes, el método es atractivo y constituye una alternativa técnica en la disposición de lodos. Las limitaciones más importantes del método de disposición de lodos sobre el suelo son la falta de conocimiento sobre los requisitos de pretratamiento y los riesgos que implican la existencia de organismos patógenos, sustancias químicas orgánicas y metales pesados. [Escribir texto] Página 87

89 Fig. 3.3 Procesos principales de tratamiento y disposición de lodos. [Escribir texto] Página 88

90 Fig. 3.4 Procesos de tratamiento de lodos. [Escribir texto] Página 89

91 Fig. 3.5 Función principal de los procesos de tratamiento de lodos. Tabla 3.4 Métodos de manejo de lodos en los Estados Unidos. [Escribir texto] Página 90

92 3.7 Espesamiento de Lodos de Aguas Residuales El espesamiento es, generalmente, la primera etapa del tratamiento de lodos; es un método desarrollado alrededor de Se utiliza espesamiento por gravedad o por flotación con aire disuelto para mejorar la operación de los digestores, rebajar el costo de la digestión y reducir el volumen del lodo, normalmente para reducir el costo de los tratamientos o procesos aplicados después del espesamiento Espesamiento por gravedad La sedimentación es un método común para separar sólidos de líquidos en tratamiento de aguas. Cuando la separación es para producir un efluente libre de sólidos se llama clarificación y cuando es para producir un lodo concentrado se denomina espesamiento. Fig. 3.6 Espesador por gravedad. Los espesadores por gravedad (figura 3.6) son sedimentadores dotados con barredora de lodos para producir un lodo más concentrado que el lodo aplicado. El espesador se diseña con base en una concentración específica esperada del lodo espesado, una carga másica superficial determinada y una carga de rebose de 16 a 32 m/d para lodos primarios y de 2 a 8 m/d para lodos secundarios. Sin embargo, la carga hidráulica no debe ser excesivamente baja porque se pueden tener condiciones sépticas, olores y lodo flotante. [Escribir texto] Página 91

93 Fig. 3.7 Diagramas de flujo típicos de tratamiento de lodos. [Escribir texto] Página 92

94 El Iodo del tratamiento con lodos activados es individualmente difícil de espesar, por lo cual se prefiere mezclarlo con lodo primario. El lodo primario y el lodo de cal sedimentan más fácilmente y permiten obtener una concentración alta de sólidos sin acondicionamiento químico. Cuando se haga espesamiento por gravedad de lodos activados solos, se deben tener en cuenta las siguientes precauciones: Si la temperatura del agua residual es mayor de 20ºC, sólo se debe usar espesamiento por gravedad cuando la edad de lodos es mayor de 20 días. Se debe mantener el lodo en el espesador menos de 18 horas para reducir efectos indeseables de la actividad biológica. Se debe seleccionar un tanque de diámetro menor a 12 m. Los espesadores por gravedad tienen generalmente forma circular, con profundidades de 2 a 5 m y diámetro de 3 a 30 m, para prevenir problemas de gasificación y flotación debidos al incremento en el tiempo de retención y a la actividad anóxica resultante. Se usan pendientes del piso entre 1:4y 1:8 (12,5 a 25%), para profundizar el manto de Iodos en el área central, permitir menor tiempo de retención y maximizar la profundidad del lodo sobre la tubería de extracción. Dependiendo de la temperatura, el lodo primario puede retenerse en el espesador, entre dos y cuatro días, sin problemas; sin embargo, se recomiendan retenciones de lodo de uno a dos días para una operación apropiada. Las unidades combinadas de clarificación/espesador, por gravedad, son tanques circulares con una sección central más profunda que actúa como espesador gravitacional. Los mecanismos de espesamiento por gravedad pueden incluir estacas (figura 3.6) para ayudar a desprender el agua del lodo y son más pesados que los usados en sedimentadores primarios. También se utilizan desnatadores para remover espuma y material flotante. Para prevenir problemas de limpieza de la tubería de lodos, porque las pérdidas de energía son altas se debe proveer una longitud de succión de lodos lo más corta posible, velocidades de flujo de 1 a 2 m/s y, si es el caso, se deben diseñar dos tuberías de extracción de lodos. El tipo de barredoras de Iodos varía de un fabricante a otro; tienen el propósito de prevenir la acumulación de sólidos gruesos y de lodo parcialmente desaguado sobre el fondo del espesador, aunque en muchas aplicaciones de espesamiento de lodos la mayor parte de los sólidos alcanza la tolva de descarga sin ayuda significativa del sistema de barrido. El mecanismo de barrido de lodos debe tener un momento de torsión suficiente para vencer la resistencia viscosa del lodo y las cargas acumuladas sobre las cuchillas. Para una vida útil prolongada, debe operar normalmente con un momento de torsión del 10% del momento de torsión máximo nominal. En espesadores, la velocidad periférica de la barredora de lodos se mantiene entre 0,08 y 0,10 m/s. [Escribir texto] Página 93

95 3.7.2 Espesamiento por flotación Este método, conocido en Estados Unidos desde 1930, se aplica a los Iodos gelatinosos como los lodos activados y a lodos livianos de filtros percoladores. Para lodos primarios y lodos combinados se prefiere espesamiento por gravedad. El diagrama de una unidad de flotación de lodos se ilustra en la figura 3.8. El espesamiento por flotación con aire disuelto (FAD)es una separación de sólidos del líquido mediante la introducción de burbujas finas de aire dentro de la fase líquida. Las burbujas se adhieren a los sólidos y el empuje combinado del gas y el sólido hacen que suban a la superficie del líquido donde son removidos. En el sistema de FAD más usado para espesamiento de lodos (figura 3.8) se hace una presurización de una porción del subnatante del tanque de flotación y se mezcla con los lodos afluentes antes de su entrar en la unidadde flotación. El caudal recirculado puede ser hasta el 100% del afluente y presurizado entre 280 y 480 kn/m 2 (40-70 psi). El aire se introduce al tanque de saturación y se disuelve en el caudal recirculado. Entre 40 y 90% del oxígeno y nitrógeno del aire que entra en el tanque se disuelve en el líquido dentro del Tanque de disolución. La válvula liberadora de presión controla la pérdida de presión y distribuye el caudal a medida que el aire se desprende de la solución. El sistema FAD puede incluir como equipo adicional equipo de dosificación de compuestos químicos para acondicionamiento del lodo y diferentes elementos de control. El tanque de presurización puede estar equipado con estructuras internas como bandejas, empaques o toberas diseñadas para crear superficies de transferencia que mejoren la disolución del aire en el líquido, La tubería de recirculación se calcula, para producir una velocidad de flujo de 2 a 3 m/s y se fabrica generalmente en acero al carbón calibre 40 a 80. [Escribir texto] Página 94

96 Fig Esquema de un espesador con aire disuelto. El rendimiento de un sistema de flotación de lodos FAD depende del tipo y características del lodo aplicado. La aplicación principal del sistema de FAD consiste en espesar lodos del proceso de Iodos activados, siendo factores de gran influencia el IVL, la carga de sólidos, la relación aire/sólidos (A/S) y la aplicación de polímeros para acondicionamiento. Un proceso FAD operado adecuadamente produce un lodo flotado con 3 a 6% de SST, 4% en promedio, para un lodo biológico aplicado con IVL menor de 125 ml/g. El índice volumétrico de lodos (IVL) es una de las características físico-químicas que afectan el rendimiento del flotador. El IVL debe ser menor de 200 ml/g si se desea obtener una concentración de SST en el lodo flotado del 4% con dosis típicas de polímero. Los tanques de espesamiento por flotación se diseñan generalmente para cargas hidráulicas superficiales, suma del caudal afluente más el caudal recirculado dividida por el área de flotación, de 30 a 120 m/d. Cargas hidráulicas mayores deterioran la concentración de sólidos del lodo flotante al interferir con la formación de un manto de lodo estable flotado. [Escribir texto] Página 95

97 La carga de sólidos, cociente entre el flujo de sólidos aplicados y el área de flotación, para espesadores por flotación, es de 14 a 57 kg/m 2.h; generalmente es menor de 23 kg/m 2 h para diseño sin aplicación de polímero y de 28 a 42 kg/m 2 h para diseño con aplicación de polímero. La concentración de sólidos, en el lodo aplicado, afecta la flotación de dos maneras diferentes; por una parte, influye sobre las características de flotación del lodo al incidir sobre su velocidad de ascenso y, por otra, altera la relación aire/sólidos. La relación aire/sólidos, cociente entre la masa de aire disponible para flotación y los sólidos del afluente, es el factor de mayor importancia en operaciones de flotación. Para cada afluente existe una relación óptima aire/ sólidos (A/S), generalmente del 2 al 4%, El lodo flotado, producido durante el proceso de flotación, lo debe remover el desnatadora el cual es, generalmente, de velocidad variable. El equipo se opera para maximizar el tiempo de drenaje del material flotado, para remover sólo la porción más seca del lodo flotado e impedir que el manto de Iodo se expanda y pueda salir del sistema con el sobrenadante. En general, una profundidad de lodo flotante de 0,3 a 0,6 m es suficiente para maximizar su contenido de sólidos. El uso de polímeros, en dosis típicas de 2 a 5 g de polímero seco por kilogramo de sólidos secos dosificados, 2 a 5 kg/mg, puede mejorar el rendimiento de un sistema de flotación FAD, especialmente cuando se usan cargas altas hidráulicas y de sólidos, o lodos afluentes de IVL alto. Los espesadores por flotación se construyen en forma rectangular o circular, de 9 a 170 m 2 de área con relaciones longitud/ancho de 3/1 a 4/1 o de 30 a 130 m 2, con diámetro de 6 a 13 m. Las unidades circulares son preferidas en plantas pequeñas y medianas, y las rectangulares en plantas donde la disponibilidad de terreno es escasa. La barredora de lodos, de un espesador por flotación FAD, remueve los sólidos más pesados, no flotables, que se asientan en el fondo. Preferiblemente debe ser un sistema separado del desnatador, que opere sólo cuando se requiera, para evitar pérdida en la captura de sólidos, por lo regular una vez por tumo de operación. La unidad de flotación posee pantallas para paso por debajo del efluente clarificado y un vertedero de rebose para descarga al canal de salida. El vertedero controla el nivel del líquido dentro del tanque de flotación, con respecto a la caja de recolección del lodo flotante, y permite regular la capacidad y el rendimiento de la unidad de rotación. [Escribir texto] Página 96

98 3.8 Digestión Anaerobia de Lodos de Aguas Residuales El lodo producido en los procesos de tratamiento de aguas residuales está compuesto de la materia orgánica contenida en el agua residual cruda, en forma diferente, pero también susceptible de descomposición. La digestión de lodos se aplica con el propósito de producir un compuesto final más estable y eliminar cualquier microorganismo patógeno presente en el Iodo crudo. La digestión anaerobia se usa principalmente para estabilizar lodos primarios y secundarios. El primario es un lodo digerible con fuerte olor fecal. La reducción de sólidos volátiles es el criterio usado para medir el rendimiento de los procesos de digestión de lodos. El resultado de la digestión es reducir el contenido volátil a cerca del 50% y los sólidos a aproximadamente un 70% de los valores originales. Los sólidos orgánicos remanentes son de naturaleza homogénea, relativamente estables, con olor a alquitrán; sin embargo, la deshidratación del lodo digerido es difícil. El proceso convencional de digestión anaerobia se efectúa en dos etapas: la primera, con calentamiento y mezcla, produce la mayor cantidad de gas y la segunda es una etapa de asentamiento tranquilo usada para el almacenamiento, espesamiento del lodo digerido y la formación de un sobrenadante claro. El sobrenadante, rico en material orgánico soluble (DBO hasta mg/l), se recircula para tratamiento aerobio en la planta y el lodo digerido es extraído para secado y disposición final. Lo ideal sería que el proceso fuera continuo y proveyera dispersión completa e inmediata de los compuestos en el digestor, dando oportunidad de contacto óptimo entre el lodo y los microorganismos. ' La digestión anaerobia de lodos también se practica en digestores convencionales de una sola etapa, siendo similar el proceso, pero efectuándose todo dentro de un solo tanque, como se indica en la figura 3.9. El proceso de digestión anaerobia de tasa baja es el más antiguo, también conocido como convencional o de tasa estándar. En estos digestores, el lodo se dosifica intermitentemente al digestor, sin mezcla y sin calentamiento. En el digestor de tasa baja ocurrirá una estratificación de cuatro zonas: capa de espuma, capa de sobrenadante, capa de sólidos en digestión activa y capa de sólidos digeridos e inertes. El sobrenadante y el lodo digerido se extraen periódicamente. Debido a la estratificación y ala carencia de mezcla, solo un 50% del volumen total del digestor es usado efectivamente, por ello el proceso de tasa baja se usa en especial en plantas pequeñas. En los sistemas de dosificación discontinua el Iodo se agrega generalmente una vez al día. Como las bacterias productoras de ácidos e hidrógeno crecen más rápido que las bacterias que utilizan ácido e hidrógeno, la dosificación intermitente conduce a incrementos súbitos de producción de ácido e hidrógeno que pueden ocasionar disminuciones de ph si no existe suficiente alcalinidad; por ello se recomienda una dosificación continúa. [Escribir texto] Página 97

99 En un digestor de tasa alta, todas las reacciones del proceso de conversión anaerobia de residuos orgánicos ocurren simultáneamente en el mismo tanque. En condiciones de estado permanente la operación debe estar equilibrada para que no exista acumulación de productos intermedios, lo que depende de muchos factores como la composición del lodo, la concentración, el ph, la temperatura y la mezcla; sin embargo, generalmente se supone que la tasa de reacción global del proceso está controlada por la tasa de conversión de ácidos volátiles en metano y CO 2. Las fallas de un digestor anaerobio ocurren cuando se desequilibra, el mecanismo de reacción anaerobia y se acumulan ácidos volátiles. La concentración de ácidos volátiles, ácidos grasos con seis o menos átomos de carbono, de olor picante, solubles en agua y destilables como vapor a presión atmosférica, es un parámetro muy importante en el control de la operación del digestor. La relación ácidos volátiles/alcalinidad y el valor del ph permiten evaluar dificultades de operación. Las condiciones óptimas para fermentación del metano se resumen en la tabla 3.5. Tabla 3.5 Condiciones ambientales para fermentación del metano. [Escribir texto] Página 98

100 Fig 3.9 Sistema de digestión anaerobia. [Escribir texto] Página 99

101 El volumen de un digestor anaerobio debe ser suficiente para que exista un tiempo de residencia del lodo adecuado para obtener una destrucción significativa de sólidos volátiles. La edad de Lodos, o tiempo de retención de lodos (θc) en el digestor, se define por la ecuación = kg de sólidos en el digestor kg de sólidos removidos d ó 3.12 El tiempo de retención hidráulico (θ) del digestor se define por la siguiente ecuación: = volumen útil! "" # " " $!%"&" ó 3.13 En los digestores sin recirculación, los tiempos de retención hidráulicos y de retención de lodos son iguales. En la figura 3.10 se ilustra la influencia del tiempo de retención de lodos sobre la producción de metano y sobre la reducción de proteínas, carbohidratos, lípidos y sólidos volátiles. La temperatura determina la tasa de digestión y establece el mínimo requerido para lograr una destrucción específica de sólidos volátiles. La mayor parte de los digestores anaerobios de lodos operan en el rango mesofílico de los 35ºC, aunque también se operan en el rango termofílico de los 55ºC. Sin embargo, es más importante asegurar una temperatura lo más constante posible para prevenir variaciones de temperatura mayores de 1ºC/d que afectan seriamente a organismos tan sensibles como las bacterias metanogénicas. Al proceso de digestión de lodos termofílico se le han atribuido las siguientes ventajas: una tasa más alta de destrucción de materia orgánica, mejores características de secado del lodo digerido y mayor mortalidad de patógenos; y como desventajas: mayor consumo de energía, deterioro en la calidad del sobrenadante, menor estabilidad del proceso. En general con valores prolongados de, la eficiencia del proceso es esencialmente independiente de la temperatura, en el intervalo de los 20 a 35 C. Por otra parte, O'Rourke ha demostrado que a 15 C, la fracción lípída (ácidos grasos) no se descompone, aun a valores de c = 60 d. El ph óptimo de las bacterias del metano oscila entre 6,8 y 7,2; la formación de ácidos tiende a bajar el ph, pero la fermentación de metano produce alcalinidad, en la forma de amoníaco que actúa como buffer de la acidez. [Escribir texto] Página 100

102 Fig Efecto de la edad de lodos sobre la descomposición de residuos y sobre la producción de metano en lodo primario a 35ºC. [Escribir texto] Página 101

103 3.8.1 Diseño El parámetro de diseño ha sido c, con valores típicos entre 30 y 60 días para digestores de tasa baja y de 10 a 20 días para digestores de tasa alta. En digestores de tasa baja para lodos crudos, c puede ser hasta de 90 d. Las cargas de sólidos volátiles de diseño oscilan entre 0,5 y 1,6 kg SV/m 3 d en digestores de tasa baja y entre 1,6 y 4,8 kg SV/m 3 d en digestores de tasa alta, aunque con un límite superior de 0,4 kg SV/m 3 d para prevenir problemas de mezcla y de acumulación de sustancias toxicas como el amoniaco. Sin embargo, una carga de sólidos baja no es deseable porque limita la producción de gas y hace costosa la operación del digestor si el gas no alcanza a producir la energía para mantener constante la temperatura del digestor Producción de gas La producción de gas oscila entre 0,75 y 1,1 m 3 por kilogramo de SV destruido, medida a 20ºC y 1 atm. El gas del digestor contiene 55 a 75% de metano, 25 a 45% de CO 2, 0,01 a 1% de H 2 S, 2 a 6% de nitrógeno y 0,1 a 2% de hidrógeno. El metano y el hidrógeno determinan el poder calorífico del gas, el CO 2 representa el carbono estabilizado y el H 2 S determina la corrosividad y el olor potencial del gas. El poder calorífico del gas; es de kj/m 3 para una concentración de metano del 60%. El metano es explosivo en concentraciones del 5 al 20% del volumen en aire. La producción de gas en plantas de tratamiento primario de aguas residuales domésticas es del orden de 15 a 22 L/c.d y de 28 L/c.d en plantas de tratamiento secundario Reducción de sólidos volátiles Los Iodos primarios, por su mayor contenido de sólidos volátiles, permiten remociones mayores de sólidos volátiles que los lodos secundarios. La figura 3.11 permite visualizar el efecto de la edad de lodos y del contenido inicial de sólidos volátiles del lodo primario sobre su destrucción. También es común combinar lodos primarios con secundarios para su digestión; el efecto del incremento en la concentración de sólidos del lodo activado, al mezclarlo con Iodo primario, se muestra en la figura [Escribir texto] Página 102

104 Fig Efecto del tiempo de retención y del contenido inicial de sólidos volátiles sobre la eficiencia del digestor anaerobio. [Escribir texto] Página 103

105 Fig Efecto del tipo de lodo sobre la digestión anaerobia. La DQO del afluente es igual a 10 g/l en los tres casos. [Escribir texto] Página 104

106 3.8.4 Diseño con base en la edad del lodo La cantidad de metano se puede calcular por la ecuación 3.14: ' ()* = 0,35../. 01" , ó 3.14 Donde; ' ()* = volumen de metano producido en condiciones normales, 0ºC, 1 atm, m 3 /d. 0,35 = cantidad teórica de metano producida en la conversión completa de un kilogramo de DBOU a metano y dióxido de carbono, m3 CH4/kg DBOU. Q = caudal, m 3 /d. 1"= DBOU del afluente, mg/l. 1= DBOU del efluente, mg/l. 78= masa de tejido celular producida por día, kg/d. La reducción típica de sólidos volátiles en un digestor anaerobio de lodos mezclados (primarios más secundarios) oscila entre 45 y 60%. La masa de tejido celular sintetizado diariamente en el digestor se puede calcular por la ecuación 3.15: Donde; 78 = :. 01" 13. / 1 + <. ó 3.15 Y = coeficiente de producción kg/kg. kd = constante de respiración endógena, d -1. θc = edad de lodos, d. Se incluyen en las siguientes dos tablas valores típicos de θc, Y, kd. Tabla 3.6 Edad de lodos para diseño de digestores anaerobios de mezcla completa. [Escribir texto] Página 105

107 Tabla 3.7 Coeficientes cinéticos para digestión anaerobia a 20ºC Configuración Los digestores anaerobios son generalmente tanques cilíndricos o rectangulares. Los tanques cilíndricos tienen una relación profundidad/diámetro de 0,3 a 0,7 para facilitar la mezcla, fondo cónico con pendientes 1/6 a 1/4 y bocas de extracción de lodos por el centro del cono y uno o más puntos intermedios entre el fondo del digestor y el nivel máximo del agua en el digestor. Se recomienda, además, dejar un espacio libre adicional de 0,9 a 1,5 m de longitud para acumulación de espuma y como borde libre. El cono del fondo no se incluye en el cálculo del volumen útil del digestor para permitir acumulación de arena y material no biodegradable. Recientemente se ha promovido el uso de digestores en forma de huevo para optimizar la mezcla y reducir la acumulación de espuma y arena. (Fig.3.13) Mezcla Los estándares típicos para diseño de los diferentes sistemas de mezcla empleados en digestores anaerobios de tasa alta (sistemas de inyección de gas no confinado, sistemas de inyección de gas confinado, sistemas de agitación mecánica y sistemas de bombeo mecánico) se incluyen en la siguiente tabla. Tabla 3.8 Estándares de diseño para sistemas de mezcla de digestores anaerobios. [Escribir texto] Página 106

108 Fig Digestores anaerobios [Escribir texto] Página 107

109 3.9 Digestión Aerobia de Lodos de Aguas Residuales. La digestión aerobia de lodos de aguas residuales es el método más usado en plantas con caudales menores de m 3 /d, 220 L/s para estabilizar su componente orgánico. En plantas grandes no es el método preferido por los altos costos de operación del equipo de aireación. El proceso de digestión aerobia permite reducir la concentración de SV en un 35 a 50%; las normas de la USEPA requieren reducciones de SV del 38% para satisfacer el objetivo de reducción de la atracción de vectores. Tradicionalmente, la edad de lodos ha sido el estándar básico de diseño. El proceso de digestión aerobia de lodos es semejante al proceso de lodos activados, el residuo orgánico introducido al digestor es sometido a la misma conversión representada por las ecuaciones 3.15, 3.16 y Ecuaciones 3.15, 3.16 y 3.17 respectivamente. De la ecuación 3.16 se deduce que si toda la biomasa es oxidada, la DBOU de las células es igual a 1,42 veces la concentración de células, y si se incluye la nitrificación la DBO totales igual a 1,98 veces la concentración de células. En la realidad sólo un 75 a 80% de la biomasa es oxidable, pues el resto no es biodegradable. En la ecuación 3.17 se indica que cuando hay nitrificación el ph puede disminuir si no se presenta suficiente alcalinidad. En teoría se requieren 7,1 kg de alcalinidad por kg de amoníaco oxidado. En el digestor aerobio de lodos de aguas residuales habrá tanto oxidación directa de la materia orgánica como respiración endógena de la biomasa o tejido celular. Los digestores aerobios pueden ser rectangulares o circulares, con pendiente en el fondo de 1/12 a 1/4 para facilitar la remoción del lodo, profundidad entre 3 y 7,5 m y borde libre de 0,45 a 1,2 m. En la figura 3.14 se muestra un digestor aerobio típico. El sistema de aireación puede ser de aire difuso, turbinas mecánicas sumergidas, aireadores de chorro o sistemas combinados. [Escribir texto] Página 108

110 Los difusores se colocan normalmente cerca del fondo del tanque, a lo largo de una de sus paredes o sobre el fondo del mismo. Para asegurar una mezcla adecuada se requieren usualmente tasas de aireación de 0,33 a 0,67 L/m 3 s un volumen de digestor aerobio de 90 L/cd y un suministro de aire de 30 m 3 /m 3 do de 3,3 m 3 /cd. El equipo de aireación mecánico puede ser flotante o montado sobre pontones, de alta o de baja velocidad. Ventajas del proceso de digestión aerobia de lodos Para plantas de menos de 220 L/s tiene un costo de capital inferior al del proceso anaerobio. Es más fácil de operar que el proceso anaerobio. No genera malos olores. Produce un sobrenadante de DBO, SS y NH 3 bajo. Reduce el contenido de grasas y aceites en el lodo. Reduce bastante el contenido de patógenos. [Escribir texto] Página 109

111 Fig Digestor aerobio circular típico En el diseño de digestores aerobios hay que tener en cuenta factores como la temperatura, la reducción de sólidos, el tiempo de retención hidráulico, los requerimientos de energía y de mezcla. Los estándares típicos de diseño se incluyen en la siguiente tabla. [Escribir texto] Página 110

112 Tabla 3.9 Criterios de diseño para digestores aerobios. La digestión aerobia de la materia orgánica de los lodos se puede cuantificar por las ecuaciones: = > =?. = ó 3.18 ln0 = 3 =?. > ó 3.19 =" Donde; X = concentración de SV para el tiempo t, mg/l Kd = constante de destrucción de sólidos volátiles, d -1 t = tiempo de retención o edad de lodos del digestor aerobio, d Xo = concentración inicial de SV, mg/l El valor de Kd es función del tipo de lodo, de la temperatura y de la concentración de sólidos. Valores representativos, para lodos de plantas de lodos activados, oscilan entre 0,05d -1 a 15ºC y 0,14d -1 a 25ºC. [Escribir texto] Página 111

113 La destrucción de sólidos es función directa de la temperatura y de la edad de lodos, como se observa en la siguiente figura. Fig Reducción de sólidos volátiles en un digestor aerobio en función de la temperatura del líquido y de la edad de lodos Volumen del digestor aerobio El volumen del digestor aerobio se puede calcular por la ecuación 3.20, en sistemas en que no ocurra una nitrificación apreciable. ' = /. 0=" + :. 1"3 =.?. 7& ó 3.20 Donde; V = Volumen del digestor aerobio, m 3 Q = Caudal afluente al digestor, m 3 /d Xo = SS del afluente, mg/l Y = fracción decimal de DBG afluente correspondiente al aporte de lodo primario crudo [Escribir texto] Página 112

114 So = DBO del afluente, mg/l X = SS del digestor aerobio, mg/l Kd = constante de reacción, d -1 Pv = fracción decimal de SSV del digestor θc = edad de lodos, d. El valor de la edad de lodos para una reducción específica de sólidos volátiles a una temperatura determinada se puede obtener de la figura El término Y.So se desprecia cuando no hay aporte de lodo primario al digestor aerobio Estabilización con Cal La adición de cal para estabilización de lodos es un proceso sencillo que permite eliminar olores y patógenos mediante la creación de un ph igual a 12,0 durante más de dos horas. Cuando se agrega cal, los microorganismos que producen los gases olorosos de la descomposición anaerobia son destruidos o inactivados, así como los patógenos. La agregación de cal también mejora las características de secado y sedimentación del lodo, reduce el poder fertilizante del lodo estabilizado en comparación con el lodo digerido anaerobiamente y aumenta su alcalinidad. El criterio recomendado para la dosificación es el siguiente: Tratar el lodo en forma líquida. Dosificar suficiente cal para elevar el ph del lodo a 12,5 y mantenerlo así durante 30 minutos para asegurar un ph >12 durante doce horas y una alcalinidad residual que no permita que el ph caiga a menos de 11 durante varios días. En ciertos estudios realizados sobre la dosificación requerida de cal para mantener el ph del lodo sobre 12,0 durante 30 minutos se indica que la dosis depende del tipo de lodo y de su concentración de sólidos Acondicionamiento de Lodos El acondicionamiento de lodos es necesario para obtener un lodo espesado o desaguado de buena concentración de sólidos, cuando se usan procesos mecánicos de espesamiento o secado. Los principales métodos de acondicionamiento de lodos incluyen: Acondicionamiento con compuestos químicos orgánicos Acondicionamiento con compuestos químicos inorgánicos [Escribir texto] Página 113

115 Acondicionamiento con compuestos químicos orgánicos e inorgánicos Acondicionamiento físico térmico Acondicionamiento por elutriación Acondicionamiento con permanganato de potasio En general, lodos activados y lodos digeridos son acondicionados mejor con polímeros catiónicos, mientras que para lodos primarios o lodos químicos son más efectivos los polímeros aniónicos. En cada caso, el método de acondicionamiento debe ser compatible con el proceso propuesto de secado y disposición, así como el tratamiento de los caudales recirculados a la planta de tratamiento Acondicionamiento químico inorgánico Este método, el más usado de todos, se conoce en Francia desde 1740 y en Inglaterra desde Los agentes más utilizados son cal y cloruro férrico, tanto para filtración al vacío como para filtros prensa. El lodo seco es adecuado para disposición sobre suelos agrícolas o para compostaje. En menor proporción se emplean sulfato ferroso, alumbre y cloruro de aluminio. En la tabla 3.10 se incluyen dosis típicas de acondicionamiento paracloruro férrico y cal. En general la relación de cal a cloruro férrico es de 3 a 1 y varía entre 2/1 y 4/1. Con un lodo acondicionado apropiadamente un filtro al vacío produce entre 430 y 780 kg/m 2 d. Para obtener buen secado el lodo debe estar acondicionado para una resistencia específica entre 0,1 y 1,0 Tm/kg y en el ensayo con embudo Buchner el tiempo para rotura del vacío, usando 200 ml de lodo, debe ser menor de100s. Esto significa que sí en un ensayo rápido, con embudo de Buchner, 200 ml de lodo desaguan en 100s, el lodo debe ser filtrable; obviamente, valores inferiores a 100 s indican que el Iodo desagua mejor. Tabla 3.10 Dosis típicas de acondicionamiento de lodos de aguas residuales municipales para secado en filtros al vacío. [Escribir texto] Página 114

116 Acondicionamiento químico orgánico El acondicionamiento con polímeros orgánicos, compuestos de cadenas largas de monómeros, moléculas solubles en agua, amónicos, no iónicos o catiónicos, es un proceso complejo de desestabiliiación de partículas mediante neutralización de carga y floculación. Las dosis de polímeros son muy inferiores a las de acondicionantes metálicos inorgánicos, en general de 5 a 15 g/kg de sólidos secos. Los polímeros de bajo peso molecular, a , se describen generalmente como coagulantes primarios, son solubles en agua, se adquieren en concentraciones del 30 al 50% y son útiles en clarificación de aguas. Los polielectrolitos de peso molecular intermedio, a varios millones, se consiguen en solución, secos o en emulsión; su solución se limita a concentraciones del 10% para aplicación en acondicionamiento de lodos biológicos de concentración alta. Finalmente los polielectrolitos de alto peso molecular, entre 2 x 10 6 y más de 12 x 10 6 se consiguen en soluciones viscosas, emulsiones látex o secos; su solución se limita a concentraciones de 0,5 a 2% y se usan en procesos FAD para lodos biológicos. En general, a mayor peso molecular el polielectrolito tiene un rango más amplio de aplicabilidad y efectividad. En la tabla 3.11 se incluyen dosis típicas de polielectrolitos para diferentes lodos. Tabla 3.11 Dosis de polímeros para diferentes lodos. En la dosificación de polímeros, la mezcla es de importancia fundamental; debe ser intensa, para dispersar apropiadamente el polímero viscoso, e inmediata para que la neutralización de carga sea completa antes de empezar la floculación. Si se usan polímeros aniónicos y catiónicos simultáneamente, el amónico se puede agregar primero que el catiónico; pero, en general, se usan sobre todo los catiónicos. Un esquema típico de dosificación de polímero seco se muestra en la figura siguiente. [Escribir texto] Página 115

117 Fig Esquema de un sistema típico de dosificación de un polímero seco. [Escribir texto] Página 116

118 Acondicionamiento térmico El tratamiento de lodos con calor es un proceso de estabilización y acondicionamiento que supone calentar el lodo a presión durante un período apropiado. La temperatura requerida para el proceso es de 176 a 260ºC, durante15a 30 minutos, a presiones de diseño de 3,4 MPa con aire o de 2,4 MPa sin aire. Su uso es limitado por su costo. Existen diferentes procesos de tratamiento térmico de lodos, pero el más usado es el Zimpro. El Iodo acondicionado térmicamente puede secarse mediante filtración al vacío, centrifugación, filtros prensa de correa o lechos de secado. El proceso permite obtener un lodo concentrado, esterilizado, fácil de desaguar porque tiene una resistencia específica de filtración entre 2 x y 4 x m/kg y porque permite reducir la cantidad de lodo disponible al hacer factible la obtención de tortas con mayor concentración de sólidos Secado de Lodos El proceso de secado de lodos se refiere generalmente a los sistemas de desaguado de lodos que buscan reducir el contenido del agua del lodo a menos de un 85%. En la selección del método de secado de un lodo hay que tener en cuenta la naturaleza del lodo, los procesos subsecuentes de tratamiento y el método de disposición final. Los objetivos del secado de lodos son, principalmente, los siguientes: Reducir los costos de transporte del lodo al sitio de disposición. Facilitar el manejo del lodo. Un lodo seco permite su manejo con cargadores, garlanchas, carretillas, etc. Aumentar el valor calórico del lodo para facilitar su incineración. Minimizar la producción de lixiviados al disponer el lodo en un relleno sanitario. En general, reducir la humedad para disminuir el volumen de lodo, facilitar su manejo y hacer más económico su tratamiento posterior y su disposición final. La facilidad con que un lodo seca varía ampliamente, pues la magnitud del secado es función de la forma como se encuentra el agua. El agua se halla en diferentes formas, con propiedades distintas que influyen en el grado de secado que se puede obtener. En general se considera que el agua en los lodos existe en cuatro formas diferentes: agua libre, agua intersticial, agua vecinal y agua de hidratación. [Escribir texto] Página 117

119 El agua libre es el agua no asociada al lodo ni influida por sus partículas suspendidas. El agua intersticial se encuentra entre las cavidades e intersticios de los flocs y de los organismos; puede convertirse en agua libre si el floc se destruye o si se elimina el confinamiento físico. El agua vecinal es la formada por capas de moléculas fuertemente adheridas a la superficie de las partículas por enlaces de hidrógeno, no tiene libertad de movimiento y permanece adherida a las superficies. El agua de hidratación es la asociada químicamente a las partículas y solo se puede remover con energía térmica. En el secado de lodos el agua fácil de remover, es decir, el agua libre, se elimina por drenaje, espesamiento o secado mecánico. El agua intersticial se puede remover destruyendo o comprimiendo el floc mediante energía mecánica como la de los filtros al vacío, filtros prensa y centrífugas. Sin embargo, el agua vecinal no puede removerse mecánicamente y constituye una de las fracciones de mayor importancia en el límite obtenible de secado de lodos Filtración al vacío La filtración puede definirse como la remoción de sólidos de una suspensión al pasarla a través de un medio poroso que retiene los sólidos. En la figura 3.17 se representa esquemáticamente un sistema de filtración. Fig Esquema de un sistema de filtración. En Ia filtración al vacío la caída de presión se provee creando un vacío sobre un lado del medio poroso. [Escribir texto] Página 118

120 El filtro al vacío consiste básicamente en un tambor cilíndrico que rota, parcialmente sumergido, en una cubeta de lodo acondicionado. Entre 10 y 40% de la superficie del tambor está sumergida en la cubeta y se denomina zona de filtración o zona de formación de torta. El vacío aplicado a la sección sumergida del tambor hace que el filtrado pase a través del medio y se forme la torta sobre el medio. A medida que el tambor rota cada sección pasa por la zona de secado, la cual también está al vacío. La zona de secado la constituye un 40 a 60% de la superficie del tambor. En la zona final del ciclo del filtro -de descarga-, una válvula expone la superficie del tambor a presión atmosférica y la torta es separada del medio poroso del filtro y conducida al sitio pertinente (figuras 3.18 y 3.19). Para maximizar el secado Hay que asegurar que las zonas al vacío sean máximas y, por tanto, minimizar la zona de descarga. Existen básicamente dos tipos de medio filtrante en los filtros al vacío: los de tela de fibra natural o sintética y los de resorte espiral (figuras 3.20 y 3.21). En los Estados Unidos los filtros al vacío son el método mecánico más usado para secar lodos en plantas de tratamiento de aguas residuales. Sin embargo, en los últimos años su uso ha declinado por su alto costo de operación y mantenimiento; en general los filtros al vacío, con alimentación de lodos con 2,5 a 15% de sólidos, acondicionados químicamente, permiten obtener tortas con 13 y 45% de sólidos. Las producciones oscilan entre 5 a 50 kg de sólidos secos/m 2.h. En la tabla 3.12 se incluyen producciones típicas de filtros al vacío, en tanto que en la figura 3.22 se muestra un proceso de filtración al vacío. Fig Zonas de operación de un filtro rotatorio al vacío [Escribir texto] Página 119

121 Fig Esquema de un filtro al vacío. [Escribir texto] Página 120

122 Fig Vista en corte de un filtro al vacío rotatorio tipo correa de tela Fig Vista en corte de un filtro al vacío tipo correa de resorte espiral [Escribir texto] Página 121

123 Fig Proceso de filtración al vacío Tabla 3.12 Producciones típicas de filtros al vacío Centrifugación El secado por centrifugación es un proceso en el cual se aplica la fuerza centrífuga al lodo para separar la fracción sólida de la fracción líquida. La centrífuga separa el lodo en una pasta desaguada y en un centrato clarificado con base en la diferencia de densidad existente entre los sólidos y el líquido circundante. La centrífuga utiliza el mismo principio de la separación por gravedad en un sedimentador, pero con fuerza centrífuga de 500 a 3.000veces la fuerza de gravedad. En la actualidad la centrífuga usada para secado de lodos es la de tazón sólido o de camisa maciza. [Escribir texto] Página 122

124 Existen dos tipos exitosos de centrífugas de tazón sólido (figura 3.23): la de flujo a contracorriente y la de flujo concurrente. En la centrífuga de flujo concurrente, la fase sólida viaja en una trayectoria paralela a la de la fase líquida. Mediante conductos se remueve el líquido y se descarga sobre vertederos. En la centrífuga a contracorriente el lodo entra por la unión de la sección cónica cilíndrica; los sólidos viajan hasta el extremo cónico de la máquina y el líquido lo hace en dirección opuesta. Una centrífuga para 760 a L/min de lodo ocupa un área aproximada de 40 m 2. La dosis de polímero para acondicionamiento del lodo varía entre 1 y 7,5 g/kg de sólidos. Fig Esquema de las centrífugas de tazón sólido. [Escribir texto] Página 123

125 Filtro de presión de correa Los filtros de presión de correa (o banda) son equipos que emplean generalmente una correa doble para desaguar continuamente lodos mediante una combinación de drenaje por gravedad y de compresión. El proceso incluye básicamente tres etapas operacionales: acondicionamiento químico del lodo, desaguado por gravedad hasta una consistencia no fluida y compactación del lodo en una zona de corte y presión (figura 3.24). Un buen acondicionamiento químico es importante para un rendimiento apropiado del filtro. Los lodos floculados químicamente ingresan en la zona de drenaje por gravedad. Esta zona posee una correa porosa continua, de gran área superficial, a través de la cual ocurre el drenaje por gravedad. El filtrado de la zona por gravedad se recoge y envía al sistema de drenaje, al tiempo que el lodo espesado abandona la zona por gravedad e ingresa en la zona de compresión para desagüe adicional mediante prensado entre las dos correas porosas. El incremento de presión se inicia en la zona de cuña y aumenta a medida que el lodo pasa hacia la zona de presión. La tensión sobre las correas desarrolla una acción de prensado sobre la torta, y a medida que disminuye el diámetro de los rodillos se incrementa la presión. Finalmente, la torta se remueve de las correas por cuchillas doctor. El rendimiento de un filtro de correa es muy variable y difícil de predecir, pues es función del método de acondicionamiento del lodo, de la presión desarrollada, de la configuración del filtro, de la velocidad de la correa y de la tasa y tipo de aplicación del lodo. En general el filtro de correa es capaz de producir tortas con 18 a 25% de sólidos para lodos primarios combinados con lodos secundarios. Los filtros prensa de correa tienen aplicación económica en plantas de tratamiento de aguas residuales de capacidad mayor de 175 L/s. El criterio principal para diseño de un filtro prensa de correa es su capacidad de manejo o producción, que generalmente es de 3 a 4 L/ms. El suministro de agua es presurizado a 700kPa y en caudales de un 50 a 100% del caudal de lodo aplicado. La tubería de alimentación de lodos se diseña para velocidades de 1 m/s. La mayor parte de los filtros prensa de correa se consiguen en anchos de correa de 0,5 a 3,5 m, en diferentes materiales. [Escribir texto] Página 124

126 Figura 3.24 Esquema de un filtro prensa de correa.. [Escribir texto] Página 125

127 Filtros Prensa de Placa Los filtros prensa de placas se utilizan cuando se necesita un contenido de sólidos en la torta superior al 35%. Son costosos y requieren lodo bien acondicionado o materiales de recubrimiento. Los filtros prensa de cámara hueca se separan en cochada. Los sólidos se bombean al filtro prensa, a presiones entre 700 y 2.100kPa, forzando el líquido a través de un medio filtrante y dejando una torta de sólidos atrapada entre las telas de filtración que cubren las placas huecas. El filtrado drena por medio de conductos internos y se descarga por el extremo de la prensa. Al final las placas se operan y la torta cae por gravedad. En la operación de filtros prensa de placas se debe asegurar una dosificación adecuada de coagulante o polímero, limpieza apropiada del medio filtrante mediante agua a presión alta, y ácido y facilidad para recubrir las cámaras con materiales porosos que faciliten la filtración de los sólidos y el desprendimiento de la torta desde la tela filtrante. El filtro prensa de placas huecas de volumen fijo consiste en una serie de placas sostenidas rígidamente en una estructura para asegurar su alineamiento y su prensado entre un extremo fijo y uno movible por un mecanismo hidráulico o electromecánico (figura 3.25). El filtro prensa de volumen variable incorpora una membrana flexible a través de la cara de la placa hueca. La cámara se llena con lodo y la membrana se presunta, a kpa, con aire o con agua comprimidas permitiendo comprimir la torta dentro de la cámara hueca. Gracias a la compresión se acelera el drenaje y se acorta el período requerido para desagüe. El filtro prensa de volumen variable tiene menor capacidad volumétrica que el de volumen fijo, las tortas son mucho más delgadas y el proceso es automático. [Escribir texto] Página 126

128 Fig Filtros prensa de placas de volumen fijo [Escribir texto] Página 127

129 Lechos de secado de arena Los lechos de secado de arena constituyen uno de los métodos más antiguos para reducir el contenido de humedad de los lodos en forma natural. Posiblemente es el método más usado en plantas pequeñas, de menos de 100 L/s, para secado de lodos, durante los últimos cien años. En la tabla 3.13 se enumeran algunas de las ventajas y desventajas de los lechos de secado de arena. Tabla 3.13 Ventajas y desventajas de los lechos de secado de arena. El lecho típico de arena para secado de lodos es un lecho rectangular poco profundo, con fondos porosos colocados sobre un sistema de drenaje (figura 3.26). [Escribir texto] Página 128

130 Fig Lecho típico de secado de arena El lodo se aplica sobre el lecho en capas de 20 a 30 cm y se deja secar. El desaguado se efectúa mediante drenaje de las capas inferiores y evaporación de la superficie por acción del sol y del viento. Inicialmente el agua percola a través del lodo y de la arena para ser removida por la tubería de drenaje en un período corto, de unos pocos días. Una vez formada una capa de lodo sobrenadante, el agua es removida por decantación y por evaporación. La pasta se agrieta a medida que se seca, permitiendo evaporación adicional y el escape de agua lluvia desde la superficie. Los lechos de secado de lodos son muy semejantes a filtros intermitentes de arena y tienen la ventaja de requerir poca atención en su operación. El diseño de lechos de secado de lodos está afectado por diferentes factores: clima, características del lodo, valor del terreno y pretratamiento de los lodos Compostaje de lodos El compostaje es la degradación biológica controlada de materiales orgánicos, basta formar un compuesto estable, de color oscuro, textura suelta y olor a tierra similar al humus, denominado compost. El proceso puede llevarse a cabo por vía aerobia o anaerobia. [Escribir texto] Página 129

131 El compostaje aerobio acelera el proceso de descomposición del material orgánico y permite obtener altas temperaturas, necesarias para la destrucción de patógenos, mientras que el anaerobio va siempre acompañado de malos olores que no se presentan en el primero, razón por la cual es poco común hacer compostaje anaerobio. El proceso de compostaje busca tres objetivos fundamentales: 1. La conversión biológica del material orgánico putrescible en un compuesto estable. 2. La destrucción de patógenos gracias a las altas temperaturas alcanzadas durante el proceso. 3. La reducción másica del material húmedo, a través de la remoción de agua y de sólidos totales volátiles. Existen diferentes formas de realizar compostaje aerobio de lodos, las cuales van desde métodos muy artesanales, hasta procesos que involucran tecnología de punta y, por tanto, costosos. En general, todos los métodos de compostaje incluyen las siguientes operaciones básicas: 1. Mezclado del material llenante con lodo. 2. Descomposición microbial del material orgánico (compostaje) 3. Clasificación o tamizado del material 4. Recirculación del material grueso 5. Curado del material fino 6. Almacenamiento y comercialización El compostaje requiere, para su funcionamiento óptimo, el control o seguimiento de algunas condiciones que tienen incidencia directa sobre el proceso, tales como temperatura, ph, aireación, contenido de humedad, relación carbono/nitrógeno, material llenante e inoculo. El compostaje o composteo ha sido una labor simple y tradicional practicada por agricultores y granjeros del mundo entero durante cientos de años, para mejorar las propiedades del suelo. Materiales vegetales y estiércol de animales se colocan en pilas, en espacios abiertos o dentro de fosas, con el fin de permitir la fermentación a través de la acción microbial natural, hasta cuando el compuesto está listo para aplicarlo fácilmente al suelo. El compostaje de excretas humanas mezcladas con otros residuos vegetales y estiércol se practica en China desde hace más de años y es considerado un [Escribir texto] Página 130

132 aspecto de gran importancia para el mantenimiento de la fertilidad del suelo y del soporte de la población. El compostaje se ha practicado en sistemas de reactor y en pilas. Los sistemas de reactor usan aireación forzada, algunos con mezcla mecánica para mover el lodo dentro del recipiente, en forma horizontal o vertical, según el tipo de reactor. En los sistemas de pilas con aireación forzada se mezcla el lodo con material llenante, se coloca en hileras y el aire es forzado a través de las pilas por un sistema de ventilación, sin que se haga volteo o mezcla de la pila durante el periodo de compostaje (figura 3.27). En los sistemas de pila o rimero con aireación natural el lodo se mezcla con material llenante, se coloca en pilas largas y se airea con maquinaria o manualmente mediante volteo periódico. El volteo provee oxígeno, homogeneiza la temperatura y permite la reducción de patógenos y la estabilización del material orgánico. En la figura 3.28 se incluyen diagramas básicos de flujo de procesos de compostaje. El compostaje se realiza en dos etapas metabólicas. La primera etapa, o de síntesis, convierte la materia orgánica en biomasa celular, mientras que la segunda, o de respiración endógena, obliga a los microorganismos a metabolizar su propio protoplasma sin reposición del mismo, es decir, al agotamiento exhaustivo de las reservas energéticas de los microorganismos, lo cual conduce a la formación de compuestos inorgánicos simples y estables, considerados el producto final del composteo o compost. Los microorganismos ejecutores del proceso pueden ser bacterias, hongos y acitnomices, capaces de metabolizar sustancias simples y complejas. Las bacterias son las responsables de la mayor degradación del material orgánico, inicialmente a temperaturas mesófilas, menores de 40ºC, cuando descomponen carbohidratos, azúcares y proteínas y, posteriormente, a temperaturas termofílicas, superiores a 40º'C, cuando descomponen proteínas, lípidos, grasas y celulosa. Ellas son, sin duda, las responsables de las altas temperaturas alcanzadas en el proceso. [Escribir texto] Página 131

133 [Escribir texto] Página 132

134 Fig Compostaje de lodos en pila estática aireada Fig.3.28 Diagramas de flujo de compostaje Probablemente la temperatura es el factor ambiental mis importante por su efecto sobre la viabilidad del desarrollo de los microorganismos. Éstos al consumir materia orgánica generan calor, por lo cual la descomposición es más rápida cuando la temperatura del [Escribir texto] Página 133

135 compost se encuentra entre 32 y 60 C. Por encima de65 C se obtiene una eliminación óptima de patógenos, pero se inhibe fuertemente la actividad microbial responsable del proceso. La temperatura alcanzada en un sistema de compostaje, así como el ph, son buenos indicadores del desarrollo del proceso, como se visualiza en la figura Fig Variación de la temperatura y el ph en el proceso de compostaje En la etapa mesófila, la temperatura oscila entre 20 y 40 C y el ph es menor de 6,0. En la etapa termófíla, la temperatura es superior a 32ºC y alcanza valores de 70ºC; a su vez, el ph puede ser superior a 7,0. En la tercera etapa, o etapa de enfriamiento, la temperatura desciende a aproximadamente 2Q C, el ph se acerca a 7,0 y pueden predominar los actinomices. En la última etapa, o fase de maduración, la temperatura se estabiliza alrededor de los 20ºC y el ph alrededor de 7,0, con actividad microbial lenta hasta el agotamiento del sustrato biodegradable. Para el compostaje aerobio, la aireación es un factor clave. Una aireación adecuada mantiene la aerobicidad; controla olores, temperatura, remoción de humedad, permite una tasa alta de degradación y la obtención de un compost seco y estabilizado. En el proceso de pilas aireadas por volteo, la oxigenación depende de la ventilación natural provista con mezcla mecánica o manual frecuente de las pilas. Las pilas son comúnmente de sección trapezoidal o triangular, con anchos de 4,5 m y alturas hasta de 2m (figura 3.30). La reacción aerobia provee el calor para elevar la temperatura de la pila y hacer que el aire se eleve, produciendo un efecto de chimenea y movimiento del aire dentro de la pila. La tasa de intercambio de aire depende de la porosidad del [Escribir texto] Página 134

136 material y del tamaño de la pila. Durante los primeros cinco días la pila debe voltearse por lo menos dos veces al día para mezclar bien el lodo con el llenante. Después del período inicial de cinco días, las pilas se voltean con la frecuencia requerida para mantener la concentración de oxígeno y la temperatura en los valores apropiados para el compostaje. Fig.3.30 Dimensiones típicas de pilas de compostajes [Escribir texto] Página 135

137 La humedad afecta el proceso de compostaje, En general se recomienda humedades de 50 a 60% para soportar una actividad biológica apropiada. Para una buena actividad microbial de composteo, se recomienda una relación nutricional de carbono a nitrógeno (C/N) generalmente entre 25 y 35. Los lodos orgánicos, para convertirse en compost, requieren además un acondicionamiento o un llenante como viruta o aserrín de madera, que facilita el proceso al ajustar la relación C/N y la humedad. La duración del proceso es una variable incierta, pero se reconoce que puede durar, en pilas estáticas, entre seis y doce semanas; en celdas, entre tres y seis meses, y en sistemas con aireación mecánica, 45 días (sin incluir la etapa de maduración) Incineración de Lodos Los procesos de temperatura alta se han empleado para combustión de los sólidos de aguas residuales municipales desde 1900, época en que la combustión de dichos sólidos era aplicable por su costo bajo y porque las normas de control para emisión de gases no existían. En la actualidad, estos procesos son considerados una alternativa de procesamiento de lodos cuando no hay terreno suficiente para disposición, cuando las normas ambientales son muy restrictivas o cuando se requiere destrucción de materiales tóxicos. En la tabla 3.14 se enumeran las ventajas y desventajas atribuidas a los procesos de temperatura alta. Tabla 3.14 Ventajas y Desventajas de los procesos de altas temperaturas. Los lodos procesados por incineración suelen ser lodos crudos desaguados sin estabilizar. [Escribir texto] Página 136

138 La incineración es un proceso de combustión completa. La combustión es la oxidación exotérmica rápida de los elementos combustibles. Los componentes de la incineración se muestran en la siguiente figura. Fig Elementos de la incineración. El incinerador más usado en los Estados Unidos para incineración de lodos es el horno de pisos múltiples. Dichos equipos son durables, de operación relativamente simple y pueden manejar cargas de cantidad y calidad variables. El lodo alimentado debe tener un contenido de sólidos superior al 15%, Las cargas medias de torta húmeda son de 40 kg/m 2 h de superficie de piso efectiva, pero pueden oscilar entre 25 y 75 kg/m 2 h con emisiones desde los depuradores de vía húmeda inferiores a 0,65 g/kg de lodo seco tratado. En la figura 3.32 se muestra un incinerador de horno de pisos múltiples. [Escribir texto] Página 137

139 [Escribir texto] Página 138

140 Fig Incinerador de pisos múltiples. El incinerador de lecho fluidizado es un depósito vertical cilíndrico de acero revestido con material refractario, que contiene un lecho de arena y orificios para la alimentación de aire fluidizante para la producción y mantenimiento de una combustión continua. [Escribir texto] Página 139

141 Fig Corte de un incinerador de lecho fluidizado. [Escribir texto] Página 140

142 3.15 Disposición de Lodos sobre el Suelo. La disposición de Iodos sobre el suelo es un método practicado desde hace muchos años y constituye una de las alternativas más atractivas ante la dificultad de obtener terrenos suficientes para hacer rellenos sanitarios, las objeciones ambientales para disposición sobre el mar y los costos altos de la incineración. Tomando en cuenta que los lodos de aguas residuales contienen gran cantidad de materia orgánica, nitrógeno y fósforo, se han utilizado para agricultura y cultivos paisajísticos mediante el riego del lodo sobre el suelo como acondicionador y fertilizante. Las formas de lodo usado para este propósito han sido lodo crudo, lodo desaguado, lodo incinerado, lodo seco, lodo digerido y lodo compostado. Los principales problemas y características para definir la aplicación del lodo sobre el suelo son: Contenido orgánico y de patógenos. Mezcla de patógenos, parásitos y semillas de los cultivos. Contenido de nutrientes. Dificultades de manejo debido a malos olores y a contenidos altos de humedad. Contenido de metales pesados y compuestos orgánicos tóxicos. Contaminación del suelo por metales pesados y compuestos orgánicos tóxicos. Determinación de la cantidad apropiada de aplicación del lodo. La gran ventaja de la aplicación del lodo sobre el suelo radica en la recirculación de sus nutrientes y en la recuperación de suelos fatigados y erosionados. El lodo puede aplicarse, básicamente, de cuatro maneras: 1. Sobre tierras de agricultura 2, Sobre tierras de bosques 3, Sobre terrenos alterados 4. Sobre terrenos de destinación específica En los cuatro casos, la aplicación se diseña con el objetivo de proveer tratamiento adicional del lodo mediante la acción combinada de la luz solar, los microorganismos, la actividad fisicoquímica del suelo y el consumo de nutrientes por la vegetación. En los tres primeros casos el lodo es un acondicionador y mejorador del suelo que facilita el transpone de nutrientes, aumenta la retención del agua y mejora la labranza; además, reduce el consumo de fertilizantes. En las figuras siguientes se ilustran algunos sistemas de aplicación de lodos sobre el suelo. [Escribir texto] Página 141

143 Fig Sistemas de aplicación de lodo líquido sobre el suelo [Escribir texto] Página 142

144 Fig Sistemas de aplicación de lodo desaguado sobre el suelo [Escribir texto] Página 143

145 Requisitos Las normas para disposición de lodos de aguas residuales prescriben límites para metales y compuestos orgánicos que exigen un tratamiento previo capaz de reducir las concentraciones objetables a los valores admisibles. La composición de los lodos de PTAR varía ampliamente, dependiendo de la actividad industrial y del grado de tratamiento aplicado; tal vez los constituyentes de mayor interés sean los metales tóxicos y bioacumulativos, así como los nutrientes. En la tabla 3.15 se incluyen valores típicos de caracterización de lodos. Tabla Composición típica de lodos. [Escribir texto] Página 144

146 Cuando un lodo contiene concentraciones altas de compuestos orgánicos tóxicos se le considera residuo peligroso y está sujeto a normas de disposición más restrictivas. Los principales factores de control sobre la tasa, de aplicación de lodos sobre el suelo son: La tasa de utilización de nutrientes por la vegetación El consumo potencial de compuestos tóxicos por las plantas La acumulación de sales y de metales en el suelo La utilización como alimento, humano o animal, del cultivo La contaminación ele aguas subterráneas En los Estados Unidos, en 1993, se promulgaron los estándares para aplicación de lodos sobre el suelo incluidos en la tabla Tabla 3.16 Estándares para aplicación de lodos sobre el suelo (EEUU) Desde el punto de vista de reducción de patógenos, se considera lodo clase A al que contiene un conteo de coliformes menor de NMP/g de sólidos secos o un conteo de salmonella menor de 3 NMP/g de sólidos secos. Para un lodo clase B se acepta un conteo de coliformes hasta de 2 x 10 NMP/g de sólidos secos. Dependiendo de la clase de lodo se especifican diferentes tratamientos mínimos y diversos períodos de cosecha de cultivos. [Escribir texto] Página 145

147 En la tabla 3.17 se incluyen las concentraciones máximas de metales pesados y compuestos orgánicos tóxicos permisibles en lodos usados para agricultura y cultivos paisajísticos en Japón. Tabla 3.17 Normas de control para metales pesados y compuestos orgánicos tóxicos para uso agrícola Tasa de aplicación Uno de los aspectos más críticos de la aplicación de lodos sobre el suelo es encontrar el lugar apropiado para dicho objetivo, con el área necesaria para el efecto. Los requerimientos de terreno dependen de la tasa de aplicación, algunas de las cuales se incluyen en las tablas 3.18 y Tabla 3.18 Tasas típicas de aplicación de lodos [Escribir texto] Página 146

148 Tabla 3.19 Guía para aplicación de lodos con base en la profundidad de aplicación y de la calidad del suelo, en cultivos paisajísticos. Cálculos preliminares del área requerida para aplicación de lodos sobre el suelo indican que en uso agrícola una tonelada de lodo seco generada anualmente requiere once hectáreas de cierra (tabla 3.18). Cada año las mismas once hectáreas desuelo agrícola recibirán el lodo generado. Para recuperación de suelos una tonelada de lodo seco producido anualmente necesita 112 hectáreas de tierra y por cada año sucesivo se requerirán 112 hectáreas adicionales. Las tasas máximas posibles de aplicación se calculan por la ecuación que se muestra a continuación, con base en la norma o regulación adoptada para un elemento constitutivo del lodo Donde; CM = 1000 L /C Ecuación 3.21 CM = carga máxima de aplicación de lodo con base en un componente específico del lodo, en un periodo determinado, base lodo seco Mg/ha L = carga límite del componente específico del Iodo para el período seleccionado, kg/ha C = concentración del componente específico del lodo, mg/kg La ecuación 3.21 se aplica para cada metal o componente específico. Hay que anotar que la tasa máxima permisible la determina el metal o componente del lodo que tenga la tasa mínima de aplicación. Entre las características físicas de interés se incluyen la topografía, la permeabilidad del suelo, el drenaje del sitio, la profundidad del nivel freático, la proximidad a áreas críticas y la facilidad de acceso. En las tablas 3.20 a 3.22 se incluyen criterios para evaluar la aptitud del suelo como sitio de disposición de lodos. [Escribir texto] Página 147

149 En general los suelos deseables son aquellos con permeabilidad moderada, de 0,5 a 1,5 cm/h; bien drenados, con PH > 6,5 para controlar la solubilidad de los metales, de textura firme para brindar humedad y capacidad de retención de nutrientes alta; con nivel freático relativamente profundo, localizados en zonas aisladas de sitios residenciales, lagos o embalses, pero con infraestructura apropiada de acceso. Tabla 3.20 Limitaciones del suelo para lodos de aguas residuales aplicados a terrenos agrícolas a tazas fertilizadoras de nitrógeno. Tabla 3.21 Limitaciones típicas de pendiente para aplicación de lodos sobre el suelo. Tabla 3.22 Profundidades mínimas típicas al nivel freático para aplicación de lodos sobre el suelo para asegurar área transitable. [Escribir texto] Página 148

150 Nutrientes Nitrógeno El cálculo de la lasa de aplicación de lodo con base en los requerimientos de nitrógeno es complicado porque una gran porción de nitrógeno del lodo se encuentra en forma orgánica, la cual es mineralizada lentamente, es decir, convertida en forma accesible a la planta en un período de varios años. El nitrógeno disponible para un cultivo durante un año de aplicación de lodo, a partir del lodo aplicado ese misino años se puede calcular por la siguiente ecuación. Donde; Na = [NO 3 + kv. (NH 4 ) + fn (No)]Ecuación 3.22 Na= nitrógeno del lodo disponible a la planta durante el añode aplicación con base en sólidos secos, kg N/Mg. 1000= kg/mg de sólidos secos. N0 3 = porcentaje de NO 3 -N en el lodo, expresado como fracción decimal. kv = factor de volatilización para el amoníaco, kv= 0,5 para lodo líquido aplicado superficialmente o con aspersor. kv= 1,0 para lodo líquido o desaguado, aplicado subsuperficialmente, NH 4 = porcentaje de amoníaco - N en el lodo, expresado como fracción decimal, fn = factor de minera libación para el ano n, valor de la tabla No = porcentaje de nitrógeno orgánico en el lodo, expresado como fracción decimal Tabla 3.23 Tasas de mineralización para nitrógeno orgánico en lodos de aguas residuales. [Escribir texto] Página 149

151 El nitrógeno disponible, a partir de la mineralizaron del nitrógeno orgánico aplicado en años anteriores, se calcula por la ecuación 3.23 Donde; Nam= 1.000Σ [f 2, (No) 2 + f 3 (No) 3 +.+fn(no)n] Ecuación 3.23 Nam = nitrógeno disponible a la planta, en el año n por concepto de la mineralización del nitrógeno orgánico del lodo aplicado en los n años anteriores, kg N/Mg sólidos secos. (NO)n = fracción decimal de nitrógeno orgánico remanente en el lodo después del año n. fn = factor de mineral ilación para el ario n correspondiente, según la labia 3.23 La fracción decimal de nitrógeno orgánico remanente en el lodo después del año n, susceptible de mineralización en el año siguiente, se calcula por la expresión 3.24: (No)n = (No) n-1 f n-1 (NO) n-1 Ecuación 3.24 El nitrógeno total disponible durante el año n es la cantidad disponible aplicada durante el año (Na), más la cantidad disponible por concepto de mineralización del lodo aplicado de los años anteriores (Nam). La carga anual de aplicación de lodos, con base en nitrógeno, se calcula por la ecuación 3.25: Donde; R N = U N / (Na + Nam) Ecuación 3.25 R N = carga anual de aplicación de lodo en el año n, con base en nitrógeno, Mg sólidos secos /ha. año. U N = consumo vegetativo de nitrógeno, kg N /ha. año. (según tabla 3.24) Na + Nam = nitrógeno orgánico disponible para el año n kg N/Mg Fósforo Cuando el parámetro limitante del cultivo es el fósforo, la tasa de aplicación de lodo se calcula por la siguiente ecuación: Donde; Rp = Up / Cp Ecuación 3.26 [Escribir texto] Página 150

152 Rp = tasa de aplicación de lodo limitada por fósforo, Mg P/ha. año. Up = consumo vegetativo de fósforo, kg P /ha. año, (según tabla 3.24) Cp = concentración de fósforo en el lodo, disponible a la planta; generalmente se supone igual a un 50% del fósforo total mg/kg. Tabla 3.24 Consumo de nutrientes para algunos cultivos Área requerida Una vez definida, la carga de aplicación de lodo de diseño, el área necesaria se calcula por la ecuación 3.27: A = QL /Rd Ecuación 3.27 Donde; A = área requerida, ha QL = producción total de lodo, Mg sólidos secos/año Rd = tasa de aplicación de lodo de diseño, Mg sólidos secos/ha. año [Escribir texto] Página 151

153 3.16 Disposición en Relleno de Lodos El relleno de lodos puede definirse como el enterramiento del lodo; el lodo se aplica sobre el suelo y se le entierra mediante la colocación de una capa de suelo sobre él. El relleno sanitario de lodos es una alternativa apropiada para disposición final de lodos cuando existe el terreno adecuado para dicho propósito. Los factores principales de influencia sobre el diseño de un relleno sanitario de lodos son: Capacidad del relleno Métodos de construcción Preparación del sitio Uso del sitio Sistema de cobertura Cobertura diaria, intermedia y final Sistema de recolección de lixiviados Control de gas Control de agua superficial Necesidades de transporte Cierre del relleno y uso final del sitio Capacidad de relleno En general, el sistema de recubrimiento y las coberturas diarias, intermedias y finales, consumen 40% de la capacidad total del relleno. La capacidad de disposición de lodos depende del tipo de lodo disponible, de las condiciones del sitio y de los requerimientos de cobertura. La disposición de lodos solos en rellenos es recomendada para lodos desaguados con concentraciones de sólidos mayores del 15%, pues lodos con contenido de sólidos inferiores a este porcentaje no soportan el material de cobertura. Se puede agregar suelo, como agente llenante, a un lodo para adecuarlo y disponerlo en un relleno. También es factible hacer disposición compartida de lodos y basura en rellenos sanitarios con control apropiado de lixiviados Métodos de Construcción No existe un método óptimo de construcción del relleno para todos los sitios. El método seleccionado depende de las características físicas del sitio y de la cantidad y tipo de lodo disponible. Los métodos comunes de construcción de rellenos sanitarios son el de área y el de zanja, con diferentes modificaciones. [Escribir texto] Página 152

154 En el método de área, el hueco en el cual se deposita el lodo es un hueco de ocurrencia natural o excavado específicamente para rellenarlo. El método de rampa es una variación del anterior, en el que los residuos se riegan y compactan sobre una rampa y el material de cobertura se obtiene directamente en frente de la cara de trabajo. El método de zanja consiste en excavar y llenar zanjas paralelas separadas entre sí por 0,9 m a 1,2 m de terraplén de suelo. En la tabla siguiente se resumen los criterios de diseño para construcción de un relleno sanitario de área. Tabla 3.25 Características de un relleno sanitario de área. En relleno de lodos los métodos más usados son: Relleno en zanja angosta Relleno en zanja ancha Relleno de área en montículo Relleno de área en capas Relleno con dique de contención En las figuras 3.36 a 3.40 se ilustran las formas típicas de operación de dichos métodos de relleno. Para rellenos de lodos solos en zanjas, se requiere que el lodo se pueda colocar completamente por debajo de la superficie original del terreno y que el nivel freático se halle a una profundidad que permita mantener un espesor de suelo mayor de 0,6 m entre el fondo de la zanja y el nivel del agua subterránea. En los rellenos de zanja el suelo se usa para cobertura solamente y no se aplica como agente llenante. [Escribir texto] Página 153

155 El método de zanja es el más adecuado para rellenos de lodos sin estabilizar. En general, se considera relleno de zanja angosta el que usa zanjas de ancho menor a 3 m y como relleno de zanja ancha el que utiliza zanjas de ancho mayor a 3 m. La profundidad de la zanja depende de las condiciones del terreno, de la estabilidad de las paredes y del equipo utilizado, en tanto que la longitud es prácticamente ilimitada. En rellenos de área de lodos solos, el lodo se coloca sobre la superficie original del terreno, por lo que constituye un método útil en área con nivel freático o lecho de roca alto. Como no existe confinamiento del lodo aplicado, se acostumbra mezclar el Iodo con un agente llenante o con suelo importado de una zona de préstamo, para darle consistencia y capacidad de soporte. En rellenos de área se aplica la mezcla lodo/suelo en capas consecutivas separadas por material de cobertura. El relleno de área se hace en montículos, en relleno de capas y con diques de contención. Los rellenos de montículos se recomiendan para lodos con concentraciones de sólidos mayores del 20%. En general la mezcla lodo/suelo se aplica en montículos de 1,8 m de altura, con cobertura de por lo menos 0,3 m; si se apila más de un montículo sobre otro, la cobertura se aumenta a 0,9 m. En rellenos en capas, el lodo se mezcla con suelo y se riega en capas de 0,15 m a 0,9 m de espesor; se cubre con suelo en capas intermedias de 0,15 m a 0,3 m y finalmente con una cobertura de por lo menos 0,3 m. En rellenos con diques de contención el lodo se aplica totalmente sobre la superficie original del suelo, entre diques construidos alrededor del área de contención. Se debe proveer acceso vehicular por la parte superior de los diques para botar el lodo directamente sobre la zona de contención y para proveer cobertura. En la tabla 3.26 se resumen los principales criterios para diseño de rellenos de lodos Uso del Sitio El sitio se debe mantener alejado de lugares residenciales. Se deben construir los diques y estructuras necesarios para proveer soporte estructural al material de relleno y para contener la escorrentía superficial. El sitio debe contar con vías de acceso, locales para los obreros y la administración, galpón para almacenamiento y mantenimiento de equipo, herramientas, cercas, luz, bombas para lavado de equipos, almacenamiento y bombeo de lixiviados, y pozos de monitoreo de lixiviados. [Escribir texto] Página 154

156 Recubrimiento En gran parte de los casos se exige un recubrimiento para controlar lixiviados, generalmente una geomembrana con permeabilidad menor de 1 x 10-7 cm/s. También se usan recubrimientos de bentonita, arcilla y suelo cemento. En la figura 3.41 se incluye la sección transversal de un relleno con sistema de recubrimiento de doble capa. Como se indica en dicha figura, los sistemas de recolección primario y secundario de lixiviados se instalan a lo largo de las capas de arena de drenaje primario y secundario sobre sus respectivos revestimientos. [Escribir texto] Página 155

157 Tabla 3.26 Criterios para diseño de relleno de lodos. [Escribir texto] Página 156

158 Fig Corte típico de un relleno de zanja angosta [Escribir texto] Página 157

159 Fig Cortes típico de un relleno de zanjas anchas Fig Corte típico de un relleno de área en capas [Escribir texto] Página 158

160 Fig Corte típico de un relleno de área en montículo [Escribir texto] Página 159

161 Fig Corte típico de un relleno con diques de contención Coberturas La cobertura es básicamente de tres tipos: diaria, intermedia y final. La clasificación se basa en el período durante el cual se expone el material de cobertura. La cobertura diaria se aplica sobre residuo compactado al final de cada día laborable. Si el materia de cobertura va a estar expuesto menos de un mes, se usa un espesor de 15 cm; si la exposición dura más de un mes y menos de seis se aplica una cobertura mínima de 30 cm; si la cobertura es expuesta más de seis meses, se debe usar un espesor mínimo de 60 cm. La función de la cobertura es controlar vectores, controlar movimiento del agua y del gas, controlar olores, mejorar la apariencia del relleno, incrementar la compactación, mejorar el desempeño del equipo de compactación, disminuir asentamientos, minimizar erosión, aumentar la estabilidad y la resistencia al agrietamiento. El material de cobertura debe tener permeabilidad menor de 1 x 10-6 cm/s Recolección y tratamiento de lixiviados La cantidad de lixiviados generada por áreas activas y cerradas de un relleno sanitario es función principalmente de la infiltración de agua en la superficie del relleno. La USEPA utiliza, para predecir k cantidad de lixiviado, el modelo HELP (Hydrologyc Evaluación of Landfill Performance), el cual facilita el cálculo de las cantidades de escorrentía superficial, drenaje subsuperficial y lixiviado de zonas activas y clausuradas de un relleno sanitario. [Escribir texto] Página 160

162 Fig Relleno con tapa típica, doble revestimiento, y sistema de recolección de lixiviados. [Escribir texto] Página 161

163 El programa modela precipitación, escorrentía superficial, infiltración, percolación, evapotranspiración, almacenamiento de humedad en el suelo y drenaje lateral, usando un enfoque casi bidimensional. La calidad del lixiviado depende esencialmente de la descomposición del residuo y de la movilización de sus componentes y de los productos de la descomposición. Inicialmente la descomposición en el relleno es aerobia, pero luego emerge la actividad anaerobia por el agotamiento del oxígeno, la cual es muy lenta y puede prolongarse por varias décadas; aunque la producción de lixiviado es continua, durante varios años, con el transcurso del tiempo su concentración tiende a ser menor El sistema de recolección de lixiviado de doble revestimiento consta de un conjunto de recolección primario y de otro secundario. El primario tiene como propósito minimizar la carga hidráulica del lixiviado sobre el revestimiento primario durante la operación, y remover el lixiviado del relleno durante el período de monitoreo posterior a su clausura. El sistema de recolección primario debe ser capaz de mantener un a cabeza de lixiviado menor de 0,3 m. El propósito del sistema de recolección secundario de lixiviado, también conocido como sistema de detección defugas, entre los dos revestimientos, es recoger y remover rápidamente cualquier lixiviado que entre en el sistema, escapado del drenaje primario. Ambos sistemas de recolección de lixiviado poseen una capa de drenaje, generalmente de arena, tuberías para recolección de lixiviado, pozo o serie de pozos de lixiviado y pozos de inspección. El sistema de recolección debe diseñarse para mantener cabeza hidráulica, sobre el revestimiento, menor de 0,3 m. Las tuberías típicas de recolección de lixiviados son de polietileno de alta densidad por su flexibilidad, costo, facilidad de instalación y su compatibilidad con revestimientos en polietileno de alta densidad. Para los laterales de recolección se recomienda tubería perforada de polietileno de alta densidad, y para los principales, tuberías; de pared lisa. La tubería perforada de drenaje se instala con pendiente mínima de 2%. El espaciamiento entre laterales debe ser de 30 m para obtener un perfil hidráulico apropiado. Los principales son típicamente de 6 a 8 y los laterales de 4. En la figura 3.42 se muestra un sistema típico de recolección de lixiviados. El drenaje se construye junto con el sistema de revestimiento, de acuerdo con el desarrollo del relleno. El sistema incluye medios para monitoreo de fugas de lixiviado en la base del relleno y para extraer lixiviados con el objeto de prevenir su acumulación y migración hacia fuera del relleno. El lixiviado descarga a un pozo o serie de pozos localizados en los puntos bajos de la base del relleno sanitario. Los pozos se localizan con una frecuencia, capacidad y configuración tales que permitan al sistema de recolección drenar por gravedad hacia el pozo. [Escribir texto] Página 162

164 Los pozos de lixiviado se llenan con roca de drenaje, de porosidad apropiada, para permitir el flujo hacia la bomba de extracción, manteniendo siempre el flujo por gravedad en las tuberías de recolección. El taponamiento del sistema de recolección es un problema que debe prevenirse; puede deberse a precipitación química, precipitación bioquímica o crecimientos biológicos dentro de las tuberías. A medida que las condiciones del relleno cambian de anaerobias a aerobias, puede ocurrir precipitación de compuestos como carbonato de calcio, sulfuras y silicatos dentro de la capa de drenaje y dentro de las tuberías de recolección, así como precipitación bioquímica y crecimientos biológicos. Para mantenimiento del sistema de recolección de lixiviados se requieren bocas o pozos de inspección, los cuales se localizan en los sitios de cambio de pendiente o de dirección, para permitir la introducción de equipos mecánicos de limpieza o de chorro de agua. El gas de un relleno sanitario está compuesto de metano y CO 2 principalmente, con un valor calórico de unos 18,630 kj/m 3 la mitad del gas natural. El metano es un gas incoloro e inodoro, no combustible en ausencia de oxígeno, explosivo en la atmósfera en concentraciones del 5 al 15%, incapaz de soportar combustión en concentraciones menores del 5% o en concentraciones mayores del 15%. Una vez establecidas condiciones anaerobias en el relleno, el metano constituye un 45 a 55% del gas del relleno sanitario con dióxido de carbono y pequeñas cantidades de hidrógeno, nitrógeno y trazas de otros gases. El sistema de recolección de gas y de ventilación del relleno tiene como propósito mantener una red de tuberías principales y de laterales perforados debajo de la capa superior del relleno, ensanchable a medida que el relleno progresa y capaz de soportar cualquier asentamiento diferencial. Las tuberías se colocan centradas, en zanjas de piedra o de material granular grueso. La piedra va cubierta por una sábana de geotextil o de tela filtrante para prevenir el taponamiento. En la figura 3.43 se muestra un sistema típico de recolección de gas; estos sistemas facilitan la migración del gas a los sistemas de ventilación superficial, como el de la figura 3.44, localizados en los puntos más altos y alrededor de todo el relleno sanitario. La pendiente de la superficie del relleno y su longitud determinan el grado de erosión; debe ser del 2 al 5% para promover el control del agua de escorrentía e inhibir el estancamiento, pero sin causar erosión. Las pendientes laterales no deben exceder de 3/1 (H/V) y deben protegerse con pasto o vegetación apropiada. El agua superficial debe recogerse y transferirse al sistema de drenaje o a una laguna si hay un contenido alto de sólidos. [Escribir texto] Página 163

165 Fig Sistema de recolección de lixiviado (a) Planta (b) Corte A-A de la zanja [Escribir texto] Página 164

166 Fig Sistema de recolección de gas: (a) Planta; (b) Corte A-A del cabezal de recolección de gas. [Escribir texto] Página 165

167 Fig Sistema típico de ventilación de gas. [Escribir texto] Página 166

168 3.17 Lechos de Cañas para Secado de Lodos Los lechos de cañas para secado de lodos funcionan en forma semejante a un lecho de secado de arena. El lecho posee un medio de soporte de vegetación emergente y el agua fluye verticalmente para que la recoja el sistema de drenaje (figura 3.45). En lechos de cañas, las capas de lodos permanecen sobre el lecho y se acumulan durante varios años hasta cuando sea necesaria su remoción. El hecho de no requerir limpieza frecuente constituye la ventaja principal de los lechos de cañas. El crecimiento de las cañas y la penetración del tallo a través de las capas de lodo mantienen un drenaje adecuado del lodo y contribuyen un secado mediante la evapotranspiración. El método ya usa en Europa, pero existen alrededor de 50 plantas en operación en los Estados Unidos que utilizan la caña Phragmites. La experiencia indica que el lodo afluente debe ser lodo estabilizado porque los lodos crudos con contenido orgánico alto sobrepasan la capacidad de oxigenación de la planta y matan la vegetación. Fig Lecho de cañas para secado de lodos. [Escribir texto] Página 167