MODELO MATEMÁTICO PARA EL DISEÑO DE REACTORES BIOLÓGICOS. APLICACIONES AL TRATAMIENTO DE AGUAS RESIDUALES MEDIANTE TECNOLOGÍAS NO CONVENCIONALES

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1 MODELO MATEMÁTICO PARA EL DISEÑO DE REACTORES BIOLÓGICOS. APLICACIONES AL TRATAMIENTO DE AGUAS RESIDUALES MEDIANTE TECNOLOGÍAS NO CONVENCIONALES.. LUCIANA SÁNCHEZ FERNÁNDEZ DIPLOMA DE ESTUDIOS AVANZADOS Septiembre de 2011

2 Programa de Doctorado: Medioambiente y Tecnología de la Producción Alumno Luciana Sánchez Fernández Julián Lebrato Martínez y Laura Pozo Directores del trabajo Página 2 de 86

3 Contenido 1. INTRODUCCIÓN ANTECEDENTES SISTEMA DE LAGUNAJE LAGUNAS ANAEROBIAS LAGUNAS FACULTATIVAS Métodos racionales Métodos matemáticos Métodos empíricos LAGUNAS DE MADURACIÓN FILTROS DE TURBA LECHOS BACTERIANOS CONTACTORES BIOLÓGICOS ROTATIVOS MATERIALES Y METODO DISEÑO DE REACTORES BIOLÓGICOS MEDIANTE EL MÉTODO DE CÁLCULO TAR PRIMERA PREMISA SEGUNDA PREMISA BALANCE DE MASA EN LOS REACTORES BIOLÓGICOS: BALANCE PRIMERO. MATERIA ORGÁNICA CONSUMIDA: BALANCE SEGUNDO. BIOMASA GENERADA: Página 3 de 86

4 3.3. RELACIÓN DEL MODELO DE COMPORTAMIENTO TAR CON LOS MODELOS CINÉTICOS DE CRECIMIENTO DETERMINACIÓN EXPERIMENTAL DE µmax: MÁXIMA CARGA CONSUMIDA EN EL REACTOR BIOLÓGICO PARÁMETROS DE OPERACIÓN DEL MODELO TAR: CÁLCULO EXPERIMENTAL DE LOS PARÁMETROS DE DISEÑO DE LOS TRATAMIENTOS NO CONVENCIONALES DE AGUAS RESIDUALES EVALUADOS PROCESO DE CÁLCULO DE PARÁMETROS DE DISEÑO: CÁLCULO DEL VOLUMEN O CANTIDAD DEL REACTOR DE ACUERDO A LA VARIABLE CRÍTICA, CAUDAL, O ALIMENTACIÓN RESULTADOS Y DISCUSIÓN: LAGUNAJE ANAEROBIO LAGUNAJE FACULTATIVO LECHOS DE TURBA LECHOS BACTERIANOS BIODISCOS CONCLUSIONES BIBLIOGRAFÍA Página 4 de 86

5 1. INTRODUCCIÓN La gestión integral del agua es una labor prioritaria en la sociedad en la que nos encontramos. Ésta deberá responder a requisitos de sostenibilidad, calidad y cantidad, para poder dar respuesta a las actividades derivadas del desarrollo. Las actividades humanas alteran las características originales de las aguas, transformándolas en aguas residuales. Si estás son vertidas a un medio receptor ocasionan daños al medio ambiente y riesgos para la salud humana, por lo que es necesario su depuración antes de ser descargadas a su destino final. En los grandes y medianos núcleos poblacionales el tratamiento de aguas residuales se realiza mediante la técnica de Fangos Activos, en sus distintas modalidades. Pero para los pequeños núcleos poblacionales, se debe considerar que existen limitaciones en los recursos técnicos y económicos, lo que conlleva a la necesidad de implantar tecnologías que presenten bajo coste de explotación, mantenimiento y que sean capaces de soportar fuertes oscilaciones en la composición del agua residual que tratan a lo largo del año. Objetivamente no existe una definición que delimite el número concreto de habitantes por debajo del cual una población se puede considerar pequeña. En la Directiva 91/271/CEE, en su artículo 7 establece que Los Estados miembros velarán por qué, el 31 de diciembre del año 2005 a más tardar, las aguas residuales urbanas que entren en los sistemas colectores sean objeto de un tratamiento adecuado tal como se define en el punto 9) del artículo 2, antes de ser vertidas, en los siguientes casos: cuando procedan de aglomeraciones urbanas que representen menos de e-h y se viertan en aguas dulces y estuarios. Desde el 1 de Enero de 2006, las aglomeraciones urbanas menores de habitantes equivalentes, que vierten a aguas continentales o estuarios y que cuentan con red de saneamiento, están obligadas a someter a sus aguas residuales a un tratamiento adecuado (Real Decreto Ley 11/1995). A lo que hay que sumar lo que se recoge en la Directiva Marco del agua 2000/60/CE del Parlamento, transpuesta a la normativa española en la Real Decreto Legislativo 1/2001, de 20 de Página 5 de 86

6 julio, se tiene como objetivos fundamentales la protección y mejora de las masas de aguas superficiales y subterráneas y de sus ecosistemas asociados, la reducción progresiva de la contaminación, garantizar el suministro suficiente de agua superficial o subterránea en buen estado y paliar los efectos de sequías e inundaciones. Como objetivos ambientales principales la Directiva se plantea lograr el buen estado químico y ecológico de las masas de agua y evitar su deterioro. Esta Directiva ha sido transpuesta al ordenamiento jurídico español, encontrándose regulada por la siguiente legislación: Real Decreto Legislativo 1/2001, de 20 de julio, por el que se aprobó el TRLA. Modificado por la Ley 62/2003 de 30 de diciembre (en la que se transpone la Directiva 2000/60/CE) y la Ley 11/2005 de 22 de junio. Real Decreto 606/2003 de 23 de mayo, por el que se modifica el RDPH. Real Decreto 907/2007, de 6 julio, por el que se aprueba el Reglamento de la Planificación Hidrológica. Orden ARM/2656/2008, de 10 septiembre, por la que se aprueba la Instrucción de Planificación Hidrológica (de aplicación en las demarcaciones con cuencas intercomunitarias). Ya dentro del ámbito de Andalucía, en 1987 aparece el Plan I+D de Tecnologías no Convencionales para la Depuración de Aguas Residuales, impulsada por la Junta de Andalucía. Dentro de este marco en 1989 se construye una Planta Experimental en Carrión de los Céspedes de Tecnologías no convencionales, con el objeto de llevar a cabo una investigación a nivel de la realidad de la Región. Con posterioridad, el Consejo Andaluz del agua aprobó en enero de 2007 la Estrategia de Saneamiento y Depuración de Aguas Residuales Urbanas, con el objeto de alcanzar el buen estado de todas las masas de aguas en año Y como más reciente se encuentra a Ley 9/2010, de 30 de julio, de Aguas de Andalucía, donde se consolida el proceso de apoyo a la implantación de las infraestructuras necesarias para completar los objetivos de calidad de agua para el Página 6 de 86

7 Como dato relevante hay que señalar que en Andalucía, de los 770 municipios existentes, cerca de 310 cuentan con una población menor de habitantes(como se puede ver en la Figura 1.1), lo que supone algo más de un 40 %, en los cuales solo se ve representada el 3,3 % de la población andaluza. (datos IAE, 2010) Número de municipios por provincias >2000 habitantes <2000habitantes 20 0 Málaga Jaén Huelva Granada Córdoba Cádiz Almería Sevilla Figura 1.1 Número de municipios andaluces clasificados según número de habitantes. Para el tratamiento de las aguas residuales de pequeñas poblaciones se han desarrollado sistemas de tratamiento que presenten las siguientes características (EPA 1977): Procesos que demanden poco tiempo y conocimientos por parte de los operarios. Equipos que requieran un mínimo de mantenimiento Funcionamiento eficaz ante un amplio rango de caudal y carga Gasto pequeño de energía Instalaciones donde los posibles fallos de equipos y procesos causen el mínimo deterioro de calidad en el efluente Y por supuesto que se encuentre perfectamente integrados en el medio ambiente. Página 7 de 86

8 Además una realidad ampliamente constatada, es que en muchas ocasiones se ha asimilado de forma errónea la simplicidad de operación y mantenimiento a simplicidad de diseño y construcción. O por el contrario, diseños que quedan obsoletos en pocos años debido al erróneo dimensionamiento de sus elementos o a su complejidad en las actuaciones de explotación. Ante este panorama, el CENTRO DE LAS NUEVAS TECNOLOGÍAS DEL AGUA, en el 2002 y dentro del ámbito del congreso Smallwat 2002, propone al Grupo TAR la realización de un trabajo que compile la información y la investigación en cuanto al diseño de la realidad de las llamadas tecnologías no convencionales. De donde surgen los primeros pasos de este trabajo de investigación, con el objeto de disponer de una herramienta que sea de fácil manejo para el diseño y mantenimiento de las depuradoras de tecnologías no convencionales: El MODELO TAR es un modelo de comportamiento de los sistemas que se ha desarrollado para calcular coeficientes de diseño y márgenes o parámetros de operación en la explotación de los procesos de tratamiento no convencionales de aguas residuales, aunque se pretenda que tenga una aplicación más amplia en el futuro. Es un modelo que considera cada sistema diferente en una multitud de plantas reales instaladas en Andalucía, se analizan sus resultados analíticos durante largos periodos de funcionamiento en los diferentes pueblos donde están ubicadas. Se basa en el estudio de la suma de organismos biológicos y mecanismos físicos que intervienen en una determinada configuración, bien definida, que se consideran en su totalidad como un ser vivo que responde a las perturbaciones a las que se le somete por las diferentes entradas de agua residual que ocurren en la gestión diaria de cada EDAR. Así se evalúa su comportamiento y se pueden calcular los márgenes máximos, críticos, de tolerancia, y a partir de ahí los de operación, que dan lugar a la determinación de los parámetros de diseño. Una vez desarrollado el modelo ofrece parámetros de diseño y vías de mejoras constructivas, que darán mejores rendimientos. En definitiva, este modelo es de los primeros que se basa en los seres vivos que participan en el proceso de depuración, y de su hábitat, el reactor. Página 8 de 86

9 Se denomina biomasa de transformación de materia orgánica al grupo de diferentes organismos vivos que interactúan con el sistema, ya sean árboles, arbustos, algas, hongos, bacterias, es decir de las asociaciones que operan en el proceso de tratamiento. Como quiera que se recogen datos de diferentes depuradoras, con mejores o peores condiciones, se tienen datos de todo tipo de condiciones de operación da cada sistema y puede determinarse un rango muy amplio de comportamiento de cada uno. El objetivo del trabajo es localizar la respuesta crítica de cada uno. Los resultados obtenidos para cada sistema son analizados por unidad de tratamiento (específico para cada uno de los procesos, y determinado en el trabajo) con el objeto de conocer los puntos críticos del sistema. De este modo pueden calcularse los volúmenes, caudales a tratar, máximo de carga orgánica, etc.; sabiendo experimentalmente las cargas soportadas por unidad de tratamiento. Se ha encontrado que, en todos los casos, el sistema se colapsa por exceso hidráulico, caudal crítico, o por exceso nutricional, carga orgánica critica. Como resumen se puede decir que el modelo se ha conseguido estudiando el comportamiento de una gran cantidad de plantas de tecnología no convencional durante periodos de dos años, en la región de Andalucía. Página 9 de 86

10 2. ANTECEDENTES En una planta depuradora, en primer lugar las aguas residuales urbanas se ven sometidas a un proceso de pretratamiento, que consta de desbaste (eliminación de sólidos gruesos y finos mediante sistemas de rejas), eliminación de arenas (desarenado) y eliminación de grasas (desengrasado). Posteriormente el agua se hace pasar por el sistema de tratamiento biológico o secundario elegido para su depuración. En el cual se eliminarán básicamente materia orgánica, sólidos en suspensión y patógenos. El tratamiento biológico elegido para cada núcleo poblacional vendrá determinado por el número de habitantes a los que se sirva. Para grandes aglomeraciones se optara por sistemas convencionales o intensivos, y para pequeñas poblaciones se optará, preferentemente por los sistemas extensivos o no convencionales. Las tecnologías no convencionales o extensivas se ven influenciadas por una serie de factores externos como son: las condiciones meteorológicas, las características del terreno, las fluctuaciones de caudal estacionales y diarios, vertidos incontrolados, etc. Por otro lado, otros factores a considerar a la hora de elegir un sistema de tratamiento de aguas residuales urbanas son: el impacto ambiental de la instalación (visual, ruido, olores,..), aspectos de explotación y mantenimiento, y por supuesto la producción de fangos. En el ámbito de las tecnologías no convencionales o intensivas, las más utilizadas por número de instalaciones en funcionamiento en Andalucía son: - Sistema de lagunaje - Filtro de turba - Lechos bacterianos - Contactores biológicos rotativos Los dos sistemas nombrados en primer lugar, son tratamientos de tipo meramente extensivos o no convencionales. Página 10 de 86

11 Pero en cambio los sistemas señalados en tercer y cuarto lugar se encontrarían dentro de sistemas convencionales ya que conllevan un coste energético y mantenimiento electromecánico especializado. Aun así, son sistemas que tradicionalmente se han instalado en poblaciones con número bajo de habitantes. Todos estos sistemas se pasan a describir a continuación: 2.1 SISTEMA DE LAGUNAJE El sistema de lagunaje es un sistema de tratamiento de aguas residuales que consiste en 3 tipos de lagunas dispuestas en serie, de profundidad descendiente donde se alternan atmósferas anaerobias y aerobias. Un esquema del sistema se recoge en la Figura 2.1: Lagunas Anaerobias Lagunas Facultativas Lagunas de Maduración FOTOSÍNTESIS AR Efluente Figura 2.1 Esquema de flujo del Sistema de Lagunaje. (J.J. Salas at al. 2006) El agua pasa de una laguna a otra a través de canales o tuberías que pueden estar cubiertos o no, normalmente en el lado opuesto al de entrada. Página 11 de 86

12 LAGUNAS ANAEROBIAS Las alturas más usuales de lámina de agua en este tipo de lagunas oscilan entre 3 y 5 m. De forma que en la capa inferior de agua existe una atmósfera anaerobia. La entrada del agua residual a la laguna anaerobia debe realizarse de tal forma, que el agua circule aprovechando al máximo el volumen útil de la laguna. Por otra parte, dentro de laguna anaerobia es necesario asegurar una zona de tranquilidad para favorecer la decantación, por ello lo más conveniente sería que el agua se introdujera por una tubería sumergida verticalmente, hasta la parte intermedia, para evitar crear un régimen turbulento que dificulte la decantación. El diseño de las lagunas anaerobias va encaminado a retener la mayor cantidad de sólidos sedimentables y estabilizar los lodos. El diseño es básicamente empírico y se basa en criterios de carga orgánica volumétrica y/o tiempos de retención. La carga orgánica volumétrica viene dada por: COV = C o. Q / V donde: COV = carga orgánica volumétrica (g DBO/m 3.d). C o = DBO 5 del influente (mg/l = g/m 3 ). Q = caudal (m 3 /d). V = volumen de la laguna (m 3 ). Si se despeja el volumen se obtiene: V = C o Q / COV Página 12 de 86

13 Dependiendo de la temperatura de diseño, los valores que suelen emplearse de carga volumétrica se recogen en la Tabla 2.1, en la que también se muestran los rendimientos medios de DBO 5 para cada situación (Mara y Pearson, 1998). Tª de diseño (ºC) Carga volumétrica (λv)(g/m3.d) % eliminación DBO 5 < T-100 2T T T + 20 > Tabla Valores recomendados de Carga Orgánica Volumétrica en función de la Temperatura de diseño y rendimientos. El límite superior de Carga Orgánica Volumétrica se limita a 350 g DBO 5 /m 3.d, para minimizar la generación de olores desagradables. Al fijado el valor de Carga orgánica volumétrica se obtiene el volumen preciso de la etapa anaerobia, y se puede determinar el Tiempo de Retención Hidráulica mediante la siguiente expresión: TRH = V / Q siendo: TRH = Tiempo de Retención Hidráulica (d). No deben emplearse valores de TRH <1 d, si la ecuación anterior da un valor de menos de un día, debe usarse un valor de 2 d y recalcularse el volumen. Página 13 de 86

14 La acumulación de lodos en el fondo de las Lagunas Anaerobias se estima entorno a 0,04 m 3 /habitante equivalente.año. (JJ, Salas y otros, 2006) LAGUNAS FACULTATIVAS La profundidad de estas lagunas oscila entre 1,5 2,0 m. En la columna de agua se puede presentan tres capas diferenciadas, la más profunda que presenta una atmósfera anaerobia, una intermedia que presenta atmósfera anaerobia o aerobia de forma alternativa, y la superior que presenta una atmósfera aerobia. En el caso de las lagunas facultativas la alimentación debe ser perpendicular a la dirección del viento, para evitar la formación de zonas preferenciales. La entrada del agua residual a la laguna facultativa debe orientarse de forma que el agua circule aprovechando el máximo del volumen útil de la laguna y que ayude a crear un régimen turbulento que favorezca el funcionamiento de la laguna. Por ello se aconseja que el agua sea introducida en la laguna facultativa por una tubería sumergida hasta el fondo para asegurar una mayor turbulencia. En general para el diseño de las lagunas facultativas se ha usada el tiempo de retención y la carga superficial. Según la bibliografía (JJ, Salas y otros, 2006), en el dimensionamiento de las Lagunas Facultativas se llega a diferenciar entre métodos racionales, matemáticos y empíricos. Los métodos racionales parten de unas premisas restrictivas tales como: - La composición de la alimentación es constante durante todo el año. - El régimen hidráulico en las lagunas se corresponde con un modelo ideal de flujo. - No se consideran las sedimentaciones de materia orgánica particulada en el fondo de las lagunas. - Las lagunas funcionan en régimen estacionario. - La cinética de la depuración es de primer orden, con una constante de velocidad que varía exponencialmente con la temperatura. Página 14 de 86

15 Los métodos matemáticos conisderan las lagunas como sistemas dinámicos con cinéticas complejas y regímenes de flujo no ideales. Por último, los métodos empíricos son relaciones matemáticas sencillas, deducidas de la observación experimental y que utilizan como variables de diseño: el caudal de aguas residuales a tratar, el tiempo de residencia y la carga orgánica superficial. Métodos racionales Modelo de Mezcla Completa y cinética de primer orden Basándose en las hipótesis siguientes: - La reducción de la materia orgánica sigue una cinética de primer orden. - En la laguna se dan condiciones de mezcla completa. - No se producen perdidas por evaporación y/o filtración. y, efectuando el correspondiente balance de materia (Figura 2.2), se obtiene: LAGUNA FACULTATIVA Influente Q, C i V, C e Q, C e Efluente Figura Balance de materia en una Laguna Facultativa. Q.C o k c. V. C e = Q. C e Página 15 de 86

16 TRH = V / Q C o k c. C. TRH = C e C e = C o / 1 + k c. TRH TRH = 1/k c (C i / C e 1) donde: C e = DBO 5 del efluente (mg/l). C i = DBO 5 del influente (mg/l). TRH = tiempo de retención (d). k c = constante de reacción de primer orden para la eliminación de DBO 5. (d -1 ). Su influencia respecto a la temperatura viene dada por: Según Marais (1966): k ct = k c35 (1,085) T - 35 donde: k ct = constante de reacción a la temperatura T (d -1 ). k c35 = constante de reacción a 35 ºC = 1,2 d -1. T = temperatura de operación (ºC). Gloyna (1973), recomienda un valor de: k ct = 0,17 d -1 Página 16 de 86

17 Según Mara (1976): kct = 0,3 (1,05) (T 20 k ct = 0,8 (1,05) (T 20) ) en Israel k ct = 0,17 d -1 para T>5ºC y k ct = 0,14 d -1 para T<5 ºC. en Sudáfrica Tchobanoglous (1985), propone emplear valores de: k ct = 0,2 a 0,4 d -1 Modelo de Flujo Pistón y cinética de primer orden. La ecuación básica del modelo del Flujo Pistón es la siguiente: C C [ k TRH ] e = exp p i De donde: TRH = -1/k p ln (C e /C i ) donde: C e = DBO 5 del efluente (mg/l). C i = DBO 5 del influente (mg/l). TRH = tiempo de retención (d). k p = constante de velocidad (d -1 ) para el modelo de flujo pistón, su influencia respecto a la temperatura viene dada por la expresión: k pt = k p20 (1,09) T 20 (EPA, 1980) donde: k pt = constante de reacción a la temperatura T (d -1 ). k p20 = constante de reacción a 20 ºC. T = temperatura de operación (ºC). Página 17 de 86

18 1980). El valor de k p20 en función de la Carga Orgánica Superficial se muestra en la Tabla 2.2 (EPA, COS (kg DBO 5 /ha.d) K p20 (d -1 ) 22 0, , , , ,129 Tabla 2.2- Valores de k p20 en función de la Carga Orgánica Superficial. Métodos matemáticos Modelo de Flujo Arbitrario Este modelo se encuentra entre los modelos de flujo pistón y mezcla completa. Definido en 1969 por Thirumurthi (1969) usando la ecuación, desarrollada en 1958 por Wehner-Wilhelm, para el diseño de reactores químicos, en la que grado de mezcla se representa mediante un parámetro adimensional d (coeficiente de dispersión), cuyos valores oscilan entre cero para condiciones de flujo pistón a infinito para sistemas de mezcla completa. Para facilitar el uso de esta ecuación, Thirumurthi desarrolló el siguiente gráfico. Página 18 de 86

19 Figura Gráfico para el uso de la ecuación de Thirumurthi. Para el tratamiento de aguas residuales urbanas Thirumurti propone la siguiente relación entre la constante de reacción y la temperatura: (T 20) K = 0,15 (1,072) Donde: K = constante de reacción de DBO 5 a la temperatura de diseño (d -1 ). T = temperatura de diseño (ºC). Métodos empíricos Métodos basados en la Carga Orgánica Superficial Estos métodos experimentales recomiendan valores de la Carga Orgánica Superficial (COS) muy dispares, dado que las experiencias de las que se han extraído se han llevado a cabo en distintas ubicaciones geográficas, bajo distintas temperaturas, con diferentes profundidades de las lagunas y con aguas residuales influentes de características diversas. Entre ellos destacan: Página 19 de 86

20 Método de la Organización Mundial de la Salud (OMS, 1987). La OMS para climas templados recomienda dimensionar las Lagunas Facultativas en lugares de clima templado con Cargas Orgánicas Superficiales entre 200 y 400 kg DBO 5 /ha.d. Ecuación de Arceivala (1973) o método indio. Este método está deducido a partir de datos experimentales obtenidos de Lagunas Facultativas que operan en la India, por lo que sólo es válido para países con una ubicación geográfica similar (intervalo de latitud 8º N - 36º N). Según este método la Carga Orgánica Superficial admisible por una Laguna Facultativa viene dada por: COS = 375-6,25. L donde: COS = carga orgánica superficial (kg DBO 5 /ha.d). L = latitud el lugar donde se ubica el Lagunaje. Método de McGarry y Pescod (1970). Tras el estudio de más de un centenar de Lagunas Facultativas que operaban con cargas comprendidas entre 34 y 560 kg DBO 5 /ha.d, se obtuvo la siguiente expresión, que relaciona la Carga Orgánica Superficial máxima que puede aplicarse a una Laguna Facultativa con la temperatura media el mes más frío: COS max = 60 (1,099) T siendo: COS max = carga orgánica superficial máxima (kg DBO 5 /ha.d) T = temperatura media del mes más frío (ºC). El hecho de tomar como temperatura de diseño la temperatura media del mes más frío, añade un cierto margen de seguridad, puesto que la temperatura del agua en las lagunas en esos momentos es del orden de 2-3 o C superior a la temperatura del aire. Página 20 de 86

21 Por otro lado, según McGarry y Pescod (1970), la Carga Orgánica Superficial aplicada y la Carga Orgánica Superficial eliminada, se relacionan mediante la expresión: COS el = 10,35 + 0,725 COS ap siendo: COS el = carga orgánica superficial eliminada (kg DBO 5 /ha.d) COS ap = carga orgánica superficial aplicada (kg DBO 5 /ha.d) Método de Arthur (1983). Relaciona la Carga Orgánica Superficial máxima que puede aplicarse a una Laguna Facultativa con la temperatura media del mes más frío de acuerdo con la expresión: COS max = (20 x T) - 60 siendo: COS max = carga orgánica superficial máxima (kg DBO 5 /ha.d). T = temperatura media del mes más frío (ºC). Métodos de Mara (a,b). a) Aplicando un factor de seguridad, de aproximadamente 1,5, a la ecuación de McGarry y Pescod se obtiene la expresión siguiente, que relaciona la Carga Orgánica Superficial máxima que puede aplicarse a una Laguna Facultativa con la temperatura media del mes más frío: COS max = (20 T) 120 (Mara, 1976) siendo: COS max = carga orgánica superficial máxima (kg DBO 5 /ha.d). T = temperatura media del mes más frío. b) Posteriormnente, Mara (1998), propone para Lagunas Facultativas con profundidades comprendidas entre 1,5 2,0 m: Página 21 de 86

22 Para T < 10 ºC COS max = 100 kg DBO 5 /ha.d Para T> 10 ºC COS max = 350 (1,107 0,002 T) T 25 siendo: COS max = carga orgánica superficial máxima (kg DBO 5 /ha.d). T = temperatura de diseño (ºC). Métodos de Gloyna. Gloyna (1973), recomienda para la Carga Orgánica Superficial, en función de las características climáticas de la zona, los valores que se muestran en la Tabla VIII. kg DBO/ha.d Características climáticas < 10 Zonas muy frías con cobertura de hielo estacional, aguas con temperatura uniforme baja y nubosidad variable Clima frío con cobertura de hielo estacional y temperatura templada de verano en una estación corta Clima entre templado y semitropical, cobertura ocasional de hielo, sin nubosidad persistente Clima tropical, sol y temperatura uniformes, sin nubosidad estacional Tabla Valores de la Carga Orgánica Superficial en función de las características climáticas de la zona. Página 22 de 86

23 Igualmente, Gloyna (1973) relaciona la Carga Orgánica Superficial máxima que puede aplicarse a una Laguna Facultativa con la temperatura media mensual mínima del agua, de acuerdo con la expresión: COS max = 357,4 (1,085) T-20 siendo: COS max = carga orgánica superficial máxima (kg DBO 5 /ha.d) T = temperatura media mensual mínima del agua (ºC). Método empírico israelí. En Israel, tras muchos años de seguimiento de numerosas instalaciones de Lagunaje, han llegado a la conclusión de no diseñar Lagunas Facultativas con cargas orgánicas superficiales superiores a 100 kg DBO 5 /ha.d. La Figura 2.3, relaciona la Temperatura y la Carga Orgánica Superficial máxima aplicable, según las ecuaciones de McGarry, Mara, Arthur y Gloyna, observándose que las ecuaciones propuestas por Mara son las más conservadoras. 300 Carga Orgánica Superficial máxima (kg DBO5/ha.d) Método de McGarry Método de Mara (a) Método de Mara (b) Temperatura (ºC) Figura Comparación de distintos métodos empíricos para el dimensionamiento de Lagunas Facultativas. Página 23 de 86

24 LAGUNAS DE MADURACIÓN Tiempo de retención y temperatura son los principales parámetros involucrados en el diseño de las Lagunas de Maduración, diseño que se basa en modelos cinéticos para la eliminación de organismos patógenos, representados generalmente por medio de los coliformes fecales. La mayoría de los modelos proponen cinéticas de primer orden, siendo la ecuación de diseño más habitual la desarrollada por Marais en 1974: N e N i = 1 + k t b siendo: N e = número de coliformes fecales/100 ml en el efluente. N i = número de coliformes fecales/100 ml en el influente. t = tiempo de retención (d). k b = constante de velocidad para la eliminación de coliformes (d -1 ). Esta constante se relaciona con la temperatura mediante la expresión: k b = 2,6 (1,19) (T-20) donde: T = temperatura media del agua (ºC). En el caso de disponer varias Lagunas de Maduración en serie la ecuación de diseño correspondiente queda como sigue: N e N i = ( 1 + k b t1)( 1 + kb t 2) L( 1 + kb t n) donde t n es el tiempo de retención en la laguna n. Página 24 de 86

25 La OMS (1987) recomienda un tiempo mínimo de residencia de 5 días si se dispone de una única laguna de Maduración y de 3 días para cada laguna si se dispone de varias dispuestas en serie. Tras el dimensionamiento debe comprobarse que la Carga Orgánica Superficial con la que opera la primera Laguna de Maduración no supera la carga con la que opera la Laguna Facultativa precedente, recomendándose que no supere el 75% de esta última carga. 2.2 FILTROS DE TURBA Los Filtros de Turba están constituidos por recintos en los que se disponen una serie de capas filtrantes, cuya composición de arriba hacia abajo suele ser: a. Capa de grava de 30 cm b. Capa de gravilla de 10 cm. c. Capa de arena de 10 cm. d. Capa de turba de 40 a 80 cm. Figura 2.4 Esquema de Filtro de turba (J.J. Salas y otros, 2006) La acción de depuración se realiza principalmente en la capa de turba, mientras que la función del resto de los estratos empleados se limita a retener al inmediato superior. Página 25 de 86

26 Los efluentes, tras su paso por la turba, son recogidos en el fondo de los filtros mediante canales o tuberías de drenaje, desde los que se evacuan a la obra de salida. Bajo las condiciones operativas habituales, a medida que avanza el ciclo operativo, los sólidos retenidos en la superficie de la turba, y la biomasa que se va desarrollando en esta zona, van disminuyendo la velocidad de infiltración de las aguas a través del sustrato, porque cada cierto tiempo (10-12 días) (Salas, 2008), se hace necesario parar los filtros en operación y arrancar los que se encuentran en reposo. Cuando se seca el lecho de turba se realiza una retirada de los lodos. La turba se remueve para que se oxigene y regenere. Los valores de los parámetros que actualmente se emplean en el diseño de los Filtros de Turba se han obtenido de forma empírica, a través del seguimiento de unidades que operan con turbas negras, tratando aguas residuales urbanas con contenidos medios en DBO5 y Sólidos en Suspensión de 500 y de 400 mg/l, respectivamente. Los parámetros habituales en Andalucía para el dimensionamiento para este sistema de depuración, son los que se muestran en la Tabla 2.4( JJ. Salas y otros, 2006) Parámetro Valor Carga hidráulica (l/m 2.d) 600 Carga superficial orgánica (g DBO 5 /m 2.d) 300 Carga superficial de sólidos (g SS/m 2.d) 240 Relación superficie total/superficie activa 2:1 Tabla Parámetros para el diseño de los Filtros de Turba. Las recomendaciones para el dimensionamiento de los Filtros de Turba se basan en limitar la Carga hidráulica aplicada a 600 l/m 2,d, comprobando, que para este valor de Carga hidráulica, las Cargas superficiales orgánicas y de sólidos quedan por debajo de 300 g DBO 5 /m 2.d y de 240 g Página 26 de 86

27 SS/m 2.d, respectivamente. En caso de que se incumplan algunos de estos últimos requisitos, los filtros se dimensionan para cumplir el más restrictivo de los mismos. La superficie así calculada es la superficie activa (la que debe encontrarse en operación), que, a efectos de diseño, generalmente se duplica para poder disponer de la misma superficie de turba en operación y en reserva. Una vez determinada la superficie total de turba necesaria se procede a determinar el número de filtros necesarios, de forma que la superficie de cada filtro sea de aproximadamente 100 m 2. De acuerdo con estas pautas de dimensionamiento, un habitante equivalente requiere tan sólo 0,2 m 2 de Filtros de Turba en operación y 0,4 m 2 de superficie total, contando con las de los filtros en reposo. Página 27 de 86

28 2.3 LECHOS BACTERIANOS Los Lechos Bacterianos se encuentran dentro de los sistemas de biopelícula, son procesos aerobios, en el que el agua residual, después de haber sido sometida a un tratamiento previo (pretratamiento y tratamiento primario), percola por gravedad a través de un material de relleno, que constituye el material soporte sobre el que se desarrollan y crecen los microorganismos, formando una biopelícula de espesor variable. Este depósito suele tener forma cilíndrica y estar abierto a la atmósfera por la parte superior. Figura 2.5.Diagrama de Flujo de un Lecho bacteriano. Fuente Fundación CENTA. La distribución del agua se hace normalmente por aspersores que pueden ser fijos o móviles. Los móviles consisten en brazos giratorios dispuestos radialmente, con boquillas incorporadas y movidos por carga hidráulica. Además, hay que asegurar que la masa filtrante tenga la mayor superficie específica posible, para que se pueda formar la mayor cantidad de película biológica. Esta característica hay que conjugarla con el índice de huecos, ya que éstos serán los que permitirán el paso del aire y del agua. Los materiales de soporte pueden ser naturales o artificiales. Hay que cuidar la uniformidad del medio poroso, su durabilidad y resistencia. Los materiales más utilizados son la piedra sílice, el pórfido o pulzonadas. Los materiales artificiales pueden ser desde escorias hasta Página 28 de 86

29 elementos plásticos, fabricados especialmente para conjugar superficie y huecos, de forma que se aumente el rendimiento por unidad de volumen. Las características del medio poroso ideal deben ser: la economía, duración, la elevada superficie específica, y un índice de huecos que asegure su no atascamiento. El volumen de agua retenido depende de la superficie y tamaño de los materiales del lecho, de donde resulta que la elección de los materiales filtrantes de los lechos es de suma importancia pues su diámetro o tamaño define las superficies disponibles. La ventilación puede ser natural o forzada. La ventilación natural se produce por efecto de la diferencia de temperaturas del aire y el agua. Al calentarse o enfriarse el aire en el interior del lecho se produce una variación de densidad que provoca el movimiento de la masa. Se ha comprobado que una diferencia de 6ºC de temperatura produce un tiro de 0.3 m3/m2. min. Cuando la diferencia es de 2ºC, se para el tiro. En algunos tipos para evitar este paro de oxigenación, se recurre a la ventilación forzada, inyectando 0.3 m3/m2. min. De forma artificial. Se recurre a este sistema cuando, por causas exteriores como frío, hay que cerrar los lechos. Habrá que tener en cuenta que esto representa un incremento de potencia instalada. La recogida de agua residual tratada se efectúa por medio de un dispositivo de drenaje en el fondo del lecho bacteriano. Este sistema contará con un sistema de canales de recogida, con la característica fundamental de que no deben existir sedimentaciones, ya que el agua residual lleva flóculos que sedimentarán en el decantador secundario. Para ello la pendiente será del 1% o 2%, y la sección no irá nunca llena, ya que deberá servir también como canal de aireación. Una recomendación de diseño marca que, la zona de salida al falso fondo de agua y aire, sea el 15 ó 20% de la superficie total del filtro. En La Tabla 2.5 muestra los valores recomendados para el diseño de Lechos Bacterianos de baja carga. A la hora de calcular la carga hidráulica y el tiempo de retención a Qmax, se tendrá en cuenta el caudal máximo incluyendo el caudal de recirculación. Página 29 de 86

30 Parámetro Valores recomendados Carga orgánica (kg DBO5/m3.d) 0,2-0,4 Carga hidráulica máxima (m3/m2.h) plástico) > 0,4 (relleno de piedras) > 0,8 (relleno de Altura de relleno (m) piedras) 2-3 m (relleno de plástico) 4-5 m (relleno de Recirculación (Qr/Q) ) Tabla 2.5. Recomendaciones para el diseño de Lechos Bacterianos de baja carga. (Ortega, E. y otros, Métodos aplicados en el diseño Para el diseño de los Lechos Bacterianos se han desarrollado multitud de fórmulas, muchas de ellas de tipo empírico, basadas en resultados experimentales, si bien, se cuenta también con fórmulas semiempíricas que emplean modelos teóricos, cuyas constantes son calibradas con datos experimentales. Los distintos métodos suelen utilizar como parámetros de diseño la carga orgánica aplicada por unidad de volumen de relleno (kg DBO5/m3.d) y la carga hidráulica (m3/m2.h = m/h), definida por el caudal aplicado (incluyendo la recirculación), sobre la sección horizontal del lecho. El método de diseño que a continuación se detalla, recoge, fundamentalmente, las indicaciones de la norma ATV-A281E para el dimensionamiento de plantas de Lechos Bacterianos de cualquier tamaño y de una sola etapa. Se trata de un método de tipo empírico, que emplea la Página 30 de 86

31 carga por unidad de volumen de relleno (Cv en kg/m3.d) máxima permisible, como parámetro fundamental de diseño. Determinación del volumen de relleno (VF, m3) El volumen necesario de relleno se calcula a partir de la carga orgánica a tratar DBO5(E), (obtenida multiplicando el caudal medio diario, Qm,d, por la concentración de DBO5 que presentan las aguas residuales (DBO5(e)), en el caso de Lechos Bacterianos que tan sólo eliminan materia orgánica, el volumen necesario de relleno se obtiene a partir de la expresión: V FC =DBO E C v DBO5 Siendo: VF,C : volumen necesario de relleno para la eliminación de la materia carbonada(m3). Cv,DBO5 : carga de DBO5 por unidad de volumen de relleno (kg DBO5/m3.d). Para el diseño se recomiendan valores máximos de Cv,DBO5 de 0,4 kgdbo5/m3.d. Por debajo de los h-e y para hacer frente a las fuertes fluctuaciones de caudal y de carga diarias, se recomienda ir bajando linealmente las cargas de diseño hasta alcanzar los 0,2 kg DBO5/m3.d para poblaciones de 50 h-e.el valor indicado de Cv,DBO5 son válidos para materiales de soporte de naturaleza mineral, y para el caso de materiales plásticos, con una superficie específica teórica de hasta 100 m 2 /m 3. Materiales plásticos con una mayor superficie específica permiten, en principio, trabajar con cargas mayores de 0,4 kgdbo5/m3.d, si bien, deberán ser probados previamente mediante ensayo. En general no se recomiendan superficies específicas mayores de 150 m 2 /m 3, ni cargas mayores de 0,6 kg DBO5/m 3.d _ Tasa de recirculación (RC) La tasa de recirculación, se calcula mediante la expresión: RC>0 = (DBO5 e\dbosd)-1 Donde: Página 31 de 86

32 DBO5(SD) : concentración de DBO5 (mg/l) en el sistema de distribución, una vez incorporada el agua de recirculación. Esta tasa debe fijarse de forma que la concentración de DBO5 a la entrada del Lecho Bacteriano no supere el valor de 150 mg/l. _ Altura del lecho (hf, m) Para lechos de tipo mineral se recomiendan alturas de 2-3 m, mientras que si se recurre al empleo de materiales plásticos los valores normales de la atura del material de relleno se sitúan en 4-5 m. _ Superficie del lecho (SF, m2) Una vez calculado el valor de VF y fijado el valor de hf, se calcula la superficie de la sección horizontal del lecho mediante la expresión: S F= V F\h F Carga hidráulica máxima (qa, m/h) La carga hidráulica máxima (qa) que puede recibir el Lecho Bacteriano se determina mediante la expresión: q A = Q max (1+ RC)\ S F El valor de qa debe ser de al menos 0,4 m/h cuando se empleen rellenos de naturaleza mineral y, de al menos 0,8 m/h, en el caso de los rellenos plásticos. Este valor mínimo puede reducirse hasta 0,4 m/h para Lechos Bacterianos de material plástico de muy poca altura (menos de 2 m), siempre que se cuente con un buen sistema de distribución del agua de alimentación y de que el medio soporte se haya seleccionado correctamente para estas condiciones de trabajo. Si no se cumplen las condiciones de carga hidráulica, será necesario modificar la altura del lecho o la tasa de recirculación. Para alcanzar rendimientos superiores al 90% de eliminación de DBO5 es necesario mantener una carga hidráulica mínima de forma constante (0,6 m/h en rellenos plástico y 0,1-0,2 m/h en rellenos minerales). Esto puede requerir un aumento de la tasa de recirculación a valores altos (> 150%), con el consiguiente incremento del consumo energético. _ Fuerza de lavado (FL, mm) Página 32 de 86

33 En Lechos Bacterianos con sistema de distribución del agua residual tipo móvil, la intensidad o fuerza de lavado (en mm) por brazo y por rotación, depende de la carga hidráulica aplicada y de las características del sistema de distribución, de acuerdo la expresión: F L= qa 1000 a n Siendo: FL = fuerza de lavado (mm). a = número de brazos rotatorios de distribución del agua de alimentación al lecho. n = número de rotaciones por hora del sistema de distribución (h -1 ). qa = carga hidráulica media, incluyendo la recirculación (m/h). En general, cuanto más alto sea el Lecho Bacteriano, y mayor sea la superficie específica del relleno, mayor debe ser la fuerza de lavado necesaria para evitar la obstrucción del filtro. Se debe asegurar la operación continua del sistema móvil de distribución de agua durante la noche, con el fin de lograr que toda la superficie del lecho se mantenga húmeda. El lecho no debe permanecer seco, sin alimentación de agua residual, durante más de dos horas. Se recomienda emplear distribuidores motorizados, que permitan alcanzar valores de FL entre 4 y 8 mm durante la operación normal del lecho, para conseguir un buen arrastre del fango en exceso, y valores entre 20 y 100 mm para realizar procesos de lavado (de 6 horas durante la noche). Estos procesos de lavado disminuyen el riesgo de obstrucción del lecho. Página 33 de 86

34 2.4 CONTACTORES BIOLÓGICOS ROTATIVOS Los Contactores Biológicos Rotativos (CBR) son sistemas de tratamiento de las aguas residuales en los que los microorganismos se hallan adheridos a un material soporte (sistema de biopelícula), que gira semisumergido (aproximadamente el 40% de su superficie) en el agua a depurar. El medio soporte debe seleccionarse, para hacer máximo el rendimiento sin sacrificar la duración ni sus prestaciones. El polietileno (PE) de alta densidad ha desplazado el poliestireno (PS) por tener un coste más reducido. Los medios llevan un inhibidor de la radiación UV como es el negro de humo, para aumentar su duración. Los medios presentan una superficie corrugada, que tiene por objeto, incrementar la superficie por unidad de volumen de medio y aumentar la exposición al aire entre otras. Al girar lentamente (1-2 rpm), el soporte expone su superficie alternativamente al agua y al aire. Sobre el soporte se desarrolla, de forma natural y gradualmente, una película de biomasa bacteriana, que emplea como sustrato la materia orgánica soluble presente en el agua residual y, que toma el oxígeno necesario para su respiración del aire atmosférico, durante la fase en que el soporte se encuentra fuera del agua (Scholz M.,2006) (Figura 2.6). Figura 2.6. Contador Biológico Rotativo (CBR) (I Martín, 2006) El crecimiento de la biopelícula continúa hasta que llega un momento en que su espesor es tal (unos 5 mm), que se ve muy dificultada la difusión de oxígeno y sustrato hasta las Página 34 de 86

35 El agua residual se encuentra en un reactor donde se produce la depuración, el efluente sale del tanque por el lado opuesto al de entrada, y después del tiempo de residencia suficiente para conseguir una buena decantación de la biopelícula desprendida. El esquema de trabajo de estos sistemas se complementa con un tratamiento primario para la reducción de Sólidos y Carga orgánica previo al paso del agua al CBR, laguna anaerobia o decantador primario. Y posterior a este una decantación secundaria para la separación de los lodos del agua tratada. Parámetro Valor Carga orgánica en primera etapa < 40 g DBO 5 /m 2.d Carga hidráulica:eliminación DBO 5 0,15 m 3 /m 2.d Superficie específica del CBR: 110 m 2 / m 3 Eliminación DBO 5 Tabla 2.6 Características de Diseño de un CBR (Ortega, E y otros, 2010) Métodos aplicados en el diseño Para el diseño de los CBR se han desarrollado diversos métodos, normalmente de tipo empírico, que suelen emplear como parámetro de diseño la carga orgánica aplicada por unidad de superficie de rotor (kg DBO5/m 2.d). Siguiendo la norma ATV-A281E. Se recomienda el empleo de al menos dos etapas de contactores, que deberán ser al menos tres, si además de eliminar la materia carbonada también se quiera nitrificar. La superficie necesaria de contactor (ARC, m 2 ) se calcula a partir de la carga orgánica a tratar DBO 5 (E),(kg DBO 5 /d), obtenida multiplicando el caudal medio diario, Qm,d, por la concentración de DBO5 que presentan las aguas a tratar (DBO5(e)), Página 35 de 86

36 La superficie necesaria de contactor se obtiene a partir de las expresiones: Donde: ARC,C : superficie teórica del CBR para la eliminación de la materia carbonada (m2). Cs,DBO5 : carga de DBO5 superficial en el CBR (g DBO5 /m2.d), obtenida de la Tabla 2.6. Página 36 de 86

37 3. MATERIALES Y METODO MATERIALES De las 374 plantas de tratamiento de aguas residuales de tecnologías no convencionales que hay en Andalucía, se han tratado datos de unas 24 plantas. Los datos utilizados se han obtenido de la Base de datos de las Estaciones Depuradoras de Aguas Residuales de Andalucía. De cada una de las plantas tenemos registros durante períodos de tiempo diferentes, e incluso en la misma planta hay huecos en los registros, por lo que se han encontrado cierta dificultad a la hora de tratar los datos. Pero aún en condiciones no ideales se ha sido posible estudiar los datos disponibles de forma coherente y obteniéndose resultados consistentes. Los datos que se han utilizado básicamente han sido la DBO 5 de entrada, la DBO 5 de salida, el caudal de entrada. A partir de estos datos primarios se calculan los índices que se utilizaron para obtener las diferentes unidades de tratamiento. Sin embargo, se observa la necesidad de obtener más datos experimentales y con mayor continuidad para aumentar la exactitud de los resultados expuestos, para mejorar el diseño, el mantenimiento y la aplicabilidad de cada tipo de proceso. MÉTODO El modelo desarrollado se basa en los estudios cinéticos anteriores para sistemas microbiológicos descritos por diferentes autores, también los llevados a cabo por el grupo TAR en diferentes etapas, que han sido generalizados en este trabajo para un rango amplio de poblaciones de seres vivos diferentes que actúan los sistemas de tratamiento de aguas estudiados. 1.- Método de Cálculo cinético de Atkinson en su libro Reactores bioquímicos, (Atkinson, 1985), basado en los balances de sustrato, producto y microorganismos. 2.- Método de cálculo cinético para reactores anaerobios semicontinuos y agitados, desarrollado por el grupo TAR, aplicado para digestores anaerobios alimentados con aguas de quesería, (Lebrato et al, 1990) Página 37 de 86

38 3.- Método de cálculo cinético para reactores anaerobios semicontinuos y agitados, aplicado para aguas residuales con residuos orgánicos domésticos, (Lebrato et al, 1995) 4. Modelo TAR unitario para el diseño de procesos biológicos basados en su comportamiento, (Lebrato et al, 2002) Se ha desarrollado el MÉTODO TAR de diseño de procesos biológicos, que se aplica al tratamiento de aguas residuales, basado en el estudio experimental del comportamiento de una gran cantidad de plantas de tratamiento de aguas residuales de tecnologías no convencionales, en funcionamiento continuo y rutinario. Los argumentos que se han tenido en cuenta para desarrollar el presente modelo matemático son las siguientes: 1. Se han estudiado una gran variedad de procesos, donde independientemente de la presencia de otros elementos depuradores, el peso fundamental de la eliminación de la materia orgánica del agua residual corresponde a organismos como árboles, arbustos, cañizos, algas, bacterias, etc. 2. Se ha considerado el proceso como un organismo vivo en sí mismo, aunque puede haber gran número de especies vegetales o microscópicas diferentes dentro de un mismo proceso de tratamiento, como es el caso de los humedales artificiales. Sumando a esto el estudio de las respuestas de los sistemas de tratamiento a diferentes estímulos externos. 3. Se llama biomasa transformadora de materia orgánica, Bio, a la suma de todas las especies vivas que actúan en el proceso, considerando sus interacciones entre ellas y el entorno creado de forma natural o artificial. 4. El reactor biológico marca el entorno físico, químico y biológico, donde de forma natural, acelerada o fuertemente modificada ocurren los procesos de transformación de materia orgánica. 5. Cuanto menos modificado más multivariable será el sistema, por ello deben especificarse mejor las condiciones mínimas que permitan el cálculo y la posterior aplicación del modelo de diseño. Página 38 de 86

39 6. Sobre los resultados experimentales obtenidos en el seguimiento de las plantas estudiadas se han realizado los balances de masa pertinentes: crecimientos de biomasa transformadora de materia orgánica, Bio, y la reducción consiguiente de la materia orgánica aportada. 7. Los rendimientos, se han relacionado con las unidades específicas de cada tipo de reactor, de forma que se ha establecido la eliminación de materia orgánica, o la depuración conseguida por unidad específica de tratamiento: m 3 de laguna anaerobia, m 2 de filtro de turba, m 2 de laguna facultativa (m 2 de insolación), etc. La elección de la unidad específica nos emplaza al diseño posterior, y condiciona las conclusiones obtenidas, por eso es uno de los puntos clave en la definición de un modelo adecuado que explique el comportamiento del sistema. Se han evaluado una serie de datos experimentales de plantas pilotos y reales para estudiar su comportamiento y calcular los parámetros de diseño, y los límites posibles en el mantenimiento de cada una de las diferentes tecnologías de tratamiento. Antes de desarrollar el modelo, se van a definir una serie de parámetros que se han considerado necesarios para su elaboración. Q = Caudal (m 3 /h). DBOe = Concentración de materia orgánica del agua de entrada (Kg DBO 5 /día). DBOs = Concentración de materia orgánica del agua de salida (Kg DBO 5 /día) X= Biomasa transformadora de materia orgánica (Kg DBO 5 ) V= Volumen del reactor biológico (m 3 ). Qp= Caudal de excesos de fango (m 3 /h). CARGA MÁSICA: TIEMPO RETENCIÓN DE SÓLIDOS: CARGA VOLUMÉTRICA: Q DBOe Cm = V X V X TRS = Q X salida Q DBOe Cv = V reactor salida DBOe DBOs RENDIMIENTO: R(%) = 100 DBOe Página 39 de 86

40 TIEMPO DE RETENCIÓN HIDRÁULICO: V TRH = Q Se han escogido intervalos de tiempo suficientes para promediar el comportamiento del sistema, descartando los puntos extremos de rendimientos, por encima o por debajo del nivel medio. Se ha trabajado en la elaboración de series de datos medios a lo largo de todo el año. Al tomar coeficientes por unidad específica de tratamiento, pueden relacionarse los comportamientos (por unidad de tratamiento) de las diferentes plantas, con lo que las curvas experimentales cubren la mayoría de las variaciones espaciales y temporales posibles, consiguiendo un modelo lo más representativo posible. El modelo debe considerar, explicar y calcular el comportamiento del sistema en las condiciones más desfavorables, dando un margen a la mejora de resultados en el mantenimiento posterior. La influencia de las condiciones climatológicas, queda recogidas en las series anuales de datos de las plantas que se han evaluado, permitiendo diseñar considerando las épocas más desfavorables. En todo caso, el seguimiento se ha realizado íntegramente en Andalucía. Página 40 de 86

41 3.1. DISEÑO DE REACTORES BIOLÓGICOS MEDIANTE EL MÉTODO DE CÁLCULO TAR. En el presente método de diseño TAR vamos a definir de dos premisas de partida para el desarrollo de la teoría experimental: PRIMERA PREMISA Para que un reactor biológico sea viable, debe mantener un mínimo de población de biomasa transformadora de materia orgánica, Bio, en su interior. Los componentes que mueren más los que salen en el efluente deben ser compensados, al menos, por los que nacen en la unidad de tiempo evaluada. Supongamos un reactor biológico con el siguiente balance en unidades Bio en un tiempo t. En un esquema simplificado del proceso, sin considerar otras interacciones, sería el siguiente: Q ENTRAN: 0 NACEN 100 MUEREN 20 SALEN: 5 Figura Lavado del Reactor En la siguiente tabla se esboza una simulación del carácter del sistema atendiendo a la salida de la biomasa transformadora de materia orgánica. Página 41 de 86

42 Caudal entrada (Q) Cantidad biomasa transformadora que sale del Sistema Clase de Sistema 2Q 10 Sistema viable 10Q 50 Sistema viable 15Q 75 Sistema viable 16Q 80 Punto crítico 100 nacimientos 20 muertes 80 Salida Tabla 3.1 Clases de Sistemas atendiendo a la cantidad de biomasa transformadora que sale del sistema. Si se continúa con el proceso, evaluando el porcentaje de Rendimiento en depuración, se tendría una gráfica como se observa en la Figura 3.2. % PUNTO CRÍTICO DEPURACIÓN Q 4 Q 8 Q 12 Q Qc Q Qc = caudal máximo de entrada. Figura 3.2. Caudal máximo de entrada (Q) o punto crítico El punto crítico, conlleva un concepto importante, es aquel en el que sale del sistema la mayor cantidad de biomasa transformadora de materia orgánica, sin una pérdida significativa de eficacia en el reactor, lo que significa que se compensa por el mayor crecimiento de biomasa posible en las condiciones de trabajo del reactor. El punto crítico, como es obvio, no debe alcanzarse en ningún caso dentro de un reactor biológico, puesto que el riesgo de lavado es grande, y la recuperación del reactor puede ser muy complicada, y necesitará de un tiempo y coste elevado. Página 42 de 86

43 Otro parámetro a tener en cuenta es el tiempo de retención hidráulico, se debe definir con un margen de seguridad, con un caudal de diseño Q operación con porcentaje menor al Q crítico. V TRH = CRÍTICO Q REACTOR CRÍTICO SEGUNDA PREMISA A igualdad de otros factores, el rendimiento de un reactor depende del grado de contacto de la biomasa existente con la materia orgánica del agua residual. Para mejorar los rendimientos debe incrementarse dicho contacto, Con el objetivo de aumentar el rendimiento del reactor, se realizarán las siguientes operaciones: 1. Agitación. 2. Aumento del recorrido de la alimentación. 3. Recirculación. 4. Mejorar la disponibilidad de la biomasa. Tomando como ejemplo una laguna anaerobia, y un digestor anaerobio agitado podemos distinguir claramente ambos conceptos. SIN AGITACIÓN CON AGITACIÓN (Laguna anaerobia) Sale poca biomasa Poco contacto: Biomasa/Materia orgánica (Digestor anaerobio agitado) Sale más biomasa Más contacto: Biomasa/Materia Orgánica Figura 3.3: Relación con la agitación del reactor Página 43 de 86

44 Si se compara ambos tipos de reactores de acuerdo con las condiciones 1 y 2, se puede observar lo que se recoge en la tabla Laguna Anaerobia Digestor anaerobio agitado CAUDAL Caudal Alimentación admitida mayor menor Caudal Crítico mayor menor Caudal Operación mayor Menor TIEMPO RETENCIÓN HIDRÁULICO TRH operación menor mayor TRH operación menor Mayor TIEMPO DE RETENCIÓN SÓLIDOS TRS Mucho mayor Mucho menor SÓLIDOS EN SUSPENSIÓN VOLÁTILES SSV Efluente Mucho menor Mucho mayor DISEÑO DEL VOLUMEN DEL REACTOR Volumen del reactor Menor Mayor RENDIMIENTO ELIMINACIÓN MATERIA ORGÁNICA % Depuración Menor Mayor Tabla 3.2. Comparación de reactores con y sin agitación frente a las condiciones 1 y 2 de diseño. Página 44 de 86

45 3.2. BALANCE DE MASA EN LOS REACTORES BIOLÓGICOS: Admitiendo que en una parte muy importante del crecimiento de la biomasa esté relacionado con la transformación de materia orgánica, o en su caso que sea proporcional a dicha transformación, pueden relacionarse los siguientes balances de masa en los reactores biológicos BALANCE PRIMERO. MATERIA ORGÁNICA CONSUMIDA: La materia orgánica que entra en el reactor, es igual a la que sale del mismo más la que se consume por la biomasa. Q DBO E = Q DBO s + RXV Q = caudal de entrada. DBO E = concentración de materia orgánica en la entrada medida como DBO. Demanda biológica de oxígeno. Q DBO E = Kg materia orgánica que entran en la unidad de tiempo. DBO S = concentración de materia orgánica en el agua de salida como DBO. Q DBO S = Kg materia orgánica que salen en la unidad de tiempo R = coeficiente de sustrato (materia orgánica) consumido por unidad de biomasa en la unidad de tiempo DBO / t X = concentración de biomasa en el reactor. V = volumen de reactor. XV = kg de biomasa en el reactor. RXV = kg de sustrato consumidos por la biomasa del reactor. Si se relaciona el balance de materia orgánica consumida con el tiempo de retención hidráulico. Página 45 de 86

46 Q DBO E = Q DBO S + RXV Q (DBO E DBO S ) = RXV DBO E DBO S = DBO consumido en el proceso Q DBO consumido = RXV Se puede calcular el coeficiente de concentración de biomasa del reactor (R). Q DBO R = X V consumido = DBO V ( ) X Q consumido = DBO consumido TRH X R = DBO TRH consumido X BALANCE SEGUNDO. BIOMASA GENERADA: biomasa. La materia orgánica de entrada es igual a la que sale, más la que se transforma en Q DBO ENTRADRA = Q DBO SALIDA Q + X Y Y = coeficiente de transformación de materia orgánica en biomasa = Kg Biomasa / Kg DBO. XQ = Kg biomasa. Página 46 de 86

47 XQ / Y = Kg biomasa / (Kg biomasa / Kg DBO transformada). Q( DBOENTRADA DBOSALIDA) = QDBOCONSUMIDA = Y = Q X QxDBO CONSUMIDA Q X Y X = YDBO CONSUMIDA Sustituyendo X en el primer balance: R = 1 THR DBO CONSUMIDA X = 1 THR DBO Y DBO CONSUMIDA CONSUMIDA = 1 TRH Y Y R = 1 TRH Ahora lo relacionamos con la concentración de biomasa en el reactor en función del tiempo: YR = X DBO CONSUMIDA DBO t CONSUMIDA = X t El incremento de la concentración de biomasa en la unidad de tiempo es el CRECIMIENTO de la biomasa transformadora de materia orgánica, µ, y es inverso al tiempo de retención hidráulico del sistema. µ = 1 TRH Si quiere determinar el crecimiento máximo de biomasa, podemos estudiarlo en el punto crítico: Crecimiento máximo = cantidad de biomasa que se va en el efluente de salida más la cantidad de biomasa que muere.. Página 47 de 86

48 µ 1 = TRH + MÁXIMO CRITICO Kd Kd es el coeficiente de muerte endógena. La µ máxima permite realizar cálculos analíticos específicos para cada tipo de reactor y proceso. La edad del fango, en procesos bacterianos con procesos bacterianos con recirculación puede asociarse a acumulación de biomasa transformadora de materia orgánica. µ MAXIMO = CRECIMIENTO BIOMASA MUERTE BIOMASA µ MAXIMO = dx dt = dx K k dt d X K = Constante del crecimiento del proceso. dx dt X = dx K dt X En procesos acelerados para tratar materia orgánica, el crecimiento debe ser, en general, bastante mayor que la muerte de biomasa, para que el proceso de lugar a una tecnología competitiva. Por ello, en muchos casos K d puede despreciarse, en un cálculo que exige trabajar con márgenes de seguridad como es el diseño de reactores. K d X dx dt = BIOMASA BIOMASA TOTAL CRECIMIENTO = TIEMPO DE RESIDENCIA DE BIOMASA El tiempo de transformación y el crecimiento de biomasa, permiten el cálculo de diseño de la biomasa en exceso, que según los casos, debe ser retirada del proceso. Página 48 de 86

49 3.3. RELACIÓN DEL MODELO DE COMPORTAMIENTO TAR CON LOS MODELOS CINÉTICOS DE CRECIMIENTO Una vez que se calcule µ m, crecimiento máximo, se puede relacionar con el crecimiento bacteriano a lo largo de toda la evolución del sistema. Para ello debe escogerse el modelo cinético adecuado, dependiendo del proceso biológico con más peso en el tratamiento estudiado. El Modelo más genérico y utilizado en los procesos bacterianos es el de J. Monod, y modificado razonablemente, se ha utilizado para muy diversos sistemas. µ MAXIMA µ A B K m Materia orgánica Figura 3.4: Gráfica del Modelo J Monod A bajas concentraciones (A), la reacción es de primer orden, el crecimiento depende de la concentración de sustrato. µ = K C A altas concentraciones (B), el crecimiento se hace constante e igual a µ max, y la reacción es de orden 0. Página 49 de 86

50 En los procesos naturales, las reacciones para la utilización de sustrato son múltiples, se considera como la suma total de todas ellas, y se le puede aplicar la ecuación de J. Monod, en la mayoría de los casos, y no solo a los procesos bacterianos. µ = µ max C Km + C K m = concentración de sustrato para µ = µ max / 2 µ max = crecimiento máximo. Este modelo no permite predecir simultáneamente el comportamiento de sistema a tiempos de retención largos y cortos y para sustratos complejos no se pueden obtener los parámetros. Los modelos de primer orden son de uso muy simple y se ajusta bien a los datos experimentales. Pero no permiten predecir las condiciones de máxima actividad biológica, zona (B) de la Figura, ni los desajuste del sistema. Página 50 de 86

51 3.4. DETERMINACIÓN EXPERIMENTAL DE µ MAX : Se representará el rendimiento del proceso frente a caudales crecientes de entrada, esperando encontrar un punto crítico, caudal crítico, en el cual el rendimiento disminuye drásticamente. % RENDIMIENTO PUNTO CRÍTICO DBO E DBO DBO E S 100 ZONA 1 ZONA 2 Q CRÍTICO Figura 3.5: Gráfica del caudal crítico Prolongando asintóticamente las pendientes de las zonas anterior y posterior al punto crítico, se obtiene Q crítico. El rendimiento se escogerá sobre la producción de producto (Ej. biogás en procesos anaerobios) o en eliminación de sustrato y materia orgánica, cuya expresión matemática es: DBOE DBOS 100= % DEPURACIÓN. DBOE Se utilizará este último por ser el más utilizado en los diferentes procesos biológicos Página 51 de 86

52 3.5. MÁXIMA CARGA CONSUMIDA EN EL REACTOR BIOLÓGICO En un reactor biológico en el que, en un principio, la alimentación sea un factor limitante, conforme va aumentando ésta, aumentará la concentración de materia orgánica en el sistema con el consiguiente consumo de dicha materia por la biomasa del reactor. Esta tendencia, llegará a un punto máximo, donde el consumo de la materia orgánica por la biomasa, estará limitada por la cantidad de la misma que pueda colonizar el reactor en condiciones mínimas de rendimiento, el volumen del reactor empezará a ser el factor limitante. Para obtener el punto crítico se enfrentarán la producción del reactor, o en su defecto la materia orgánica consumida frente a la alimentación de entrada por unidad de tratamiento. En el punto crítico, un aumento de la alimentación de entrada da lugar a una disminución de la producción del reactor, o de su consumo de materia orgánica. Nuestro sistema de tratamiento no puede trabajar en esas condiciones de exceso de materia orgánica. Kg DBO CONSUMIDA Kg BDO ENTRADA Figura 3.6 : Curva de la concentración máxima Página 52 de 86

53 crítico teórico. Tomando una serie de datos simulados, en eliminación de DBO, puede obtenerse el punto Kg DBO E Kg DBO CONS. (Kg DBO CON / Kg DBO E ) % Productividad % % % % % % % % % % PUNTO CRÍTICO % % Tabla 3.3. Punto crítico obtenido en cuanto eliminación de DBO. Al conocer experimentalmente la cantidad máxima de alimentación que puede eliminarse en un determinado reactor biológico, si se relaciona con la unidad de tratamiento (m 3, m 2 superficie, ) puede conocerse el volumen o cantidad de tratamiento necesario (m 2 de superficie de instalación, etc.) del reactor necesario para procesar una determinada carga Página 53 de 86

54 orgánica conocida previamente y las necesidades de una determinada población, con unas actividades propias que den lugar a unos vertidos determinados. Este volumen calculado experimentalmente será diferente del que se hubiera determinado si el punto crítico del sistema estuviera en el caudal de entrada. SATURACIÓN POR CAUDAL % Depuración Q CRITICO CAUDAL SATURACIÓN POR ALIMENTACIÓN KG DBO CONSUMIDO Q CRITICO 1 Q CRITICO 2 Q CRITICO 3 KG DBO Q critico KG = DBO CRÍTICOS ENTRADA Figura 3.7: Comparación de ambas gráficas Se pueden comparar los puntos críticos por exceso de caudal, QCRÍTICO, con los caudales que porten la alimentación crítica, dividiendo los kilogramos de alimentación por la concentración de materia orgánica en la alimentación. Página 54 de 86

55 Si el caudal con la cantidad consiguiente de Kg CRITICOS de DBO es menor, el sistema se descompensa por SOBREALIMENTACION, pero si por el contrario el sistema soporta bien la carga orgánica (alimentación diluida) se vendrá abajo al superar el caudal crítico, Q c. En resumen el proceso biológico, entendido como un ser vivo, con diferentes poblaciones se comporta como una biomasa única, que se desequilibra y se descompensa en sus funciones por efecto de una sobrecarga de: 1. ALIMENTACIÓN, Kg DBO ENTRADA críticos: SATURACIÓN NUTRICIONAL. 2. LÍQUIDO, caudal crítico: SATURACIÓN HIDRÁULICA. Por ello para desarrollar el presente modelo, que ofrezca los parámetros de diseño del reactor, alimentación de operación (alimentación crítica minorada por un porcentaje de seguridad), Kg DBO que se pueden tratar por unidad de tratamiento de un determinado sistema, o bien el caudal de operación (caudal crítico minorado en un porcentaje de seguridad), m 3 de agua residual que pueden tratarse por unidad de tratamiento, debe estudiarse el comportamiento de dichos procesos llevados al límite de estabilidad, y determinar cuál es el factor determinante de la saturación, y a partir de ahí, calcular los parámetros de diseño, adecuado a esa determinada configuración. Este método de calcular el máximo de estabilidad de una determinada configuración de un sistema, es adecuado para sistemas naturales, tecnologías no convencionales, que imitan a la naturaleza lo más posible, ya que muchas de las condiciones del reactor permanecen invariables, y no pueden manipularse fácilmente al no poder instalar herramientas que consuman demasiada energía, o den lugar a mantenimientos complicados, que las convertirían en tecnologías convencionales, con otros rangos de aplicación. Por ello, el método TAR de diseño propuesto es especialmente útil para estas tecnologías naturales, debido a su carácter multivariable, pero también para el resto de tecnologías convencionales, aunque no son objetivo de este estudio. Una vez calculados los parámetros básicos de diseño, volúmenes, cargas, alimentaciones asumibles, el mantenedor puede mejorar los rendimientos del sistema, calculado en el diseño Página 55 de 86

56 para unas condiciones medias debido al promedio obtenido al funcionar el modelo por los resultados reales de plantas en funcionamiento. Pueden cambiarse especies vegetales, mejorar técnicas de cultivo y poda, adaptar la biomasa a los vertidos específicos, introducir mayor diversidad ecológica, mejorar los circuitos hidráulicos, el volumen útil, el reparto del agua residual, introducir realimentaciones, favorecer el contacto aire-agua y mejorar las operaciones de mantenimiento y/o limpieza entre otros. Como todo diseño en el tratamiento se ofrece una herramienta básica, mejorable en el mantenimiento, dentro de los límites de cada sistema a explotar. Página 56 de 86

57 3.6 PARÁMETROS DE OPERACIÓN DEL MODELO TAR: Los parámetros de operación en el modelo matemático TAR son: 1. VOLUMEN: Se considera que el volumen del reactor calculado, es siempre VOLUMEN ÚTIL, dependiendo de las condiciones del proceso deberá sobredimensionarse convenientemente. 2. CAUDAL, CAUDAL CRÍTICO Y CAUDAL DE OPERACIÓN O DE DISEÑO: los datos obtenidos de cada uno de los sistemas definirán una curva de comportamiento, en ella se podrá calcular el caudal crítico, Q c, que fija un mayor o menor caudal de operación o diseño, añadiendo el obligado porcentaje de seguridad. Se define la inercia del sistema como el intervalo de caudal en el cual disminuye significativamente el porcentaje de depuración, que puede variar, de acuerdo a la configuración del reactor. La filtración del agua en una parcela de suelo, puede ser lenta, y en el filtro de turba, podría ser más rápida, con lo que la saturación sería diferente en cada caso. En los procesos bacterianos en suspensión, el sistema es muy sensible a la pérdida de biomasa en el punto, anteriormente definido como punto de lavado, ya que la salida es rápida, y los efectos entre generaciones sucesivas se detectan inmediatamente, ya que no hay biomasa fija. La dependencia de las pérdidas de biomasa fija en la salida del reactor es absoluta. BIOMASA FIJA BIOMASA EN SUSPENSIÓN INERCIA 1 > INERCIA 2 Qc Qc Figura 3.8: Inercia en los sistemas de tratamiento. Página 57 de 86

58 En cambio en los procesos de película fija las pérdidas de biomasa bacterianas serán siempre menores, y la inercia del sistema será en todos los casos, mayor. Para calcular la inercia se valorará el Q, incremento de caudal, que disminuye el porcentaje de depuración en un 30% (porcentaje arbitrario escogido por los autores y variable en función de cada tecnología a estudiar). Si la caída en depuración no es drástica, el desequilibrio del sistema no estaría obligatoriamente asociado al lavado del sistema, a la pérdida de biomasa o a la colmatación del terreno, no sería seguro identificarlo como un SATURACIÓN HIDRÁULICA. Si de verdad ocurre una SATURACIÓN HIDRÁULICA, la depuración conseguida disminuirá, con la inercia que tenga el sistema, progresivamente, y para considerarlo como tal deberá ser mayor del 30% en los puntos experimentales tomados, y si se siguiera forzando el sistema, es decir introduciéndole más caudal, se tendría valores más bajos de depuración. No siempre será fácil obtener estos datos debido al fracaso del reactor, que obliga al mantenedor a actuar de alguna forma, cambiando la dinámica del sistema. Página 58 de 86

59 3.7. CÁLCULO EXPERIMENTAL DE LOS PARÁMETROS DE DISEÑO DE LOS TRATAMIENTOS NO CONVENCIONALES DE AGUAS RESIDUALES EVALUADOS. Una vez establecidos las rutinas de cálculo del modelo TAR, se ha procedido a chequear el mayor número posible de plantas, piloto y reales en funcionamiento continuo. Se han considerado sus datos de rendimientos en los mayores periodos de tiempo disponibles, de forma que el comportamiento de los procesos estudiados sea lo más representativo. El establecimiento de coeficientes unitarios, por unidad de tratamiento, permite relacionar los comportamientos de las diferentes plantas de una misma tecnología, en configuraciones de unos entornos similares (turbas, plantaciones, procedencia y características diversas de entrada y de proceso) y obtener puntos representativos en el modelo desarrollado. Cuando se estudian periodos de tiempo, en una determinada planta, con entradas y rendimientos similares, se toma una media de los datos obtenidos, y se suma al modelo. Considerando, que a lo largo de periodos largos, las plantas tienen momentos más problemáticos debidos al mantenimiento, se evalúa los datos experimentales de rendimientos en un intervalo de tiempo cercano, tomándose un valor medio de los parámetros para dicho intervalo. Se ha constatado, que a pesar de que en las plantas reales, por razones obvias no se han llevado a las plantas a zonas extremas de comportamiento, se han conseguido datos de desequilibrios importantes en el mantenimiento, en casi todos los casos, lo que permite observar las tendencias de cada proceso. El desarrollo del modelo, orienta los futuros trabajos de investigación y desarrollo tecnológico en las plantas piloto disponibles, en qué sentido deben forzarse los diferentes procesos para encontrar los parámetros más adecuados. También establece claramente la normalización de los procesos estudiados, y lo que es más importante, define las variables a estudiar, para diseñar, mejorar el proceso, y comparar sistemáticamente sus rendimientos. También aparecen en la explicación de las curvas experimentales, una serie de causas que llevan a un determinado comportamiento del sistema, que deben confirmarse, midiendo los fenómenos que ocurren en el proceso. El seguimiento de las variables del sistema, ofrece una batería de Página 59 de 86

60 ensayos que, nos acerca al Diagnóstico de los procesos, al chequeo y evaluación del funcionamiento, para realizar las futuras inspecciones técnicas, que den lugar a un mantenimiento preventivo de los procesos. Evoluciona en las técnicas de diagnóstico de cada tecnología, es una mejora que el modelo deja también abierto, tanto en los conceptos, como en la sugerencia de instrumentos para hacerlo. Al calcular las gráficas de comportamiento de cada una de las diferentes tecnologías, pueden cotejarse conclusiones distintas frente a diferentes unidades de tratamiento, m 2 de superficie, m 3 de volumen, sólidos en suspensión volátiles en el cultivo entre otros, la unidad que ofrezca mejores datos en el estudio del comportamiento del proceso define el factor con más peso en la evolución del sistema. Por ejemplo, en una laguna facultativa, qué factor será de mayor peso, la superficie soleada y por tanto con la actividad fotosintética de las algas y el aporte de oxigeno correspondiente o será el volumen del reactor, como en otros tipos de procesos?. Realizando las gráficas frente a uno u otro valor pueden determinar puntos críticos, que permiten reconocer el factor limitante del proceso, y por tanto la unidad de tratamiento. Una vez recogidos los datos de las diferentes plantas de una misma tecnología, en configuraciones y condiciones de funcionamiento similares, se refieren a la unidad de tratamientos con lo que pueden ser comparados los rendimientos en depuración, cargas y otras variables Así se pueden realizar las representaciones escogidas, relacionando los datos experimentales de cada planta referidos a la correspondiente unidad de tratamiento. Además pueden escogerse planos diferentes, correr el modelo y comparar sus comportamientos. En cada tratamiento se procesan los datos experimentales obtenidos de las plantas estudiadas. En el cálculo experimental de los parámetros de diseño para el tratamiento de depuración para una determinada localidad, se establecen los horizontes de población oportunos, se calculan las dotaciones, y las cargas a depurar, y así se establece el dato de partida, caudal diario, concentración de materia orgánica, y sólidos en suspensión, como variables fundamentales. No pueden olvidarse lo especiales que son, en general, las poblaciones rurales en el uso del agua. Una evaluación desafortunada de caudales, calidades, y de la gestión del agua, lleva Página 60 de 86

61 ineludiblemente a problemas, que luego la planta construida, difícilmente podrá solventar sin dificultades. Determinados, los parámetros iniciales, el caudal, y la materia orgánica diaria marcan el diseño del proceso biológico. Los sólidos en suspensión obligan al desarrollo del pretratamiento, y condicionan la elección del tratamiento biológico posterior. Por ello para diseñar el reactor biológico debe calcularse su volumen, y las cargas diarias de caudal y de materia orgánica que puede soportar, y por ello los óptimos de diseño y los márgenes de tolerancia permitidos en el mantenimiento PROCESO DE CÁLCULO DE PARÁMETROS DE DISEÑO: Para cada tratamiento diferente se calculan y se enfrentan los datos de depuración conseguidos frente al caudal de entrada por unidad de tratamiento, para calcular el caudal crítico, y por tanto el tiempo de residencia crítico. Así mismo se enfrentan los datos de materia orgánica consumida por la materia orgánica de entrada diaria por unidad de tratamiento, para determinar la materia orgánica máxima consumida, y a partir de ahí las cargas orgánicas máximas de diseño, y los márgenes de operación en el mantenimiento. Los kilogramos de materia orgánica consumidos diariamente serían la producción de biogás, biomasa verde, etc., según el proceso de que se trate, se pueden enfrentar la materia orgánica de entrada, de acuerdo a los balances de producción ya citados. Es decir, la producción / consumo de materia orgánica frente a materia orgánica por unidad de tratamiento. Normalmente una de las dos curvas nos dará un punto crítico antes que la otra, y ese factor, caudal o Kg de materia orgánica de entrada será el limitante del proceso, en las condiciones evaluadas. Si por ejemplo, tenemos un caudal crítico, y por lo que fuera, aumentáramos la concentración de materia orgánica, la alimentación podría llegar a ser crítica antes que el caudal, y convertirse en el nuevo factor limitante. De la misma forma podría ocurrir al contrario. Así pueden calcularse los márgenes, entre los que debe manejarse el mantenimiento de la planta. En la Figura 3.9, se puede ver la relación entre ambas curvas. Página 61 de 86

62 % RENDIMIENTO PUNTO CRÍTICO DBO E DBO DBO E S 100 ZONA 1 ZONA 2 Q CRÍTICO Q / UNIDAD DE TRATAMIENTO CONCENTRACIÓN CRÍTICA KG MATERIA ORGÁNICA CONSUMIDA/ UNIDAD DE TRATAMIENTO ALIMENTACIÓN KG BDOENTRADA/UNIDAD DE TRATAMIENTO Figura 3.9.: Relaciones críticas. Página 62 de 86

63 CÁLCULO DEL VOLUMEN O CANTIDAD DEL REACTOR DE ACUERDO A LA VARIABLE CRÍTICA, CAUDAL, O ALIMENTACIÓN 1. CAUDAL CRÍTICO. Sabiendo el caudal a tratar, y el Q de operación por unidad de tratamiento (con el margen de seguridad respecto al crítico). Cantidad de Tratamiento = Q Q UNIDAD DIARIOATRATAR OPERACIÓN TRATAMIENTO Siendo la unidad de tratamiento el volumen, superficie iluminada, etc. Caudal operación, calculado experimentalmente. Tiempo de retención hidráulico = Cantidad det ratamiento Q OPERACIÓN 2. MATERIA ORGÁNICA CRÍTICA DIARIA. Si se conoce la cantidad de materia orgánica de diseño a tratar diariamente, caudal por concentración de materia orgánica de la población, y se calcula la carga orgánica diaria máxima tratable, por unidad de tratamiento, y a partir de este, la de operación (con el margen de seguridad respecto al crítico). La cantidad de tratamiento a realizar es: CANTIDAD DE TRATAMIENTO = KG KG UNIDAD CARGADISEÑO CARGAOPERACION TRATAMIENTO (VOLUMEN, SUPERFICIE, ) Página 63 de 86

64 4. RESULTADOS Y DISCUSIÓN: LAGUNAJE ANAEROBIO La depuración en medio anaerobio una vez asegurada una profundidad mínima, es independiente de los fenómenos de superficie (reaireación, fotosíntesis), por lo que los procedimientos de diseño estarán basados en la carga volumétrica (DBO 5 /m 3 /día). La importancia de conseguir condiciones anaerobias en estas lagunas nos lleva a elegir como unidad de tratamiento el volumen útil (m 3 ), para referir los datos de las distintas plantas de estudio. Las gráficas de carga máxima y caudal crítico que mostramos a continuación han sido construidas con los datos recogidos de las siguientes plantas depuradoras, durante los períodos y frecuencia señalados:. PERÍODO MUESTREO FRECUENCIA CHIRIVEL 30/08/09 a 1/07/10 Semanal OCAÑA DOÑA MARIA 30/04/10 a 23/07/10 Semanal EL GASTOR 14/05/10 a 9/09/10 Mensual FUENTE DE PIEDRA 8/06/09 a 20/12/10 Mensual ZAHARA DE LA SIERRA 21/05/10 a 9/09/10 Mensual CUEVAS BAJAS 24/05/10 a 22/12/10 Mensual LOS GALLARDOS 28/09/09 a 29/10/10 Mensual ZURGENA 14/05/09 a 9/09/10 Mensual Tabla 4.1 Poblaciones, período y frecuencia de datos usados Página 64 de 86

65 DETERMINACIÓN DE LA CARGA MÁXIMA ORGÁNICA: 0,12 0,10 CARGA MÁXIMA LAGUNA ANAEROBIA kg DBO c/m3 0,08 0,06 0,04 0,02 0,00 0,00 0,00 0,03 0,04 0,07 0,09 0,10 0,13 0,17 Kg DBO e/m3 Figura 4.1 Carga Máxima. Laguna anaerobia Como se puede observar en la gráfica de carga máxima al mismo tiempo que va aumentando la carga de entrada aumenta la materia orgánica consumida hasta un máximo de un 80 %. A partir de una carga contaminante de entrada de 0,13 kg DBO 5 /m 3 deja de aumentar el porcentaje de depuración, disminuyendo rápidamente hasta un 35 % donde se mantiene estable. Para explicar este fenómeno, se estima que una vez que se llega a la saturación del sistema por carga máxima la laguna cesa su función biológica y comienza una actuación meramente decantadora, explicación de la línea horizontal que aparece en la gráfica. Generalmente la laguna anaerobia se combina con otras tecnologías actuando de tratamiento primario para disminuir la carga contaminante de entrada en el secundario. En este caso un porcentaje de depuración del 35 % sería suficiente, siempre que no se llegue al caudal crítico que provocaría el lavado del sistema. Dicho caudal crítico se supera, como se ve en la gráfica de caudal, con un punto crítico al partir del cual se disminuye sensiblemente el rendimiento del decantador-digestor. En el caso del uso de la laguna anaerobia como sistema único es recomendable trabajar con cargas próximas a 0,123 Kg DBO 5 /m3 para obtener máximos porcentajes de depuración (aprox. 78%). DETERMINACIÓN DEL CAUDAL MÁXIMO: Página 65 de 86

66 RENDIEMIENTO % CAUDAL CRÍTICO LAGUNA ANAEROBIA 0,0 0,1 0,1 0,2 0,3 0,5 Q(m3) Figura 4.2 Caudal crítico. Laguna anaerobia Figura 4.3. Laguna anaerobia de El Gastor. Página 66 de 86

67 4.2.- LAGUNAJE FACULTATIVO Las dos fuentes de oxígeno en las lagunas facultativas son la actividad fotosintética de las algas y la reaireación a través la superficie. Debido a la importancia de estos dos factores, definimos como unidad de tratamiento el m 2 de superficie, unidad a la que referimos los datos de estudio. Figura 4.4 Laguna Facultativa de Fuente de Piedra. Con los datos recogidos se han construido las gráficas de carga máxima y caudal crítico, que a continuación se acompañan, la procedencia de los datos y su periodicidad vienen recogidos en la siguiente tabla: Página 67 de 86

68 PERÍODO MUESTREO FRECUENCIA FUENTE DE PIEDRA 8/06/08 a 20/12/09 Mensual ZURGENA 3/08/09 a 28/10/10 Mensual LA LANTEJUELA 30/04/10 a 23/07/10 Semanal Tabla 4.2.Poblaciones, período y frecuencia de datos usados 0,04 0,04 0,03 CARGA MÁXIMA LAGUNA FACULTATIVA kg DBO c/m3 0,03 0,02 0,02 0,01 0,01 0,00 0,00 0,00 0,01 0,01 0,01 0,05 0,11 Kg DBO5 e/m3 Figura 4.5 Carga Máxima. Laguna facultativa De la observación de este gráfico se deduce que no se ha llegado al punto crítico de carga máxima, se necesitarían más datos para poder determinar la carga de entrada a la que comienza a disminuir el valor de DBO consumida. Página 68 de 86

69 CAUDAL CRÍTICO LAGUNA FACULTATIVA %Depuración ,196 0,198 0,201 0,205 0,211 Caudal/m2 Figura 4.6 Caudal crítico. Laguna facultativa Esta representación gráfica nos muestra claramente el comportamiento de las distintas bacterias que intervienen en la depuración en una laguna facultativa. Podemos observar que en principio actúan las bacterias aerobias que degradan la materia rápidamente ya que existe en el medio oxígeno en abundancia y la carga de entrada es pequeña, a medida que aumenta la carga de entrada y va disminuyendo la cantidad de oxígeno por el consumo de las bacterias comienzan a trabajar peor, lo que justifica el carácter decreciente de la gráfica en el primer tramo. En ese punto crítico comienzan a trabajar las anaerobias que producen CO 2 hacia la superficie favoreciendo la fotosíntesis de las algas, éstas producen O 2, lo que provoca la actuación de las bacterias aerobias de nuevo. Gracias a la acción conjunta de aerobias y anaerobias se produce un aumento del porcentaje de depuración que explica la pendiente positiva del segundo tramo de la gráfica. Página 69 de 86

70 4.3.- LECHOS DE TURBA Como posible unidad de diseño se ha tomado la denominada carga contaminante máxima por unidad de superficie de lecho de turba, Kg DBO 5 entrada/m 2, y el denominado caudal crítico, Q/m 2,( m 3 /m 2 ) Debido a la importancia de la interacción entre la turba y el agua residual tomamos como unidad de tratamiento la superficie del lecho (m 2 ). CARGA CONTAMINANTE MÁXIMA Se ha tomado como datos de partida, Kg de DBO 5 de entrada y salida, obteniéndose Kg de DBO 5 consumida y se han referenciado a la unidad de superficie (m 2 ) tomada, representándose frente a los kg DBO 5 /m 2 de entrada Al utilizar en el tratamiento de datos parámetros unitarios de diseño ( kg DBO 5 / m 2 ), se pueden comparar los valores obtenidos en las siguientes estaciones obteniéndose sus gráficos correspondientes. PERÍODO DE MUESTREO FRECUENCIA TORRE ALHAQUIME 15/06/08 a 29/08/09 Mensual CUEVAS BAJAS 24/05/08 a 22/12/09 Mensual EL BOSQUE 28/09/09 a 29/10/10 Mensual LOS GALLARDOS 4/08/08 a 29/10/09 Mensual GRAZALEMA /05/08 a /03/09 Mensual SETENIL /12/08 a /03/09 Mensual VILLALUENGA DEL ROSARIO 8/05/08 a 4/03/09 Mensual Tabla 4.3 Poblaciones, período y frecuencia de datos usados Página 70 de 86

71 CARGA MAXIMA. LECHO TURBA 0,30 Kg DBO5 consumida/m 2 0,25 0,20 0,15 0,10 0,05 0,00 0,00 0,05 0,10 0,15 0,20 0,25 0,30 0,35 Kg DBO 5 ent/m 2 Figura 4.7 Carga Máxima. Lecho de turba En la gráfica se puede observar como al ir aumentando la carga contaminante que va entrando en la planta, va aumentando progresivamente la materia orgánica consumida por el lecho de turba, no se puede apreciar la carga máxima que es capaz de absorber el sistema. Se necesitaría mayor número de datos para poder continuar el diseño de la curva y obtener la carga contaminante por superficie ( m 2 ) máxima u óptima que este tipo de sistema es capaz de digerir. Figura 4.8 Lecho de turba de Cuevas Bajas Página 71 de 86

72 CAUDAL CRÍTICO Otro parámetro interesante de estudio, en cuanto a rendimiento del lecho de turba es el denominado caudal crítico (m 3 /m 2 ), el volumen de agua máximo/m 2 que podemos añadir a un sistema de lecho de turba atendiendo al rendimiento esperado. En la siguiente gráfica obtenida al representar el caudal máximo a aportar frente al rendimiento en carga contaminante, se puede observar: 100% CAUDAL CRÍTICO LECHO TURBA % Rendimiento 80% 60% 40% 20% 0% 0,16 0,43 0,55 0,67 Caudal/superficie (m 3 /m 2 ) Figura 4.9 Caudal crítico. Lecho de turba Aparece un máximo de rendimiento para un caudal de aproximadamente 0.55 m 3 /m 2, a partir de ese punto aunque aumentemos la cantidad de agua en el lecho por unidad de superficie no aumenta el % de depuración, incluso baja el rendimiento por saturación del sustrato o colmatación de su capacidad de percolar agua. El parámetro de dimensionamiento, sería la superficie necesaria de lecho de turba en función del caudal por unidad de superficie que le esta entrando a la planta. Caudal a tratar Superficie necesaria = Foperación m 3 ( m ) 3 ( m 2 ) + % Rotación Página 72 de 86

73 %Rotación Depende del número de lechos que trabajen (recomendamos nº par para facilitar la labor del operario). Considerando que serían como muy aceptables rendimientos alrededor del 80 % en depuración, el margen de actuación sería con cargas que puedan variar de 0.45 a 0.65 m 3 /m 2. El dato de caudal máximo obtenido de 0.55 m 3 /m 2, corresponde con una media de carga máxima de 0.28 kgdbo 5 e/m 2, para este valor la gráfica de carga máxima no ha llegado a saturación, lo que parece indicar que el lecho de turba ha llegado a colmatar su capacidad de filtración pero no su capacidad de depuración de agua. Página 73 de 86

74 4.4- LECHOS BACTERIANOS Figura Lecho bacteriano de Zahara de la Sierra. En el diseño de lechos bacterianos juega un papel importante el material de soporte de las bacterias encargadas de la depuración así como el volumen de relleno, por lo que elegiremos como unidad de tratamiento a la que referimos los datos de las plantas de estudio el producto Superficie específica (m 2 /m 3 ) x Volumen de relleno (m 3 ). Para la realización de los cálculos experimentales hemos partido de los datos obtenidos en las siguientes estaciones depuradoras durante los períodos señalados: PERÍODO DE MUESTREO FRECUENCA NACIMIENTO 30/08/08 a 1/07/10 Semanal EL GASTOR 14/05/08 a 9/09/09 Mensual ZAHARA DE LA SIERRA 21/05/08 a 9/09/09 Mensual Tabla 4.4 Poblaciones, período y frecuencia de datos usados Página 74 de 86

75 Con las siguientes representaciones gráficas se pretende estimar el comportamiento del sistema Lecho Bacteriano: Ante diferentes cargas de DBO 5. y ante diferentes caudales de entrada a tratar. CARGA MÁXIMA LECHO BACTERIANO DBOentr/Ud. 0,050 0,045 0,040 0,035 0,030 0,025 0,020 0,015 0,010 0,005 0,000 0,003 0,007 0,013 0,015 0,019 0,025 0,032 0,045 DBOcons/ Ud Figura 4.11 Carga Máxima. Lechos Bacterianos. Mediante la observación gráfica del comportamiento del sistema lecho bacteriano podemos decir que este sistema responde bastante bien a un intervalo amplio de cargas de entrada. De los valores experimentales que disponemos no hemos llegado a determinar la relación DBO cons./ DBO ent. a la que el sistema disminuye su rendimiento. En la realización del seguimiento del lecho bacteriano en las plantas en las que hemos basado el estudio no se llegaron a utilizar efluentes con contenidos en carga orgánica superiores a los presentados, no pudiendo mostrar el rango de valores de DBO 5 ent para el que el sistema deja de dar buenos rendimientos. Página 75 de 86

76 CAUDAL CRÍTICO LECHOS BACTERIANOS n ció ra u p e D % ,000 0,005 0,010 0,015 0,020 0,025 0,030 0,035 Q / Ud Figura 4.12 Caudal crítico. Lechos bacterianos. Es importante la información que nos da la gráfica del comportamiento del lecho ya que se puede observar que a medida que vamos aumentando la relación Q/Ud el rendimiento del sistema aumenta hasta llegado a un punto crítico de entrada de caudal a partir del cual el rendimiento del sistema disminuye. De esta gráfica podemos obtener el Q óptimo. Podemos observar que este sistema posee mucha inercia debido a la biomasa pegada a las piezas soporte, esto hace que tarde más en lavarse el sistema. Página 76 de 86

77 4.5.- BIODISCOS El buen funcionamiento de los biodiscos está directamente relacionado con la formación de la biopelícula sobre la superficie de los discos. La película de biomasa bacteriana emplea la materia orgánica soluble presente en el agua residual como sustrato para su metabolismo. Debido a la importancia de la superficie disponible para la formación de la biomasa tomamos como unidad de tratamiento el m 2 de superficie de disco. Los datos para la obtención de estos gráficos se recogen en la siguiente tabla: PERÍODO DE MUESTREO FRECUENCIA MANZANIL 8/08/09 a 1/07/10 Semanal VILLAVICIOSA DE CORDOBA 7/05/10 a 13/07/10 Mensual PEDROCHE 28/09/09 a 20/11/10 Mensual Tabla 4.5 Poblaciones, período y frecuencia de datos usados Página 77 de 86

78 CARGA MÁXIMA BIODISCOS 0,0200 kg DBO c/m2 0,0150 0,0100 0,0050 0,0000 0,0028 0,0100 0,0128 0,0162 0,0195 0,0231 Kg DBO5 e/m2 Figura 4.13 Carga Máxima. Biodiscos Según esta gráfica deducimos que el incremento de la carga de DBO/m 2 de la entrada es proporcional a la carga de DBO/m 2 consumida, y por tanto a mayor carga de DBO de entrada mayor será la carga de DBO consumida. Sin embargo no hemos llegado a la carga máxima esperada por falta de datos analíticos, para ello se necesita un mayor seguimiento de las tres plantas citadas y de otras plantas que dispongan de biodisco como sistema de depuración de aguas residuales. Figura 4.14 Biodisco de Pedroche. Página 78 de 86