manual del usuario mv ptar v1.1

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1

MANUAL DEL USUARIO

MV PTAR V1.1







2

EXENCIÓN DE RESPONSABILIDADES

El software MV PTAR 1.1 está diseñado con el fin de ayudar al

proceso preliminar de calculo y diseño en los procesos de

tratamiento de aguas residuales en pequeñas comunidades. Aunque se

ha realizado un esfuerzo para asegurar que los resultados

obtenidos con el programa MV PTAR V 1.1 sean correctos, estos

deberan ser valorados adecuadamente por un profesional de la

Ingenieria Sanitaria comparando los resultados optenidos con otro

metodos de calculo. Por consiguiente, el autor y Biorremediación

Ambiental Ingenieria (BRAIN-Venezuela) no se responsabilizan ni

asumen obligacion alguna en relacion con los resultados obtenidos

con el programa o el uso que se haga del mismo, ni tampoco por los

perjuicios o litigios que pudieran derivarse del uso de este

programa con cualquier fin.

Este programa no viene con GARANTÍA ALGUNA. Es un software

gratuito y usted puede redistribuirlo bajo ciertas condiciones que

se especifican a continuación.

SIN GARANTÍAS SIGNIFICA:

DEBIDO A QUE EL PROGRAMA ES GRATUITO, NO TIENE GARANTÍAS, HASTA

DONDE LA LEY CORRESPONDIENTE LO PERMITE, SALVO QUE SE ESPECIFIQUE

LO CONTRARIO POR ESCRITO. EL PROGRAMA SE OFRECE "COMO ES" SIN

GARANTÍA NI ASISTENCIA TECNICA DE NINGÚN TIPO, YA SEA EXPRESA O

IMPLÍCITA, INCLUYENDO, PERO SIN LIMITARSE A, LAS GARANTÍAS

IMPLÍCITAS DE COMERCIABILIDAD Y ADECUACIÓN PARA UN FIN PARTICULAR.

USTED CORRE CON TODO EL RIESGO EN RELACIÓN CON LA CALIDAD Y EL

FUNCIONAMIENTO DEL PROGRAMA. EN CASO DE QUE EL PROGRAMA PRESENTE

ALGÚN DEFECTO, USTED ASUME EL COSTO DE TODOS LOS SERVICIOS DE

MANTENIMENTO, REPARACIONES O CORRECCIONES NECESARIOS.







3

LA PARTE QUE REDISTRIBUYA EL PROGRAMA DE CONFORMIDAD CON LO

PERMITIDO SEGÚN LO ANTES EXPUESTO NO SERÁ RESPONSABLE EN NINGÚN

CASO, EXCEPTO QUE ASÍ LO EXIJA LA LEY CORRESPONDIENTE O QUE SEA

ACUERDADO POR ESCRITO, DE LOS DAÑOS QUE USTED OCASIONARA,

INCLUYENDO TODO DAÑO GENERAL, ESPECIAL, FORTUITO O IMPREVISTO, QUE

SURJA DEL USO O INCAPACIDAD DE USAR EL PROGRAMA (INCLUYENDO PERO

SIN LIMITARSE A LA PÉRDIDA DE DATOS O GENERACIÓN DE DATOS

INCORRECTOS, PÉRDIDAS SUFRIDAS POR USTED O POR TERCEROS, O

IMPOSIBILIDAD DE USAR EL PROGRAMA CON CUALQUIER OTRO PROGRAMA),

AÚN CUANDO DICHA PERSONA EN POSESIÓN DEL PROGRAMA O UN TERCERO

HAYAN SIDO INFORMADOS SOBRE LA POSIBILIDAD DE TALES DAÑOS.

TÉRMINOS Y CONDICIONES PARA SU COPIA Y DISTRIBUCIÓN

Usted puede copiar y distribuir copias exactas del software MV

PTAR 1.1 al recibirlo, en cualquier medio, siempre que publique de

manera manifiesta y adecuada en cada copia una exclusión de

garantías apropiada y referencia clara del autor del programa;

mantenga intactos todos los avisos que se refieren a esta Exención

de Responsabilidades y a la ausencia de toda garantía; y entregue

a todo aquel que reciba el software MV PTAR 1.1 una copia de esta

Exención de Responsabilidades junto con el software.

Cada vez que redistribuya el Programa, quien lo reciba

automáticamente recibe una exención de responsabilidades del

original para copiar o distribuir el Programa sujeto a estos

términos y condiciones. Usted no puede imponer ninguna otra

restricción sobre el ejercicio de los derechos que por la presente

se establecen a quien reciba el programa. Usted no es responsable

del cumplimiento de esta Exención de Responsabilidades por parte

de terceros.

Ing. Mauricio J. Victoria N.







4

INDICE GENERAL

1. CONFIGURACION INICIAL 55

2. PARA INICIAR 66

2.1 UASB+FAFA 77

2.1.1 Aguas Residuales 77

2.1.2 Aguas residuales domésticas (ARD) 88

2.1.3 Composición, características fisicoquímicas y biológicas del agua residual

88

2.1.4 Estimacion del Caudal de Agua Residual 88

2.1.5 Procesos de Tratamiento del ARD 99

2.1.6 Tratamiento aerobio 1111

2.1.7 Sistemas convencionales de tratamiento anaerobio 1111

2.1.8 Tanque Séptico 1122

2.1.9 Tanque Imhoff 1133

2.1.10 Lagunas anaerobias 1133

2.1.11 Tratamiento anaerobio 1144

2.1.12 Mecanismo de la digestión anaerobia 1166

2.1.13 Factores que influyen en el tratamiento anaerobio de aguas residuales 1188

2.1.14 Tratamiento aerobio versus tratamiento anaerobio 2200

2.1.15 Procesos de alta tasa 2222

2.1.16 Filtro anaerobio 2233

2.1.17 Reactores de lecho fluidizado o lecho expandido 2244

2.1.18 Reactor UASB 2266

2.1.19 Dimensionamiento de los reactores UASB 3300

2.1.20 Forma y Tamaño del reactor UASB 3300

2.1.21 Cálculo del volumen del reactor 3311

2.1.22 Cálculo de la altura del reactor 3322

2.1.23 Diseño del separador Gas Sólido Líquido - GSL 3344

2.1.24 Dispositivos de distribución del afluente y colecta del efluente 3366

2.1.25 Otros dispositivos 3377

2.1.26 Productos secundarios 3388

2.1.27 Balance de masa en un reactor UASB 3388

2.1.28 Volumen del Sedimentador (Vs) 4411

2.1.29 Filtros anaerobios 4422

2.1.29.1 Tiempo de retención hidráulica 4422

2.1.29.2 Medio de soporte 4433

2.1.29.3 Metologia de Calculo Filtros anaerobios 4433

2.1.29.4 Tiempo de retención hidráulica 4444

2.2 ARRANQUE 4455

2.2.1 Puesta en marcha de un reactor UASB 4455

2.2.2 Consideraciones importantes con respecto al arranque de reactores UASB4488

2.2.3 Inoculación del reactor UASB 4488

2.3 TABLAS DE CALCULO 5500

2.4 PROCESO 5500

2.5 VOL.REACTORES 5511







5

1. CONFIGURACION INICIAL

Para que el software funcione correctamente, y no presente

problemas en su funcionamiento, debe verificar la configuración

regional y de idioma del equipo, esta opción la encuentra en el

Panel de Control.

Debe colocar como separador de decimales “El Punto” Y separador de

miles “la Coma”.







6

2. PARA INICIAR

MV PTAR V 1.1 tiene cinco (5) hojas UASB+FAFA, ARRANQUE, TABLAS DE

CALCULO, PROCESO y VOL. REACTORES a continuacion se hara una

descripcion detallada de cada una de ellas y de su utilidad.

Símbolo decimal: “El

Punto”

Separador de miles: “la

Coma”

Separador de listas: “El

Punto”

Luego presione

Aceptar...

y listo!!!!!







7

2.1 UASB+FAFA

En esta hoja encontrara herramientas de calculo que permitiran el

diseño completo de cada una de los procesos unitarios de

tratamiento.

El diseño resultante y los parametros de entrada se rigen por el

Reglamento Técnico de Agua Potable y Saneamiento Básico -RAS 2000-

el cual tiene por objeto señalar los requisitos técnicos que deben

cumplir las obras y procedimientos propios del Sector de Agua

Potable y Saneamiento Básico y sus actividades complementarias,

señaladas en el artículo 14, numerales 14.19, 14.22, 14.23 y 14.24

de la Ley 142 de 1994.

2.1.1 Aguas Residuales

Las aguas residuales crudas son las aguas procedentes de usos

domésticos, comerciales, agropecuarios y de procesos industriales,

o una combinación de ellas, sin tratamiento posterior a su uso

(MDSMA, 1995).

Los diversos tipos de aguas residuales reciben nombres

descriptivos según su procedencia, siendo una de sus

características típicas la presencia de sustancias consumidoras de

oxígeno en comparación con el agua.







8

2.1.2 Aguas residuales domésticas (ARD)

En la práctica no existe una clara distinción entre las ARD y las

aguas residuales municipales, aunque últimamente incluye una

cantidad desconocida de agua residual industrial. En algunas

ciudades, el componente industrial excede el 50 % (Alaerts, 1995).

2.1.3 Composición, características fisicoquímicas y biológicas del

agua residual

Según van Haandel y Lettinga (1994) los constituyentes más

importantes de los residuos líquidos confieren al agua residual

propiedades físicas, químicas o biológicas indeseables. La

composición y la concentración de estos constituyentes dependerá

hasta cierto punto de las costumbres socio-económicas de la

población contribuyente. Según Alaerts (1995), la composición del

agua residual está determinada por el caudal y por su fuente.

Las aguas residuales consisten básicamente en: agua, sólidos

disueltos y sólidos en suspensión. Los sólidos son la fracción más

pequeña (representan menos del 0.1 % en peso), pero representa el

mayor problema a nivel del tratamiento. El agua provee sólo el

volumen y el transporte de los sólidos (Sterling, 1987a).

2.1.4 Estimacion del Caudal de Agua Residual

El caudal es uno de los parámetros importantes a ser medidos del

agua residual. Los diferentes tipos de medición de caudal

desarrollados tienen tres criterios básicos que determinan su

operatividad: área, velocidad y características del equipo (WPCF,

1990). Los dos tipos básicos para la medición de caudal son los







9

canales abiertos y las tuberías cerradas. Para lograr buenas

mediciones, ambos tipos requieren ciertas condiciones libres de

obstrucciones y cambios bruscos en tamaño y dirección. Las

obstrucciones y los cambios bruscos producen perfiles de velocidad

distorsionados que llevan a imprecisiones.

2.1.5 Procesos de Tratamiento del ARD

Reviste mayor importancia, desde el punto de vista del saneamiento

ambiental, la necesidad del tratamiento de las aguas residuales

generadas por las distintas actividades de una población o ciudad,

ya que a partir de las mismas, se realizará la recarga de los

acuíferos. Además el vertimiento de estas aguas residuales,

dependiendo del grado de descarga, ocasiona problemas de

contaminación en el suelo, las aguas subterráneas y el aire.

El objetivo principal del tratamiento de las aguas residuales es

corregir sus características indeseables, de tal manera que su uso

o disposición final pueda ocurrir de acuerdo con las reglas y

criterios definidos por las autoridades legislativas. Los

tratamientos incluirán la reducción de la concentración de por lo

menos uno de los cinco constituyentes más importantes del agua

residual (DSENY, 1995):

Sólidos en suspensión.

Material orgánico (biodegradable).

Nutrientes (principalmente nitrógeno y fósforo).

Organismos patógenos.

Metales pesados.







10

Los diferentes tipos de tratamientos de las aguas residuales se

han desarrollado en forma sencilla y general hacia dos propósitos:

1) La captación o separación de los sólidos de acuerdo a su

sedimentabilidad. 2) La estabilización biológica de los sólidos

restantes. La magnitud de estos propósitos dependerá del tipo de

tratamiento empleado (Sterling, 1987a).

Actualmente existe una gran variedad de sistemas para el

tratamiento de aguas residuales sin embargo, estos deberían ser

seleccionados sobre la base del contexto local específico donde

serán aplicados (Boller, 1997). De manera general, se puede

afirmar que en los países desarrollados el número de alternativas

factibles puede estar limitado debido a una regulación ambiental

más estricta. De otro lado en los países en desarrollo el número

de opciones puede ser más alto debido a la existencia de diversos

estándares de calidad (Peña, 1998). Von Sperling (1995, citado por

Peña, 1998) argumenta que todos estos factores son críticos al

seleccionar preliminarmente los sistemas más adecuados para un

contexto particular.

Según Souza (1982, 1997), la selección de tecnologías para la

recolección y tratamiento de las aguas residuales deberá

considerar, cada vez en mayor medida, alternativas que incluyan el

reuso de agua. Existen trabajos muy importantes donde se resalta

el hecho de adoptar una adecuada metodología para la selección del

tratamiento de agua residual, tal como los presentados por

Veenstra et. al. (1998) y Madera et. al., (1998).







11

2.1.6 Tratamiento aerobio

El proceso aerobio se caracteriza porque la descomposición de la

M.O se lleva a cabo en una masa de agua que contiene OD. En este

proceso participan bacterias aerobias o facultativas. El

desdoblamiento de la MO es realizado, a través de procesos

bioquímicos con la intervención de enzimas producidas por las

bacterias en sus procesos vitales (Moscoso & León, 1996).

Las comunidades microbianas aerobias tienen muchas ventajas

específicas: tienen potenciales de energía libre altos,

permitiendo que se operen una variedad de mecanismos bioquímicos

paralelos. Estas comunidades son capaces de trabajar con bajos

niveles de sustrato, condiciones medio ambientales variables y una

multitud de químicos diferentes en el afluente (Vochten et. al.,

1988).

Al momento de considerar una tecnología aerobia, se deben

considerar los altos costos de inversión y mantenimiento,

generalmente elevados para el nivel económico de los países en

desarrollo.

2.1.7 Sistemas convencionales de tratamiento anaerobio

La baja eficiencia de remoción de los primeros sistemas de

tratamiento anaerobio: “tanque séptico”, “tanque Imhoff”, debe ser

atribuida a una falla fundamental: existe muy poco o ningún

contacto entre la masa bacteriana anaerobia del sistema y el

material no sedimentable del afluente. Por esa razón, mucho del

material disuelto o hidrolizado no puede ser metabolizado y acaba

siendo descargado del sistema de tratamiento con el efluente. En

estos diseños, la importancia del contacto entre el lodo y el







12

material orgánico no fue reconocida y el bajo desempeño de los

sistemas anaerobios era atribuido a una inferioridad intrínseca

con relación a los sistemas aerobios; sin embargo, un sistema de

tratamiento anaerobio de aguas residuales puede tener una alta

eficiencia en la remoción de MO, aún con muy poco tiempo de

residencia (van Haandel y Lettinga, 1994).

Tal como lo señala Lettinga (1995, citado por Peña, 1998), el

tratamiento anaerobio debería ser el método principal de

depuración dados sus beneficios y enormes potenciales. Aunque los

sistemas convencionales de tratamiento aerobio alcanzan excelentes

eficiencias, ellos no reúnen los criterios necesarios para la

sostenibilidad de las inversiones en escenarios de recursos de

capital y mano de obra calificada escasos.

2.1.8 Tanque Séptico

Los tanques de esta clase poseen una serie de fallas, tanto como

unidades de sedimentación como de digestión, principalmente

porque la septicidad no se puede confinar únicamente a los lodos.

Las aguas efluentes son privadas de su frescura y los sólidos

levantados por el gas forman una nata o costra desagradable en la

que la digestión es lenta y rara vez completa. Están orientados

hacia la producción de: 1) un lodo incoloro granular que se

acumula en el tanque y que se debe remover a intervalos regulares,

generalmente al subsuelo por enterramiento, y 2) de un efluente

séptico que, en general, se evacúa por transminación al suelo

desde los sistemas de irrigación subsuperficial (Fair et. al.,

1992).







13

2.1.9 Tanque Imhoff

El proceso de eliminación de sólidos sedimentables y de digestión

anaerobia de los mismos, en un tanque Imhoff, es similar al

proceso que se produce en una fosa séptica. Los sólidos pasan a

través de una abertura situada en la parte inferior de la cámara

de sedimentación al compartimento inferior para su digestión sin

calentamiento. La acumulación de espumas se produce en la cámara

de sedimentación. Los gases producidos durante la digestión en el

compartimento inferior escapan a través del sistema de venteo.

La propia configuración de la abertura que comunica ambas cámaras

en la parte inferior de la cámara de sedimentación impide el paso

a la misma de los gases generados en la digestión y de las

partículas de fango que ascienden por boyancia desde la capa de

fango depositada en el fondo debido a la presencia de gases

(Metcalf & Eddy, 1995).

2.1.10 Lagunas anaerobias

No son fundamentalmente diferentes de un tanque séptico,

teniéndose lodo en el fondo de la laguna. Generalmente son mucho

mayores que un tanque séptico y normalmente no están cubiertas.

Son usadas ampliamente para el tratamiento de aguas residuales

normalmente como un paso preliminar en lagunas de estabilización

en serie. El tiempo de retención en lagunas anaerobias es más

largo (2 a 5 días) que el del tratamiento primario y por tanto la

eficiencia de remoción de la DBO más elevada (van Haandel y

Lettinga, 1994).







14

2.1.11 Tratamiento anaerobio

Según Lettinga et. al. (1989), el tratamiento anaerobio es una

tecnología relativamente nueva, que ofrece muchas posibilidades:

Lograr una protección efectiva del medio ambiente a bajo

costo.

Para países en desarrollo se hace accesible (importación no

costosa de equipos).

Para recuperar/preservar recursos y estimular la producción

agrícola.

Tres rangos definidos de temperatura pueden ser distinguidos en el

tratamiento anaerobio (Lettinga, 1980, Lettinga et. al., 1995):

Una digestión fría (psicrofílica), entre los 0ºC y 20ºC.

Una digestión mesófilica, entre 20ºC y 42ºC.

Una termofílica, por encima de los 42ºC hasta los 75ºC.

Los límites de estos rangos están definidos por la temperatura a

la cual la velocidad de decaimiento de la bacteria empieza a

exceder la velocidad de crecimiento. Si se tiene un agua residual

normal, el tratamiento termofílico podría consumir demasiada

energía y el psicrofílico podría consumir mucho espacio (Lettinga

et. al., 1995).







15

El tratamiento anaerobio necesita integración y un plan de

tratamiento global, porque para lograr una completa remoción y

recuperación/reuso de los constituyentes del agua residual,

también otros sistemas de tratamiento (por ejemplo aerobios y/o

fisico-químicos) son requeridos (Lettinga et. al., 1989).

Según van Haandel y Lettinga (1994), un sistema de tratamiento

anaerobio tenderá a desarrollar una población bacteriana

compatible con la naturaleza del MO y de las cargas hidráulicas y

orgánicas. En un sistema de tratamiento “maduro” (que tiene una

población compatible con el material orgánico del afluente) son

importantes para la eficiencia de remoción del material orgánico

biodegradable los siguientes factores:

La naturaleza del material orgánico a ser digerido.

La existencia de factores ambientales adecuados para la

digestión anaerobia.

Tamaño de la población bacteriana (eficiencia de retención de

lodo en el sistema).

Intensidad de contacto entre MO afluente y población

bacteriana.

Tiempo de permanencia del agua residual en el sistema.







16

2.1.12 Mecanismo de la digestión anaerobia

Las bacterias presentes en el agua están sometidas a diversos

tipos de degradación (en términos de utilización de oxígeno). Todo

tipo de bacteria presente en las aguas residuales necesita oxígeno

para su respiración y alimento, estas pueden ser aerobias,

anaerobias o facultativas (Sterling, 1987a).

La transformación de las macromoléculas orgánicas complejas

requiere de la mediación de varios grupos diferentes de

microorganismos.

Material orgánico en suspensiónMaterial orgánico en suspensión

proteínas, carbohidratos, lípidosproteínas, carbohidratos, lípidos

Aminoácidos, azúcares Acidos grasos

Productos intermedios

propionato, butirato, etc

Acetato Hidrógeno

Metano

HIDROLISISHIDROLISIS

ACIDOGENESISACIDOGENESIS

ACETOGENESISACETOGENESIS

METANOGENESISMETANOGENESIS

2140

39

34

5

20

66

11

34

23

35 128

20

11

7030

100% DQO

Se puede decir que la digestión anaerobia tiene lugar en tres

etapas generales (Orozco, 1989):

Primeramente los componentes de alto peso molecular, tales como

las proteínas y los polisacáridos, son degradados en sustancias

solubles de bajo peso molecular tales como aminoácidos y azúcares,

esta etapa es a veces llamada “fase de licuefacción”.







17

Seguidamente, los nutrientes orgánicos son convertidos en ácidos

menos grasos en una fase de “fermentación ácida”, la cual baja el

pH del sistema.

Finalmente, en la fase de “fermentación de metano” o

“metanogénica”, los ácidos orgánicos son convertidos en metano,

dióxido de carbono y una pequeña cantidad de hidrógeno.

Para la digestión anaerobia de proteínas, carbohidratos y lípidos,

se distinguen cuatro etapas diferentes (Anexo I) en el proceso

global de conversión (van Haandel y Lettinga, 1994):

Hidrólisis: El proceso requiere la participación de las llamadas

exoenzimas que son excretadas por las bacterias fermentativas y

permiten el desdoblamiento de la MO.

Acidogénesis: Los compuestos disueltos, generados en el proceso de

hidrólisis, son absorbidos en las células de las bacterias

fermentativas y después por las acidogénicas, excretados como

sustancias orgánicas simples como ácidos grasos volátiles,

alcoholes, ácido láctico y compuestos minerales como CO2, H2, NH3,

H2S, etc.

Acetogénesis: En esta etapa, dependiendo del estado de oxidación

del material orgánico a ser digerido, la formación del ácido

acético puede ser acompañada por el surguimiento de CO2 o H2.

Metanogénesis: En general es el paso que limita la velocidad del

proceso de digestión. El metano es producido por las bacterias

acetotróficas a partir de la reducción del ácido acético o por las

bacterias hidrogenotróficas a partir de la reducción del CO2.







18

Las bacterias que producen metano a partir del hidrógeno crecen

más rápidamente que aquellas que usan ácido acético, de modo que

las metanogénicas acetotróficas generalmente limitan la tasa de

transformación del MO complejo presente en el agua residual en

biogas. Por conveniencia muchas veces los tres primeros procesos

son llamados “fermentación ácida”, que se completan con la

“fermentación metanogénica”.

La producción de metano depende principalmente del estado de

oxidación del carbono en la MO. Si la composición del sustrato es

conocida y es completamente convertido a CH4 y CO2 (y NH3 en el

caso que el sustrato contenga nitrógeno), la producción teórica de

metano puede ser calculada de acuerdo a la siguiente ecuación

(Lettinga y Hulshoff, 1995b):

CnH4ObNd + (N - a/4 - b/2 + 3d/4) (n/2 + a/8 - b/4 -

3d/8) CH4 + (n/2 - a/8 + b/4 + 3d/8) CO2 + d NH3

Generalmente el biogas obtenido contiene mucho menos CO2 que el

calculado con la ecuación anterior, debido a la alta solubilidad

del CO2 en el agua.

2.1.13 Factores que influyen en el tratamiento anaerobio de aguas

residuales

El curso del proceso de digestión anaerobia, es afectado

fuertemente por un número de factores ambientales. Para la

aplicación óptima del proceso de tratamiento anaerobio de las

aguas residuales, es de mucha importancia tener conocimiento

suficiente sobre el efecto de estos factores (Lettinga et. al.,

1995):







19

Temperatura: Un importante aspecto de la temperatura en los

sistemas anaerobios, es que el decaimiento de la bacteria

anaerobia a temperaturas menores a 15ºC es muy bajo. Esto

significa que el lodo anaerobio puede ser preservado por largos

períodos de tiempo, sin que pierda mucho su actividad, haciendo

que el tratamiento anaerobio sea muy atractivo para aguas

residuales que se descargan discontinuamente.

pH: La producción de metano se desarrolla óptimamente a un valor

de pH entre 6.5 a 7.5. Valores exactos para el rango de pH no

pueden ser dados ya que en algunos casos la digestión del metano

se desarrollará más allá de este rango.

Capacidad buffer: El contenido del reactor debe tener suficiente

capacidad buffer para neutralizar una eventual acumulación de

ácidos grasos volátiles y por supuesto la mezcla debe ser adecuada

para evitar zonas ácidas dentro del reactor.

Nutrientes: El tratamiento biológico anaerobio de las aguas

residuales es desarrollado por bacterias, las cuales deben crecer

durante el tratamiento, de otra forma serían lavados fuera del

sistema. Por esta razón el agua residual debe contener un número

de compuestos a partir de los cuales la bacteria pueda sintetizar

sus constituyentes celulares.

Toxicidad en la digestión anaerobia: Por encima de una cierta

concentración cualquier componente puede ser inhibitorio, aún los

ingredientes (substratos) para los organismos. Sin embargo en un

rango de concentración baja muchos de estos compuestos naturales

pueden estimular el metabolismo de las bacterias.







20

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

ambiental de mayor importancia en la digestión anaerobia de aguas

residuales.

2.1.14 Tratamiento aerobio versus tratamiento anaerobio

A diferencia de los sistemas de tratamiento aerobio, las cargas de

los reactores anaerobios no están limitadas por el suministro de

ningún reactivo. Entre más lodo esté siendo retenido en el reactor

bajo condiciones operacionales, más altas son las cargas

potenciales del sistema, siempre y cuando un tiempo de contacto

suficiente entre el lodo y el agua residual pueda ser mantenido

(Lettinga et. al., 1989).

El objetivo del tratamiento de las aguas residuales es la

prevención de la contaminación ambiental. Este fin debe ser

logrado con sistemas confiables y con los costos más bajos

posibles. Existe un número de razones para emplear sistemas de

tratamiento anaerobio de aguas residuales, entre otras (Hulshoff y

Lettinga, 1984):

Con respecto al tratamiento de aguas residuales de mediana a alta

concentración (DQO> 1500 mg/l) el uso del tratamiento anaerobio es

significativamente más barato que el tratamiento aerobio. La

situación con respecto a desechos de baja concentración, como

desechos domésticos, depende mucho de la temperatura del agua, a

temperaturas bajo 12ºC la actividad metanogénica puede hacerse tan

baja que hace el tratamiento anaerobio competitivo con el

tratamiento aerobio para aplicaciones a gran escala.

Se produce energía, esto es especialmente interesante con el

tratamiento de desechos altamente concentrados.







21

Se requiere menos área para la planta anaerobia en comparación con

la unidad de tratamiento aerobio. Importante argumento para la

aplicación en zonas urbanas.

La tecnología del tratamiento anaerobio es relativamente de bajo

costo en términos de equipos.

Los procesos anaerobios presentan las ventajas de no requerir

equipos para la aireación, tener limitada producción de lodos de

desecho y producir metano.

TRATAMIENTO AEROBIO VERSUS TRATAMIENTO ANAEROBIO

Aerobio Anaerobio

C6H12O6 + 6 O2 6 CO2 + 6 H2O

Gº = -2840 Kj/mol gluc

Mayor eficiencia de remoción.

Operatividad comprobada.

50% de C es convertido en CO2, 40-50% es

incorporado dentro de la masa microbiana.

60% de la energía es almacenada en la

nueva biomasa, 40% es perdido como calor.

Ingreso de elevada energía para

aireación.

Limitación de cargas orgánicas.

Se requiere adición de nutrientes.

Requerimiento de grandes áreas.

Sensible a economía de escala.

Periodos de arranque cortos.

Tecnología establecida.

C6H12O6 3 CO2 + 3 CH4

Gº = -393 Kj/mol gluc

Menor producción de lodos.

Menores costos de operación.

95% de C es convertido en biogas; 5% es

transformado en biomasa microbiana.

90% de la energía es retenida como CH4,

3-5% es perdido como calor, 5-7% es

almacenada en la biomasa.

No requiere de energía.

Acepta altas cargas orgánicas.

Degrada compuestos policlorados.

Requerimiento bajo de nutrientes.

Se requiere pequeña área superficial.

Largos periodos de arranque.

Recientemente establecida, todavía bajo

desarrollo para aplicaciones específicas.

Aunque los sistemas anaerobios de tratamiento de aguas residuales

son conocidos desde el siglo pasado, fueron considerados

ineficientes y lentos para la necesidad de tratamiento de los

crecientes volúmenes de aguas residuales, especialmente en áreas

industriales y densamente pobladas. Sin embargo recientes







22

desarrollos han demostrado que los procesos anaerobios son una

alternativa económicamente atractiva para el tratamiento de

diferentes tipos de ARI y ARD en zonas semi-tropicales y

tropicales (van Haandel y Lettinga, 1994).

BENEFICIOS Y LIMITACIONES DEL TRATAMIENTO ANAEROBIO

Beneficios Limitaciones

Baja producción de exceso de lodo

(estable).

Bajo requerimiento de nutrientes.

Sin requerimiento de energía para

aereación.

Producción de metano.

El proceso puede manejar frecuentemente

altas cargas de alimentación.

El lodo anaerobio puede ser preservado

(inactivo) por muchos meses sin serios

deterioros.

Compuestos valiosos, como el amonio, son

conservados, lo que en casos específicos

puede representar un beneficio (si la

irrigación puede ser aplicada).

Las bacterias anaerobias (particularmente

las metanogénicas) son muy suceptibles de

inhibición por un gran número de

compuestos.

Si no se cuenta con lodo adaptado, el

proceso de puesta en marcha es

relativamente lento.

La digestión anaerobia normalmente

requiere de un adecuado post-tratamiento

para la remoción de la DBO remanente,

amonio y compuestos de mal olor.

Existe poca experiencia práctica, sin

embargo la situación a este respecto está

cambiando rápidamente.

2.1.15 Procesos de alta tasa

Los sistemas modernos de tratamiento anaerobio, también llamados

sistemas de segunda generación, tienen algún mecanismo de

retención de lodo que permiten la retención de una gran masa de

lodo, lo que lo distingue de los sistemas clásicos. La retención

de lodo es tan importante que los sistemas modernos son

generalmente clasificados según el mecanismo que permite la

retención.







23

Existen básicamente dos mecanismos para retención de lodos en los

sistemas de tratamiento de alta tasa (van Haandel y Lettinga,

1994):

Inmovilización de lodo a través de adherencia a un material inerte

de soporte. En esta categoría están: Filtro Anaerobio de Flujo

Ascendente o Descendente y Reactor de Lecho Fluidizado o

Expandido.

Separación sólido-líquido del afluente con retorno de los sólidos

separados al reactor. En esta categoría están los procesos de

contacto con un decantador externo o el reactor UASB con un

decantador interno. Casos especiales son: 1) cuando el reactor

anaerobio también es decantador, es decir cuando no hay un

dispositivo especial de separación de las zonas de digestión y

decantación y 2) cuando los flocs de los lodos también funcionan

como los gránulos de un lecho expandido o llamado lecho de lodo

granulado expandido.

2.1.16 Filtro anaerobio

Históricamente es importante porque fue el primer tratamiento

anaerobio que demostró la viabilidad técnica de aplicar cargas

elevadas (10 a 20 Kg/m3.d). Entre las desventajas del filtro

anaerobio se tienen: 1) alto costo del cuerpo filtrante y 2)

problemas operacionales, ocurren obstrucciones, principalmente

cuando el agua residual tiene una concentración elevada de sólidos

en suspensión.







24

2.1.17 Reactores de lecho fluidizado o lecho expandido

Tiene un medio granular que es mantenido en suspensión, como

resultado de la resistencia friccional del flujo ascendente del

agua residual. El medio granular usado inicialmente era arena, más

tarde se demostró que los medios con una resistencia más baja

(antracita, plásticos de alta densidad) son más adecuados, porque

permiten una reducción en la velocidad del líquido, disminuyéndose

así los costos de bombeo. El reactor de lecho expandido es similar

al de lecho fluidizado, pero la velocidad del líquido en el

primero es insuficiente para provocar la fluidización del lecho

granular, el lecho se expande de 10 a 20%.







25

Filtro anaerobio

ascendente

Filtro anaerobio

descendente

Efluente

Afluente

Medio

filtrante

Biogas

Lecho

fluidizado

Lecho

expandido

B

Efluente

Biogas

Afluente

Mezcla

completa

Biogas

Efluente

Afluente

Decantador

Reactor anaerobio de flujo

ascendente y manto de lodos

UASB

Proceso de

contacto

B

Efluente

Biogas

Afluente

Reactor anaerobio

de lecho fluidizado

Biogas

Efluente

Afluente

Biogas

Efluente

Afluente

Cobertura

de

plástico

Biogas

Efluente

Afluente

Manto de

lodo

B

Lecho de lodo

granular expandido

Biogas

Efluente

Afluente

Recirculación

(opcional)

Medio

filtrante

B

Manto de lodo

Manto de

lodo







26

Si se considera una eficiencia definida y se compara varios tipos

de tratamiento en función del tiempo de permanencia se obtiene la

Figura siguiente:

Temperatura > 20ºC

30

0

50

70

80

90

1 2 5 10 20 50 100

Lecho fluidizado o expandido

UASB

Filtro anaerobio

Reactor anaerobio de lecho fluido

Laguna anaerobia

(Eficiencia de remoción de DBO)

Efic

ienc

ia d

e re

moc

ión

de D

QO

(%)

Tiempo de permanencia (h)

2.1.18 Reactor UASB

El reactor UASB fue desarrollado en la década de los 70 por el

Prof. Lettinga y su equipo de la Universidad Agrícola de

Wageningen – Holanda. Es el sistema más usado de tratamiento de

aguas residuales de alta tasa. Varias unidades en escala real

están ubicadas en diferentes países, operando en regiones

tropicales y subtropicales; sin embargo, pocos estudios se han

realizado en regiones con clima templado (van Haandel y Lettinga,

1994).







27

El líquido continua ascendiendo y pasa por las aberturas que

existen en el separador GSL. Debido a la forma del separador, el

área disponible para la ascensión aumenta a medida que el líquido

se aproxima a la superficie del agua, por tanto su velocidad

tiende a disminuir. De ese modo los flocs de lodo que son

arrastrados y pasan por las aberturas del separador encuentran una

zona tranquila. En esa zona es posible que la velocidad de

sedimentación de una partícula se torne mayor que la velocidad de

arrastre del líquido a una determinada altura.

Compartimiento de sedimentación

Afluente Afluente

1

2

5

3

4

6

7

G G

8

3

4

6

7

1 Manto de lodos

2 Fase líquido - gas

Colector de gas

Deflector para el gas

5 Sistema de alimentación

Salida del efluente

Recolección del biogas8

Cuando se acumula una cantidad suficientemente grande de sólidos

el peso aparente de ellos se tornará mayor que la fuerza de

adherencia, de modo que estos se deslizarán, entrando nuevamente

en la zona de digestión en la parte inferior del reactor. De esta

manera la presencia de una zona de sedimentación encima del

separador GSL resulta en la retención de lodos, permitiendo la

presencia de una gran masa en la zona de digestión, en tanto que

se descarga un efluente libre de sólidos sedimentables.







28

Las burbujas de biogas que se forman en la zona de digestión,

suben a la fase líquida donde encuentran una interface líquido-

gas, presente debajo del separador GSL. En esta interface las

burbujas se desprenden, formando una fase gaseosa. Los flocs de

lodos eventualmente adheridos a las burbujas, pueden subir hasta

la interface pero al desprenderse del gas caen para ser parte

nuevamente del manto de lodos en la zona de digestión. Las

burbujas de gas que se forman debajo del separador precisan ser

desviadas para evitar que pasen por las mismas aberturas, creando

turbulencia en la zona de sedimentación. Por tanto se utilizan

obstáculos que funcionan como deflectores de gas debajo de las

aberturas.

La retención de lodo en reactores anaerobios de alta tasa se basa

en (Lettinga et. al. 1989):

Entrampamiento del lodo bacterial, en los intersticios entre el

material de soporte presente en el reactor y las bacterias unidas

a las superficies externas de material de empaque. El “Filtro

Anaerobio de Flujo Ascendente” está basado en estas ideas.

Inmovilización bacterial por un mecanismo de unión, a un material

de soporte fijo, es decir el “Sistema Descendente de Filme Fijo

Estacionario” desarrollado por van der Berg y colaboradores o

superficies particuladas móviles tal como el “Proceso Anaerobio de

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

Reactores de manto de lodos, tales como el UASB (Lettinga et. al.,

1974, 1979a,b, 1980, 1983, 1984, 1986; Lettinga y Hulshoff, 1986).







29

Lettinga et. al. desarrollaron el reactor UASB, bajo las

siguientes ideas básicas (Lettinga y Hulshoff, 1987):

El lodo anaerobio tiene o puede tener excelentes características

de sedimentabilidad, siempre que no esté expuesto a agitación

mecánica fuerte. Por esta razón la mezcla mecánica es generalmente

omitida en reactores UASB, de ser necesario se utiliza agitación

mecánica intermitente y/o suave. El contacto suficiente requerido

entre lodo y agua residual, se logra aprovechando la agitación

ocasionada por la producción de gas.

Agregados de lodo de buena sedimentabilidad que son dispersados

bajo la influencia de la producción de biogas (el cual es

particularmente elevado a cargas altas en reactores altos), son

retenidos en el reactor por separación del biogas en un sistema

colector de gas colocado en la parte superior del reactor y son

liberados por medio de este dispositivo del reactor. Separando el

biogas en esta forma, se crea un sedimentador en la parte alta del

reactor. Las partículas de lodo pueden coalescer y sedimentarse

allí.

Agregados de lodo depositado en el compartimento de sedimentación

deben ser capaces de deslizarse dentro del compartimento de

digestión debajo del separador GSL, en contra del líquido

ascendente y a pesar de las altas turbulencias líquidas.

El manto de lodo puede ser considerado como una fase semifluida,

separada con características específicas propias y que puede

soportar elevadas fuerzas de mezcla.

El lavado de una capa espumosa en la interface líquida en el

compartimento de sedimentación se puede prevenir instalando un

bafle frente a la canaleta del efluente.







30

Desarrollos recientes en la tecnología de reactores anaerobios de

alta tasa revelan que el tratamiento anaerobio es factible para

tratar aguas residuales frías y diluidas a unas tasas de carga que

exceden los 10 kg/m3 a temperaturas de 10°C y TRH de pocas horas

(Lettinga, 1995 citado por Peña, 1998).

2.1.19 Dimensionamiento de los reactores UASB

En los últimos años, de entre los sistemas de alta tasa

disponibles, el concepto del reactor UASB es el más ampliamente

aplicado. Permitiendo además el empleo del tratamiento anaerobio

bajo condiciones de temperaturas sub-óptimas mesofílicas.

Según algunos autores existen tres variables para el

dimensionamiento de reactores UASB (Lettinga et. al., 1980, 1983,

1984; Vieira, 1989a,b):

Carga orgánica volumétrica aplicada, velocidad superficial y

altura del reactor.

2.1.20 Forma y Tamaño del reactor UASB

Según van Haandel y Lettinga (1994), para ARD la carga hidráulica

y no así la carga orgánica, es el parámetro más importante en la

determinación del tamaño y forma del reactor UASB.

En cuanto a la forma geométrica del reactor, existen dos opciones:

rectangular o circular. La forma circular tiene la ventaja de una

estabilidad estructural mayor, pero la construcción del separador

GSL es más complicada que en uno rectangular. En el caso de la

forma rectangular, la sección cuadrada es la más barata (van







31

Haandel, 1998). Existe una tendencia a construir reactores

pequeños circulares y reactores grandes rectangulares.

Van Haandel et. al. (1998b,c), estudiaron la relación área

superficial/profundidad en reactores UASB a escala piloto, para

iguales TRH (Anexo I) encontrando que la variación en la

eficiencia de remoción de la MO no es significativa (eficiencias

de 80% en promedio, considerando el efluente decantado).

Concluyendo que la relación de estas variables no tiene una

influencia significativa en el desempeño del reactor y en la

práctica deberá ser determinada por los costos de construcción y

las características del terreno disponible.

2.1.21 Cálculo del volumen del reactor

Según Lettinga et. al. (1989), el volumen de un reactor anaerobio

para tratar ARD no compleja (DQO< 1500 mg/l), depende de varios

factores: carga de DQO total máxima, carga superficial líquida

admisible, temperatura mínima, concentración y características del

agua residual, carga volumétrica permisible, eficiencia requerida

y nivel requerido de estabilización del lodo.

Observaciones experimentales de reactores operando en clima

tropical y subtropical indican que un TRH de 6 h es suficiente

para obtener una alta eficiencia de remoción, en muchos casos se

observa buenas eficiencias a TRH menores.







32

Establecido el TRH, el volumen del reactor se calcula de (van

Haandel y Lettinga, 1994):

Vr = Qa TRH

Donde:

Vr = Volumen del reactor

Qa = Caudal medio del afluente

TRH = Tiempo de residencia hidráulico del líquido (medio)

2.1.22 Cálculo de la altura del reactor

La altura del reactor UASB está principalmente determinada por la

velocidad superficial máxima admisible aplicable (Lettinga et.

al., 1989) y se determina principalmente por razones económicas.

El costo de remoción de tierra aumenta en la medida que la altura

del reactor es mayor, sin embargo la demanda de área disminuye

cuando el reactor es más profundo. El óptimo económico depende del

precio de la tierra y de la naturaleza del suelo, generalmente se

sitúa entre 4 y 6 m (van Haandel y Lettinga, 1994).

En el caso del reactor UASB generalmente se entierra de manera que

el nivel del emisario final que conduce el agua residual se sitúe

encima de la parte superior del reactor, evitando en lo posible la

necesidad de bombeo.







33

La altura del reactor tiene implicaciones sobre la eficiencia de

la remoción de MO. En primer lugar la altura determina la

velocidad ascencional de la fase líquida dentro el reactor, esta

velocidad no debe ser alta para evitar pérdida de lodo por

arrastre de las partículas sólidas y evitar turbulencia en la zona

de entrada del afluente.

La velocidad media del líquido normalmente no debe exceder el

valor de 1 m/h (van Haandel, 1998). La relación entre la velocidad

ascencional del líquido y la altura del reactor UASB puede ser

expresada como:

TRH

H

A TRH

V

A

Q v

ral

Donde:

vl = Velocidad ascendente del líquido.

A = Area superficial del reactor UASB.

H = Altura (profundidad) del reactor UASB.

Otra consideración relativa a la influencia de la altura sobre la

eficiencia de la digestión anaerobia se relaciona con la

solubilidad del CO2. De acuerdo con la Ley de Henry, la

solubilidad es proporcional a la presión parcial del CO2, que a su

vez depende de la profundidad del reactor; a mayor profundidad,

mayor presión y mayor la concentración de CO2 disuelto y por tanto

más bajo el pH (van Haandel y Lettinga, 1994).







34

2.1.23 Diseño del separador Gas Sólido Líquido - GSL

Según van Haandel y Lettinga (1994), el separador GSL es el

dispositivo más característico e importante del reactor UASB.

a) Separador sumergido

Elemento separador

Interfase

Pgas = Patm + Ph

Zona de sedimentación

(20 %)

Deflector

Traslape

b) Separador con biogas sobre presión atmosférica

TurbulenciaFilm de

protección

c) Separador híbrido con abertura para mantenimiento







35

RESUMEN DE GUÍAS TENTATIVAS PARA EL DISEÑO DEL DISPOSITIVO

SEPARADOR GSL

El ángulo de la parte baja del sedimentador (pared inclinada del colector de gas)

debe estar entre 45-60º.

El área superficial de las aberturas entre los colectores de gas debe ser de 15-

20% del área superficial del reactor.

La altura del colector de gas debe estar entre 1.5-2 metros de la altura de un

reactor de 5-7 metros.

Una interfase líquido-gas debe ser mantenida en el colector de gas para facilitar

la descarga y recolección de las burbujas de gas y para combatir la formación de

una capa espumosa.

El traslapo de los bafles instalados debajo de la apertura debe ser de 10-20 cm.

con el fin de evitar que las burbujas de gas ascendentes entren al compartimento

de sedimentación.

Generalmente los bafles de la capa espumosa deben instalarse al frente de los

vertederos del efluente.

El diámetro de los conductos de salida de gas deben ser suficientes para

garantizar la fácil remoción del biogas de la campana de recolección de gas,

particularmente en el caso de formación de espuma.

En la parte de arriba de la campana de gas, se deben instalar boquillas

rociadoras antiespumantes en el caso de tratamiento de aguas residuales con alto

contenido de espuma.

Las partículas con velocidades de sedimentación menor que la

velocidad ascencional del líquido en el punto de descarga del

efluente, en principio, no son retenidas y son descargadas junto

con el efluente, a no ser que se junten con otras partículas

debido a la adsorción o floculación en la zona de sedimentación.

Se concluye que hay dos valores importantes para la velocidad del

líquido (van Haandel y Lettinga, 1994):







36

A

A v

A

Q v

A

A v

A

Q v

de

l

de

ade

ab

l

ab

aab

Donde:

vab =Velocidad ascencional del líquido entre aberturas de

elementos, separador GSL (máximo).

vl = Velocidad ascencional del líquido en la zona de digestión

(mínimo).

vde = Velocidad ascencional del líquido al nivel de descarga del

efluente.

A = Area del reactor UASB.

Aab = Area de las aberturas entre los volúmenes del separador GSL.

Ade = Area disponible al nivel de descarga del efluente.

2.1.24 Dispositivos de distribución del afluente y colecta del

efluente

El sistema de distribución de la alimentación constituye una parte

crucial del reactor UASB. Para usar la capacidad del lodo retenido

en el reactor, es importante realizar un contacto óptimo entre

lodo y agua residual, previniendo la canalización a través del

manto de lodos o evitando la formación de zonas muertas en el

reactor (Lettinga et. al., 1984).

Según Vieira (1989), dos aspectos deben ser considerados en la

concepción del sistema de alimentación: una mínima cantidad de

puntos de distribución por área y la posibilidad de verificar

obstrucciones y mantener cada punto individualmente.

Respecto al sistema de captación del efluente del proceso, van

Haandel y Lettinga (1994), indican que el objetivo principal es







37

colectar uniformemente el agua residual tratada por la parte

superior del reactor UASB. Sin embargo el diseño específico

dependerá de las características particulares de cada caso.

2.1.25 Otros dispositivos

Existen dispositivos especiales que pueden ser incluidos en el

proceso de tratamiento de aguas residuales mediante reactores

UASB. A continuación se mencionan algunos de ellos:

Puntos de muestreo de lodo: Pueden ser instalados a diferentes

profundidades para la obtención de perfiles de concentración de

lodos y calidad de lodo, son importantes para conocer el desempeño

del reactor y decidir sobre la descarga de lodo de exceso (van

Haandel y Lettinga, 1994).

Dispositivo para descarga de lodo: Se debe prever en el diseño la

remoción de lodo de exceso del reactor, generalmente una buena

altura para la descarga del lodo es la mitad de la altura del

reactor, aunque es recomendable equipar otros puntos (Lettinga et.

al., 1989).

Dispositivo de recolección de gas: Este dispositivo debe remover

el biogas producido en el reactor y mantener un nivel constante de

la interfase líquido-gas. Pese a que la producción de gas no es

mucha en el tratamiento de ARD el diámetro de la tubería no debe

ser muy pequeño, porque las partículas de sólidos (espuma) con gas

pueden producir taponamientos (van Haandel y Lettinga, 1994).







38

2.1.26 Productos secundarios

En el tratamiento anaerobio de ARD con un reactor UASB se producen

dos productos secundarios (Wildschut, 1989b):

Biogas: En algunas situaciones el valor calorífico del gas es

insuficiente debido al alto contenido en CO2. Se puede afirmar de

manera general que la composición del biogas es cerca del 70% en

CH4 y 30% en CO2, con trazas de H2S, nitrógeno, hidrógeno y

oxígeno (Mansur, 1985).

Lodo: El lodo proveniente de un reactor UASB puede tener un valor

económico como es el caso del lodo granular. Alternativamente el

lodo se puede usar como abono para cultivos. De no ser así se

deben disponer de los lodos en exceso. Por economía de transporte

el mínimo tratamiento es su deshidratación. En países tropicales

el empleo de lechos de secado es factible (van Haandel et. al.,

1998e,f), existiendo también otros procesos de tratamiento para la

disposición de los lodos (Stoll y Parameswaran, 1996)

2.1.27 Balance de masa en un reactor UASB

El balance de masa se define por las variaciones que ocurren

durante una reacción en un determinado sistema cerrado o en alguna

porción definida de una masa líquida.

En la mayoría de las aplicaciones del tratamiento de ARD, la

solución de las ecuaciones del balance de masa, puede ser

simplificada considerando que es de interés la concentración

resultante a largo plazo en el régimen permanente (Metcalf & Eddy,

1995):







39

cg rVrVCQCQdT

dCV ***** 0

Donde:

V = Volumen del reactor

C0 = Concentración en el afluente

Q = Caudal que entra o que sale del reactor

C = Concentración en el reactor y efluente

rg = tasa de generación

rc = tasa de consumo

Básicamente existen cuatro opciones para la degradación o no del

material orgánico (DQO) en los sistemas de tratamiento (van

Haandel & Lettinga, 1994):

Conversión en lodo (proceso anabólico o de absorción)

Conversión en metano (proceso catabólico fermentativo)

Mineralización a través de la oxidación (catabolismo

oxidativo)

Permanencia en la fase líquida (descarga en el efluente)

Si no existe acumulación de MO en el sistema de tratamiento

(estado estacionario), la masa diaria de MO debe ser igual a la

suma de las masas diarias del MO que deja el sistema en forma de

metano, lodo presente en el efluente más la masa diaria de MO

destruido (oxidado). De esta manera se puede establecer el

siguiente balance de masa del MO:

MOa = MOe + MOl + MOd + MOo







40

Donde los subíndices indican: MO en el afluente “a”, efluente “e”,

lodo en exceso “l”, digerida “d” y oxidada “o” respectivamente. De

la misma manera se puede expresar un balance respecto a la DQO

REACTOR UASB

Gas

disueltoAfluente

Gas

Lodo

Efluente

Caja negra

DQO afluente

DQO lodo (10%)

DQO efluente

(40-50%)

DQO disuelto

(20-25%)

DQO como metano

(20 a 25%)







41

2.1.28 Volumen del Sedimentador (Vs)

Contribución de aguas residuales por persona

Tipo de Predio Unidades Contribución de aguas

residuales (C)

y lodo fresco Lf (L / día)

Ocupantes permanentes

Residencia

Clase alta

Clase media

Clase baja

Hotel (excepto lavandería y cocina)

Alojamiento provisional

persona

persona

persona

persona

persona

C

160

130

100

100

80

Lf

1

1

1

1

1

Ocupantes temporales

Fábrica en general

Oficinas temporales

Edificios públicos o comerciales

Escuelas

Bares

Restaurantes

Cines, teatros o locales de corta

permanencia

Baños públicos

persona

persona

persona

persona

persona

comida

local

tasa sanitaria

70

50

50

50

6

25

2

480

0.30

0.20

0.20

0.20

0.10

0.01

0.02

4.0

Tiempos de retención

Contribución diaria (L) Tiempo de retención (T)

días Horas

Hasta 1,500 1.00 24

De 1,501 a 3,000 0.92 22

De 3,000 a 4,500 0.83 20

4,501 a 6,000 0.75 18

6,001 a 7,500 0.67 16

7,501 a 9,000 0.58 14

mas de 9,000

0.50 12







42

2.1.29 Filtros anaerobios

2.1.29.1 Tiempo de retención hidráulica

En la tabla siguiente aparecen los valores de tiempo de retención

hidráulica que se deben usar para el diseño de este tipo de

unidades (RAS 2000).

TIEMPOS DE RETENCIÓN HIDRÁULICA

Rango de la concentración orgánica del

afluente al filtro anaerobio.

(Expresada en DBO5TOTAL en mg/L)

Rango del tiempo de

retención hidráulica en

el filtro anaerobio. Se

expresa tmin, tmax, td1 y

td2. Donde el tiempo de

diseño td es igual a

(td1 + td2)/2. (horas)

Valores del coeficiente

característico del substrato

en digestión, K, para un

substrato “típico” doméstico o

municipal, correspondiente a

los t expresados en la columna

anterior

tmin td1 Td2 Tmax Para

tmin

Para

td1

Para

td2

Para tmax

Mínima : 50

Co (media): 65

Máxima: 80

3.0 4.0 6.5 12 1.4 1.5 1.6 1.8

Mínima : 80

Co (media): 190

Máxima: 300

2.5 4.0 6.5 12 1.0 1.1 1.3 1.7

Mínima : 300

Co (media): 650

Máxima: 1000

2.5 4.0 6.5 12 1.4 1.6 1.8 2.1

Mínima : 1000

Co(media): 3000

Máxima: 5000

3.0 6.0 8.0 12 1.7 1.9 2.1 2.5







43

2.1.29.2 Medio de soporte

Se recomienda que los filtros anaerobios estén cargados en su

totalidad con elementos de anclaje, salvo el 15% superior de su

profundidad total. Esta zona superior sirve para homogeneizar la

salida evitando los canales preferenciales de flujo. En filtros

anaerobios de menos de 1.50 m de diámetro no hay ningún elemento

colector en la superficie de esta zona para conducir el efluente

hacia la salida. En unidades de diámetro mayor de 1.5 m, se

recomienda una canal de bordes aserrados colocada al nivel de la

superficie y en sentido diametral, para conducir uniformemente el

efluente al orificio de salida.

El flujo entra al lecho poroso por el fondo del mismo y debe ser

distribuido radialmente en forma uniforme, para este fin habrá un

“difusor” en el fondo del lecho, al cual llega el flujo mediante

un tubo o ducto, instalado dentro o fuera del cuerpo de la unidad.

Como medio de anclaje para los filtros anaerobios, se recomienda

la piedra: triturada angulosa, o redonda (grava); sin finos, de

tamaño entre 4 cm y 7 cm.

2.1.29.3 Metologia de Calculo Filtros anaerobios

Para determinar el volumen del filtro anaerobio se utilizo la

siguiente ecuación (RAS 2000 E.7.3.3):

QdVr 2







44

Además, para el cálculo de la eficiencia de remoción, se uso la

siguiente ecuación (RAS 2000 E. 7.3.4):

E 100 1( E = 100 (1-m

k)

VALORES TÍPICOS DEL COEFICIENTE m

Configuración Valor de m

Piedra redonda 4 a 7 cm.

Porosidad área específica

Máx. 0.46 130m²/m³

0.665

Piedra partida 4 a 7 cm

Porosidad área específica

Max 0.66 98 m²/m³

0.660

2.1.29.4 Tiempo de retención hidráulica

Para el tratamiento de aguas residuales domesticas deben

utilizarse tiempos mínimos de retención de seis horas, que pueden

llevar a una remoción hasta del 80% en la DBO5.

El tiempo de retención aplicable a las aguas residuales domesticas

depende de la temperatura. En la tabla siguiente se presentan

algunos valores aplicables para varios rangos de temperatura.

TIEMPOS DE RETENCIÓN HIDRÁULICOS APLICADOS A DIFERENTES RANGOS DE

TEMPERATURA

Rango de temperatura

C

Valores de trh (h)

Promedio diario Máximo durante 4 -

6 horas

Pico aceptable

durante 2-6 horas

16 – 19 > 10 – 14 > 7 - 9 > 3 - 5

22 – 26 > 7 – 9 > 5 - 7 > +- 3

> 26 > 6 > 4 > 2.5







45

2.2 ARRANQUE

2.2.1 Puesta en marcha de un reactor UASB

La puesta en marcha de un reactor anaerobio frecuentemente se

considera como una de las principales desventajas del tratamiento

anaerobio. Debido a la lenta velocidad de crecimiento de los

organismos metanogénicos y la formación de lodo granular (Imai,

1997). El arranque del proceso utilizando inóculo inadaptado o sin

utilizar inóculo, generalmente toma un largo período de tiempo.

Sin embargo una vez que arranca, puede ser para siempre (Lettinga

y Hulshoff, 1995a).

En general la puesta en marcha del reactor UASB procede rápida y

fácilmente cuando el inóculo utilizado es más adaptado a la

composición del agua residual. Reactores de flujo ascendente,

utilizando inóculo inadaptado como el lodo digerido, normalmente

necesitan de dos a más de seis meses, dependiendo de la calidad

del inóculo y de las características del agua residual (de Zeeuw y

Lettinga, 1980).







46

Zeeuw y Lettinga (1983), distinguen cuatro etapas, en el proceso

de puesta en marcha de un reactor UASB con lodo digerido:

Etapa 1: La más ligera, poco o mucho de la fracción coloidal del

lodo digerido es lavado del reactor. La producción de gas

incrementa rápidamente de cero al nivel correspondiente a la

actividad específica del lodo residual, cuando se aplica una carga

orgánica suficiente.

Etapa 2: Un ligero lavado del lodo continúa debido a la erosión de

la cama de lodo, primero como resultado del incremento de la

producción de gas y segundo por el incremento en la carga

hidráulica, la cama de lodo eventualmente se expandirá hasta

llenar el volumen del reactor. Como resultado del efecto combinado

del crecimiento bacteriano y del lavado del lodo, la actividad

específica del lodo retenido incrementa.

Etapa 3: Un rápido incremento en la producción de gas (y un menor

aumento en la carga hidráulica), causa que la cama de lodo sea

empujada hacia fuera del reactor permitiendo un lavado del lodo

floculento pesado. La actividad específica del lodo retenido

rápidamente incrementa, lo que se perdió era una mezcla de lodo

activo e inactivo, mientras que solamente crece lodo activo (SSV).

Las partículas de lodo más pesadas son mejor retenidas y las

partículas ligeras son por tanto lavadas. Los primeros lodos

granulares macroscópicos aparecen, gradualmente constituyen una

segunda cama en la parte baja del reactor, haciendo que el lodo

floculento remanente suba al manto de lodos. Esta etapa de la

puesta en marcha acaba cuando el lodo retenido creciente es igual

al lodo que se lava.







47

Etapa 4: El lodo crece mucho más y las partículas pesadas están

más concentradas en la cama de lodos y exceden más el lavado de

lodo. Como resultado la cantidad total de lodo activo en el

reactor comienza a incrementar nuevamente, permitiendo cada vez

mayor incremento en la carga orgánica, que es acompañada con una

alta producción de gas. Debido a las altas cargas de alimentación

la presión selectiva en las partículas de lodo incrementa y el

remanente de lodo floculento eventualmente será lavado del

reactor. El crecimiento del lodo entonces es exclusivamente en

forma de lodo granular y el lavado de lodo cae a un nivel muy

bajo.

La duración del período de puesta en marcha es definida como el

tiempo necesario para obtener una calidad de efluente constante y

una masa de lodo que no varía ni cualitativamente ni

cuantitativamente con el tiempo. Naturalmente esa acumulación está

limitada por el tamaño físico del reactor y en algún momento

después de iniciada la puesta en marcha, el lodo comenzará a

aparecer en el efluente del reactor en la forma de partículas

sedimentables. El reactor entonces estará lleno de lodo, en el

sentido que se alcanzó la masa máxima de lodo que el reactor puede

contener. A partir de este momento la masa de lodo en el reactor

se mantendrá esencialmente constante y la masa de lodo generado en

el reactor será igual a la masa descargada en el afluente (van

Haandel y Lettinga, 1994).







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2.2.2 Consideraciones importantes con respecto al arranque de

reactores UASB

Según Hulshoff (1987), entre los factores que pueden influir en el

período de tiempo requerido para el arranque se pueden mencionar

cuatro de mayor importancia:

La calidad de la semilla de lodo.

El contacto del agua residual con el lodo.

Una posible inhibición o escasez de nutrientes esenciales.

La tasa a la cual ocurre la pérdida de lodo (biomasa) del

reactor.

2.2.3 Inoculación del reactor UASB

La inoculación de un reactor UASB puede ser muy sencilla.

Inicialmente no son necesarias condiciones estrictas de

anaerobiosis. Si el agua no está en condiciones anaerobias, éstas

se alcanzan el primer día, debido al consumo de oxígeno de las

bacterias presentes en el inóculo (Hulshoff, 1987).







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El inóculo del reactor debe tener alguna actividad metanogénica.

Cuanto mayor sea la actividad metanogénica, más corto será el

período de arranque. La intención es hacer crecer las bacterias

metanogénicas, pues estas están en muy pequeña concentración en el

inóculo. El uso de lodo proveniente de un reactor anaerobio es,

por supuesto, altamente recomendable. Si este no está disponible

se debe elegir algún tipo de inóculo que contenga gran cantidad de

MO en condiciones anaerobias, tal como estiércol de vaca u otros

estiércoles e incluso lodo doméstico. Por ello, el primer paso

puede ser eventualmente el que más tiempo consume del proceso de

arranque.







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2.3 TABLAS DE CALCULO

La hoja “TABLAS DE CALCULO” presenta una completa guia de

parametros para el dimensionamiento de las unidades.

2.4 PROCESO

La hoja “PROCESO” presenta el diagrama de los procesos unitarios

de tratamiento adoptados indicando la eficiencia parcial y total

del sistema de tratamiento, adicionalmente, se evalua la

produccion de lodos del sistema.

La hoja permite seleccionar las dimensiones del aforador de

caudales tipo “Parshall” determinando los caudales de entrada al

sistema.







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2.5 VOL.REACTORES







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La hoja “VOL.REACTORES” presenta de manera intuitiva y practica

los volumenes de cada unidad y reactor del sistema sin necesidad

de entrar a la hoja de diseño “UASB+FAFA”, sin embargo, toda

volumetria que arroje la hoja “VOL.REACTORES” debera ser valorada

y verificada adecuadamente para cada parametro de entrada dada la

variabilidad de cada agua residual.

En la hoja hay dos dos formas de determinar el volumen de los

reactores pudiendo ser utilizados como datos de entrada el numero

de habitantes (poblacion equivalente) a ser servidos o la

produccion volumetrica de aguas residuales.

Los valores de entrada deberan ser evaluados y calculados

adecuadamente previa utilizacion de la hoja.

Cualquier información adicional o consejo de mejora del programa

escriba al Ing. Mauricio Javier Victoria N ([email protected])

mailto:[email protected]







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manual del usuario mv ptar v1.1

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