Ecuambiente 36

Diciembre 2015 - Edicin No. 36 - ISSN 1390-3985EcuambienteEcuambientede AEISAREVISTA NACIONAL DE LA ASOCIACIN ECUATORIANA DE INGENIERA SANITARIA Y AMBIENTAL

www.aeisa.com.ec

EN ESTA EDICIN: Una planta compacta para el tratamiento biolgico de las aguas residuales domsticas Wastewater treatment Package Plant? COP21: Ciencia y Ficcin el calentamiento global inferno y Cuando el destino nos alcance Participacin en el Congreso Bolivariano


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N 36 - Diciembre de 2015

El contenido de los artculos reflejan nicay exclusivamente el punto de vista de

sus autores mas no la posicin de la Revista

Por favor escrbanos sus comentarios y sugerencias a:[email protected], atencin Redaccin Ecuambiente

Ecuambiente es un medio de difusin de las Actividades de AEISA(Asociacin Ecuatoriana de Ingeniera Sanitaria y Ambiental)

Se publica cuatro veces al ao:Marzo, Junio, Octubre y Diciembre

Impresa en Ecuador

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Consejo EditorialIng. Carlos Salame BermudesAb. Yorgi RamrezIng. Jos Salvatierra

DiseoIng. Tyrone Vsquez O.Cel.: 0982952605

ImpresinVisin GrficaTelf.: 2463699 -2617469

Ing. Walter Bajaa LoorIng. Jorge RiveraIng. Jos Antonio SalvatierraIng. Antonio Gutirrez WilsonIng. Luis Ugua MolinaIng. Wilson Bustamante de la TorreIng. Daniel RuilovaIng. Carlos Salame BermudesIng. Xavier CapeloIng. Schubert ChicaAb. Yorgi Ramrez Aruz

PresidenteVicepresidente

SecretarioTesorero

1er. vocal principal2do. vocal principal3er. vocal principal1er. vocal suplente2do. vocal suplente3er. vocal suplente

Asesor Legal

DIRECTIVA NACIONAL ACTUAL (2014 - 2016)

Ing. Jorge Rivera CevallosIng. Julio TernIng. Lucia NeiraIng. Adriana YpezIng. Nuria ValleIng. Marco PrezIng. Patricio ToapantaIng. Myriam OrtizIng. Mireya RojasIng. Wilson MontenegroLcda. Mara CevallosIng. Gustavo Ruiz


SecretariaSecretaria Alterna

TesoreraVocalVocalVocalVocalVocalVocal

Sndico

DIRECTIVA AEISA PICHINCHA

Ing. Walter Bajaa LoorIng. Carlos Salame BermudesIng. Antonio SalvatierraIng. Antonio Gutirrez WilsonIng. Luis Ugua MolinaIng. Jos Antonio SalvatierraIng. Baldomero ValenciaIng. Ingrid Orta ZambranoIng. Silvia Galarza GalarzaAb. Yorgi Ramrez Aruz


SecretarioTesorero

1er. vocal principal2do. vocal principal3er. vocal principal1er. vocal suplente2do. vocal suplente

Asesor Legal

DIRECTIVA AEISA GUAYAS

Ing. Alfonso Neira AlvaradoIng. Agustin Rangel BarreraIng. Soledad Aguirre AguirreIng. Luis Guilln CoelloIng. Wilson de la TorreIng. Cornelio Cajas AvilaIng. Schubert ChicaIng. Estuardo AndradeIng. Alfonso Cordero GrateIng. Paul Calle Ordoez


SecretarioTesorero

1er. vocal principal2do. vocal principal3er. vocal principal1er. vocal suplente2do. vocal suplente3er. vocal suplente

DIRECTIVA AEISA AZUAY

Portada: Planta Compacta de Aguas Residuales de la Urbanizacin Socio Vivienda 2 - Guayaquil.Cortesa MOVICORP S.A.

UNA PLANTA COMPACTA PARA ELTRATAMIENTO BIOLGICO DE LASAGUAS RESIDUALES DOMSTICASWASTEWATER TREATMENTPACKAGE PLANT?

INFLUNCIA DO PROYETO DO SEPARADORDE FASES SOBRE O DESEMPENHO DEREATOR UASB NO TRATAMENTO DE GUASRESIDURIAS MUNICIPAIS

FILTRO PERCOLADOR CON SOPORTENOVEDOSO: UNA ALTERNATIVA DETRATAMIENTO SECUNDARIO DE AGUASRESIDUALES DOMSTICAS

COP21: CIENCIA Y FICCINEL CALENTAMIENTO GLOBAL INFERNO YCUANDO EL DESTINO NOS ALCANCE

CERTIFICACION ECUATORIANA DEPLAYA SEGURA Y LIMPIA: UNA ASPIRACINDE LIBERTADOR BOLVAR

PARTICIPACIN EN ELCONGRESO BOLIVARIANO

ACTIVIDADES

Diciembre 2015 - Edicin No. 36 - ISSN 1390-3985EcuambienteEcuambientede AEISAREVISTA NACIONAL DE LA ASOCIACIN ECUATORIANA DE INGENIERA SANITARIA Y AMBIENTAL

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PRESENTACINEstimados Lectores:

La Asociacin Ecuatoriana de Ingeniera Sanitaria y Ambiental, cierra su balance tcnico del 2015, con saldos positivos: el colectivo que conformamos, identificado con la investigacin, capacitacin y avance tecnolgico en las ramas sanitaria y ambiental, ha logrado en el ao que culmina fundamentales progresos.Como ejemplos citamos, en el campo de la capacitacin sendos cursos dictados para alrededor de 400 profesionales, en el desarrollo de las instalaciones sanitarias y en el tratamiento de aguas residuales, con los conocimientos impartidos por expertos nacionales y extranjeros, complementados con visitas tcnicas y talleres en obras de moderna implementacin. Resaltamos, en esta actividad, la fundamental colaboracin de importantes empresas como FRANZ VIEGENER, PLASTIGAMA y CODEMET. Todo ello dentro del Convenio Marco suscrito entre el Colegio de Ingenieros Civiles del Guayas y nuestra institucin, en Marzo del presente ao.

El Primer Concurso de Diseo Hidrulico, promovido por la Secretara de Educacin Superior, Ciencia y Tecnologa del Ecuador, con el aval de CAMICON y la Cmara de Construccin de Guayaquil, auspiciado por PLASTIGAMA, fue una importante gestin de AEISA.

La presencia de AEISA en el 58 Congreso Internacional 2015, AGUA, SANEAMIENTO, AMBIENTE Y ENERGAS RENOVABLES, en Santa Marta, Colombia, organizado por nuestra paralela ACODAL, en Septiembre result en un fructfero intercambio de tecnologa. Colombia, al igual que nuestro pas tiene grandes retos en materia de agua, saneamiento, energas renovables y gestin de residuos; desafos que de igual manera representan oportunidades para la modernizacin de estos sectores.

Y son estos desafos los que conformarn metas que AEISA se compromete a programar y cumplir para el bienio 2016 -2017, en la previa para el gran encuentro internacional del CONGRESO INTERAMERICANO DE INGENIERA SANITARIA que nos depara el 2018.

Esta gran tarea impone el apoyo de los organismos, entes e instancias oficiales, universidades, gobiernos autnomos, empresas privadas, para un gran resultado de inters comn y como objetivo fundamental: el bienestar del individuo y la preservacin de la naturaleza.

Tenemos ya un gran impulso, as que mantengamos el ritmo: en este mes, el mundo logra un pacto en las negociaciones climticas y se espera una inversin de cien mil millones de dlares anuales en los pases de menores recursos, para adaptarse a los efectos del cambio climtico. Es decir, las reuniones internacionales para tratar temas ambientales, estn empezando a dar frutos tangibles. El Congreso del 2018 es una oportunidad, entre otras cosas, para evaluar los resultados de los compromisos asumidos por 195 pases, en el COP21.

Junto con nuestros augurios de un excelente nuevo ao, reiteramos el cumplimiento de nuestro adeudo con asociados, auspiciadores y dems amigos.

ING. WALTER BAJAA LOORPresidente AEISA

DEL CONSEJO EDITORIAL

ING. CARLOS SALAME BERMUDESVicepresidente de AEISA

OBJETIVOSALCANZADOS!

Con gran satisfaccin llegamos a la Edicin 36 de esta Revista ECUAMBIENTE de AEISA, en la que se han atesorado, a travs de las diversas publicaciones sucedidas desde hace ms de dos dcadas, artculos tcnicos seleccionados con base de un riguroso examen de su calidad tecnolgica y una cuidadosa evaluacin de su contenido actual, investigativo y social. Hoy por hoy, esta revista y el sitio virtual de la misma y de sus asociados, constituyen una fuente de informacin y de consulta de los profesionales involucrados en el desarrollo de las prcticas de Ingeniera Sanitaria y Ambiental, as como una selecta base de datos de proveedores de materiales y de servicios en el campo de la implementacin de obras hidrulicas y sanitarias.

Cmplenos, por la tanto, dar paso a las nuevas generaciones, para que enriquezcan esta fuente de informacin en beneficio de todos los asociados y de la comunidad nacional a la que hemos servido hasta la fecha.En esta edicin, concomitantemente con el tema de actualidad COP 21- se ha querido resaltar el aspecto de Tratamiento de Aguas Residuales,

liderando el artculo tcnico del Ing. Nelson Olaya MSc, decano especialista en el tema, discpulo del godfather del tratamiento de aguas residuales industriales, el Dr. W.Wesley Eckenfelder Jr, fallecido en Nashville, a los 83 aos de edad y en honor a quien la empresa americana Brown and Caldwell, coautora del Plan Maestro de Agua Potable de Guayaquil 1980 2000, creara un programa de becas que ya lleva ms de 50.000 profesionales formados.

Se incluye, adems, un artculo tcnico publicado en la revista del Departamento de Agua y Esgotos de Sao Paulo, relacionado con la eficiencia de reactores UASB, de importante actualidad.

Quedan, en el tintero, muchas tareas pendientes para el 2016, muchas de ellas relacionadas con nuestra preparacin para el magno evento del 2018 en que nuestro pas ser privilegiado con la organizacin del Congreso Interamericano de Ingeniera Sanitaria. Es nuestra intencin convertir a AEISA, en el bienio 2016 -2018, en una institucin involucrada directamente con las

polticas sanitarias y ambientales del pas, como soporte fundamental y en trabajo sinrgico con el Ministerio de Ambiente, la Secretara del Agua, SENPLADES, empresas concesionarias de servicios sanitarios, los GAD provinciales y municipales, e inclusive parroquiales. El cambio de poca que se propugna de los medios oficiales actuales as lo exige: la presencia de instituciones y profesionales especializados en la rama sanitaria y ambiental, impone una evolucin de esta institucin en apoyo a los cambios nacionales positivos y a la revolucin social mundial, actualmente presionada por el cambio climtico, los graves

problemas econmicos, dficits de balanzas comerciales, cambios de regmenes energticos, cambios en constituciones, leyes, decretos y reglamentos, reestructuracin de instituciones oficiales, entre otros.

La intervencin de AEISA se vislumbra en pasos concretos, en la actualizacin de normas de diseo sanitario, elaboracin de publicaciones cientficas de tecnologa nacional, participacin en asesoras a municipios en la elaboracin de trminos de referencia para contratacin de consultoras o construccin de obras sanitarias, asesora en programas ambientales, disposicin de desechos slidos, anlisis mediantes foros de licencias ambientales de obras importantes, as como de ndices de mediacin de costos de la gestin

NOS INTERESA SU OPININ: Srvase enviar a nuestro portal sus comentarios sobre la presente edicin. En formato libre hganos saber qu artculo de esta revista ha concitado su inters, as mismo si requiere ms informacin de alguno de nuestros proveedores de materiales o servicios y si considera que la revista debe continuar siendo impresa en papel normal o es suficiente con una edicin digital. Agradeceremos su colaboracin.

ambiental y de saneamiento; participacin en la discusin de polticas de inversin en el desarrollo de nuevos proyectos de saneamiento y agua, mantenimiento y recuperacin o repotenciacin de obras existentes, correccin idnea de gastos de agua potable no recaudados, tarifas apropiadas de servicios sanitarios, ndices adecuados de consumos de energa en plantas de tratamiento, entre otras ideas a plantear y aplicar con urgencia, en forma programada.

AEISA en el prximo bienio, ser una institucin renovada, pero regida por el estandarte de su larga experiencia en el campo sanitario y ambiental y bajo la gida del bienestar comn en el desarrollo social basado en la salud y el saneamiento, derecho de todos los ecuatorianos.

Nota final: Resulta gratificante para todos los que hacemos labor en Ingeniera Ambiental conocer los resultados de la COP21: la conferencia de Pars sobre el cambio climtico finalmente ha dado frutos; los 195 pases reunidos en esa ciudad aprobaron el 12.12.2015, un acuerdo final que se espera podr entrar en vigor a comienzos de 2016. Este es el primer acuerdo en el que tanto naciones desarrolladas como pases en desarrollo se comprometen a gestionar la transicin hacia una economa baja en carbono. Se entiende que es un acuerdo jurdicamente vinculante y que no ser otro saludo a la bandera como los pronunciamientos mundiales en muchas reuniones anteriores lo han sido, aunque no se haya logrado establecer un mecanismo de sancionar a los pases que incumplan los compromisos.

8 ASOCIACIN ECUATORIANA DE INGENIERIA SANITARIA Y AMBIENTAL

UNA PLANTA COMPACTA PARA EL TRATAMIENTO BIOLGICO DE LAS AGUAS

RESIDUALES DOMSTICAS, WASTEWATER TREATMENT PACKAGE PLANT?

Nelson Olaya, M. Sc.Master of Science, Environmental & Water

Resources EngineeringVanderbilt University

INTRODUCCIN

El Texto Unificado de la Legislacin Secundaria del Ministerio del Ambiente, TULSMA, Decreto N 3.516, publicado en la Edicin Especial No.2 del Registro Oficial, con fecha 31 de marzo del 2003, constituye un texto reglamentario bastante amplio de la normativa ecuatoriana vigente en la Ley de Gestin Ambiental-LGA (julio 1999) y con lo que queda en vigor de la Ley de Prevencin y Control de la Contaminacin Ambiental-LPCCA (mayo de 1976). EL Libro VI del TULSMA, contiene, entre otros las normas de los lmites de descargas al alcantarillado pblico y los cuerpos receptores; el Libro VI fue modificado dos veces al inicio del ao 2015-Acuerdo Ministerial 028 (13 de febrero de 2015) y Acuerdo Ministerial 061 (4 de mayo de 2015); el Acuerdo Ministerial 028 contiene las normas vigentes de descarga.

En lo que respecta a las descargas de las aguas residuales domsticas, los parmetros de calidad de control son: la Demanda Qumica de Oxgeno (DQO), la Demanda Bioqumica de Oxgeno, a los 5 das (DBO5); Los Slidos Suspendidos Totales (SST); y los Slidos Sedimentables.

El Ministerio del Ambiente del Ecuador (MAE), Autoridad Ambiental Nacional (AAN), es competente para gestionar los procesos relacionados con el control y seguimiento de la contaminacin ambiental de los proyectos, las las obras o actividades que se desarrollan en el Ecuador; esta facultad puede ser delegada a los Gobiernos Autnomos Descentralizados provinciales, metropolitanos y/o municipales.

El control del MAE y las entidades con competencias delegadas han creado un mercado masivo en las urbanizaciones, centros comerciales, edificaciones, instituciones pblicas, poblaciones pequeas y otros en el uso de sistemas biolgicos de tratamiento de las aguas residuales domsticas utilizando una variante muy sencilla de los lodos activados denominada aireacin prolongada. Resultado: una oferta variada en los mercados nacional e internacional de plantas prefabricadas o compactas, denominadas en el argot como plantas paquetes (package wastewater treatment plants). stas, se presentan en diferentes formas, tamaos y materiales que contribuyen a confundir fcilmente la toma de decisin del usuario.

Sntesis histrica del tratamiento biolgico (secundario) de las aguas residuales

El primer intento de usar la descomposicin anaerobia para el tratamiento de las aguas residuales fue efectuado por Mouras, en 1981, en un tanque para la descomposicin automtica de excrementos. Este tanque, se puede considerar como el precursor del pozo sptico actual.

El Dr. Gilbert John Fowler de la Corporacin Manchester fue invitado a los Estados Unidos de Norte Amrica para analizar el problema de la contaminacin del puerto de New York. En dicho viaje, Fowler tuvo la oportunidad de presenciar los experimentos de Clarky Gage en la Estacin Experimental de Lawrence, 1912; ellos ensayaban la remocin de la Demanda Bioqumica de Oxgeno (DBO) mediante la insuflacin de aire a las aguas contaminadas, que generaba la formacin de unos grnulos, en forma de lodo, que en realidad era una biomasa de microorganismos por lo cual, se lo denomin lodo activado. Fowler, subsecuentemente, acredit su visita como el impulso para su idea luminosa respecto al lodo activado, refirindose a Lawrence como La Meca de la purificacin de las aguas residuales.

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ASOCIACIN ECUATORIANA DE INGENIERIA SANITARIA Y AMBIENTAL

Microbiologa

Clasificacin. Los seres vivos, se definen desde el punto de vista de la arquitectura celular en Eucariotes, compuestos por clulas con ncleo verdadero, y Procariotes, con clulas que no tienen ncleo verdadero.

Energa. Desde el punto de vista del modo de obtencin de la energa para las reacciones metablicas y la sntesis del nuevo material celular, los organismos vivos, se dividen en auttrofos y hetertrofos. Los organismos auttrofos obtienen su energa directamente de la luz solar (reino vegetal)o por las reacciones inorgnicas de xido-reduccin. Los organismos hetertrofos (reino animal) slo pueden obtener energa a travs de la oxidacin de materia orgnica, es decir, se requieren compuestos sintetizados por organismos auttrofos; estos organismos obtienen el carbono orgnico de compuestos orgnicos y con su degradacin obtienen la energa para su manutencin.

Para el tratamiento de las aguas residuales, los microorganismos de ms inters son las bacterias, pues ellas son responsables de casi la totalidad de la remocin del sustrato orgnico o la materia orgnica (expresados principalmente en trminos de la Demanda Bioqumica de Oxgeno-DBO y la Demanda Qumica de Oxgeno).

El modo en que las bacterias obtienen el oxgeno para la respiracin (aceptacin de electrones para el proceso de oxidacin) sirve para clasificarlas. Para que un microorganismo obtenga la energa de un compuesto es necesario oxidarlo, mediante la prdida de un electrn que debe ser recibido por el aceptor, que, a su vez, se reduce. Cuando el aceptor de H2 es oxgeno molecular, se produce la respiracin aerobia de las bacterias aerbicas. Cuando el aceptor de H2 no es oxgeno molecular, el proceso es anaerobio realizado por bacterias anaerbicas.

Dentro de la complejidad de los procesos bio-fsico-qumicos es necesario mencionar que las enzimas actan como catalizadores o activadores para promover las reacciones qumicas que llevan a cabo los seres vivos; muy importantes son las coenzimas, grupos qumicos que tienen una accin concomitante a las enzimas en las reacciones, accin desarrollada al unirse temporalmente a la enzima. Una coenzima de importancia es la adenosn trifosfato (ATP) que es la molcula, en la cual, las bacterias almacenan la energa que obtienen de las reacciones metablicas.

Crecimiento de las bacterias y oxidacin biolgica. Si se experimenta el cultivo de bacterias mediante un proceso por tandas, tipo batch, el nmero de bacterias iniciales es pequeo en un sustrato soluble orgnico de contenido energtico alto (cuya concentracin es medida en trminos de la DBO y DQO). A partir de la inoculacin inicial de las bacterias, se inicia un crecimiento lento debido a que los microorganismos estn en el proceso de aclimatacin o adaptacin, sta es la fase de retardo que ocurre porque las bacterias estn produciendo las enzimas necesarias para el nuevo sustrato (agua residual). Una vez aclimatado, comienza la fase de crecimiento exponencial; hay un crecimiento balanceado pues las bacterias no necesitan nuevas enzimas debido a la gran abundancia

de sustrato (alimento) en comparacin al nmero de bacterias. La tercera fase comienza cuando el sustrato empieza a agotarse; el nmero de microorganismos no flucta considerablemente; sta es la fase estacionaria. Finalmente, al agotarse el sustrato y las reservas internas, comienza la fase de declinacin y muerte (fase endgena).

Descripcin del proceso de los lodos activados

Es un sistema de depuracin muy experimentado que comenz a desarrollarse en Inglaterra e 1914. Su nombre proviene de la utilizacin de una masa activada de microorganismos capaz de eliminar una gran parte de la materia orgnica contenida en las aguas residuales. La eficiencia de remocin de la materia orgnica (DBO) puede variar de 80 al 99%.

Los microorganismos, no se cuentan cardinalmente sino que se miden por su masa (Slidos Suspendidos Voltiles, SSV) en el volumen (L) del reactor biolgico (Licor Mezclado, LM) que se expresan en trminos de una concentracin (masa/volumen) de Slidos Suspendidos Voltiles del Licor Mezclado, SSVLM.

La Figura 1 representa un esquema de un sistema de lodos activados, tipo convencional:


El afluente consiste en las aguasresiduales que contiene materia orgnica (sustrato, en trminos de la DBO5 y DQO).

Enlaprimeraetapa,enelreactorbiolgico o tanque de aireacin, se mezclan el agua residual del afluente con la masa biolgica existente (bacterias, protozoos y otros); recibe aireacin que a la vez produce una mezcla hidroneumtica y provee de las molculas de oxgeno, O2, a los microorganismos, que consumen la materia orgnica. El resultado: agua tratada + microorganismos.

La segunda etapa tiene lugaren el clarificador o decantador secundario (tratamiento secundario) en donde, se separan el agua tratada y los microorganismos floculados (lodos activados). El sobrenadante, constituye el efluente, que se descarga a un sitio de disposicin final; el fondo concentra los microorganismos, se retornan, mediante bombeo, al reactor biolgico para mantener un equilibrio operacional entre la masa del sustrato entrante (materia orgnica biodegradable contenida en las aguas residuales que entran al sistema) y la masa de microorganismos contenidos en el reactor biolgico.

El crecimiento de losmicroorganismos genera una poblacin mayor a la requerida, lodo excedente, que debe ser eliminado para mantener el equilibrio; es decir, adicionalmente al tratamiento de las aguas residuales, se deben tratar los lodos en exceso producidos como subproductos del tratamiento de las aguas residuales.

Aireacin prolongada: una variante de los lodos activados

Es el proceso ms usado para plantas compactas prefabricadas que provean tratamiento para comunidades pequeas, edificaciones aisladas, urbanizaciones, centros comerciales.

A diferencia de los lodos activados convencionales con sus diversas variantes en los que se genera un subproducto, lodos activados en exceso (microorganismos), que debe ser tratado en un sistema de operaciones y procesos unitarios, en los sistemas de aireacin prolongada, se produce auto digestin de los lodos en exceso por lo que se deben incluir unidades para manejar el lodo mineralizado que se lo debe evacuar peridicamente del sistema de tratamiento.

En la Figura 2, se presenta una planta tpica de aireacin prolongada del ao 1075; ntese la sencillez de sus componentes.

El sistema requiere que los microorganismos existan en la fase endgena manteniendo una proporcin o relacin baja de alimento (sustrato, en trminos de DBO5 y DQO)/microorganismos (bacterias, protozoos y otros), A/M (F/M, por sus siglas en ingls). Esta proporcin o relacin, se logra manteniendo una carga baja de la DBO5, una concentracin alta de los slidos suspendidos voltiles del licor mezclado, SSVLM (MLVSS, por sus siglas en ingls) y un tiempo largo de retencin. Un perodo de retencin de 24 horas produce una carga de 0,19 a 0,24 kg DBO5/m3 x d. La DBO5 del agua residual no tratada debe promediar entre 200 a 250 mg/L para obtener dichas cargas.

Plantas compactas para el tratamiento de las aguas residuales wastewater treatment package plants

Una planta compacta de tratamiento para las aguas residuales domsticas

consiste de una o ms unidades manufacturadas prefabricadas que pueden ser fcilmente ensambladas, conectadas e instaladas en el sitio del proyecto. Dependiendo del tamao de la instalacin, los componentes tales como los motores elctricos verticales pesados u otros componentes especiales podran ser instalados en el sitio. Mecnica y elctricamente, la instalacin en el sitio es comparativamente insignificante comparado con la construccin en un sitio del diseo de una planta convencional de lodos activados. Una planta compacta es generalmente un producto patentado de propiedad de un fabricante o ingeniero.

Para el tratamiento de las aguas residuales de comunidades pequeas y edificaciones es frecuente el uso de plantas prefabricadas; se reportan plantas compactas con capacidades entre 38 y 950 m3/d; sin embargo, se han reportado plantas compactas con capacidades hasta 3 800 m3/d. En las plantas prefabricadas pequeas, se producen acumulacin de lodos que ocasionalmente provocan la descarga de parte de l.

Hay muchos procesos disponibles de tratamiento en forma compacta. Estas plantas son generalmente diseadas para ciclos de cargas domsticas de las aguas residuales de una edificacin o comunidades pequeas sin los aportes de las aguas residuales industriales. Las plantas son raramente diseadas para la concentracin de la DBO de las aguas residuales mayor a 300 mg/L; muchas de dichas plantas deben operar por debajo de 250 mg/L.Las plantas compactas pueden ofrecer resultados excelentes o

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Ecuambiente de AEISA


extremadamente insatisfactorios. Los resultados satisfactorios dependern de los equipos bien diseados provistos por fabricantes con buena reputacin, instalados y operados apropiadamente. Generalmente, muy a menudo, una planta compacta de tratamiento es vendida e instalada sin los servicios de un consultor debidamente experimentado. Es un mercado ferozmente competitivo que depende literalmente del comportamiento comercial del vendedor. Los vendedores varan desde ingenieros con reputacin altsima profesional a aquellos con una educacin formal incipiente.

Una planta de tratamiento convencional es generalmente menos sensitiva a las operaciones inadecuadas que una planta compacta de tratamiento. El ingeniero debe haber evaluado:

Elcuerporeceptor;lacaractersticade la carga orgnica que ser aplicada a la planta y las variaciones del caudal de las aguas residuales domsticas.

Las variaciones hidrolgica ytopogrfica del sitio.

La operacin, la supervisin y elmantenimiento requeridos.

Que las consideracionesprecedentes sean establecidas apropiadamente; esta actividad debe ser realizada conjuntamente con el promotor.

Se debe establecer unmargen deseguridad menor en las plantas convencionales de tratamiento que el que podra caracterizar a una planta compacta de tratamiento.

Un error es que los promotores saben que una planta convencional de tratamiento debe operarse y mantenerse pero esperan milagros en las plantas compactas de tratamiento que funcionen sin atencin.

Los factores operacionales y de diseo principales que afectan la eficiencia de remocin de los contaminantes de las plantas prefabricadas que incorporan la variante de aireacin prolongada son:

Variaciones grandes de laconcentracin de la materia orgnica y los caudales del afluente. A menor poblacin de aportacin mayor las variaciones de caudales mximos y mnimos; se requerir, previo a la unidad de aireacin, una unidad de homogeneizacin de los caudales y las concentraciones de la materia orgnica..

Control adecuado dela concentracin de los microorganismos en el reactor biolgico (SSVLM/L).

Recirculacin adecuada de loslodos activados concentrados en el fondo del decantador secundario; se debe prever una capacidad de recirculacin de 3:1.

Provisinadecuadadelsuministrode aire.

Medidas adecuadas para laeliminacin de las espumas, y de los aceites y las grasa.

Evacuacinadecuadadelos lodosdigeridos o estabilizados.

Otros procesos biolgicos para las plantas compactas

En el mercado, se encuentra una variedad amplia de plantas que pueden ser operadas como lodo activado convencional, aireacin escalonada y tasa alta, zanja de oxidacin, estabilizacin por contacto, reactor de flujo continuo secuencial, discos biolgicos rotatorios, entre otras. Las plantas, se pueden adaptar a una variedad de condiciones operacionales. Las plantas ofertadas deben ser evaluadas en trminos de la capacidad para producir un efluente con una calidad predefinida, la simplicidad de sus controles operacionales, las

caractersticas de los instrumentos de medicin, el requerimiento de mantenimiento, la calidad de los elementos constitutivos de la planta, la disponibilidad y accesibilidad para comprar las piezas o repuestos, la disponibilidad del servicio de asistencia tcnica por parte del fabricante, los controles para operar la unidad a capacidades parciales, y el diseo general en trminos de la solucin del problema y la idoneidad del tamao de la unidad. En la Figura 3, se presenta una planta compacta del ao 2015; ntese, que es una unidad muy compacta en relacin con aquella presentada en la Figura 2 de hace 40 aos.

Plantas compactas de tratamiento biolgico comparadas con otros sistemas

Las plantas compactas de tratamiento biolgico han sido desarrolladas especficamente para las aguas residuales domsticas. Son apropiadas para cierto tipo de aguas residuales industriales pero deben ser operadas por personas entrenadas. Sus diseos y caractersticas operativas son peculiares a las necesidades del usuario. Como resultado, las capacidades de las plantas estn restringidas en trminos de las cargas bruscas, variaciones de las concentraciones de las aguas residuales y el requerimiento de la calidad del efluente.

Cumplimiento de las normas de descarga

Las concentraciones, promedio, en trminos de la DBO5, de las aguas residuales domsticas son del orden


de 200 mg/L. De acuerdo a la Tabla 1, si, se descarga a un alcantarillado pblico no se requiere tratamiento porque el lmite mximo permisible es 250 mg/L. Si se considera que un alcantarillado pblico es, tambin, un alcantarillado pluvial, como est dicho en la tabla referida, se entiende que, se pudiera descargar, sin tratamiento, hacia dicho sistema que luego evaca a un cuerpo receptor (llamado cuerpo de agua dulce que debera denominarse cuerpo de agua no salina).

Si las mismas aguas residuales, supuestas en el prrafo previo, se descargaran a un cuerpo de agua dulce, de acuerdo a la Tabla 2, debern tener una concentracin mxima de la DBO5 de 100 mg/l; es decir, se debera disear, construir y operar una planta de tratamiento que tenga una eficiencia de remocin del 50%; a manera, solamente de provocacin, se propondra un tanque sptico cuya eficiencia de remocin de la DBO5 flucta del 30 al 50%, mientras que una planta de tratamiento de lodos activados-modificacin de aireacin prolongada podr remover la DBO5 en el rango de 80 a 99%. El mensaje es, para el Ecuador, que cualquier planta compacta de tratamiento biolgico, sin esfuerzo, cumplir las normas de descarga.

Para ilustracin, en Colombia, las aguas residuales toman los nombres de aguas residuales domsticas (ARD) y aguas residuales no domsticas (ARnD). Las Tablas 3 y 4 presentan las concentraciones mximas permisibles condicionadas a los caudales msicos diarios en trminos de la DBO5; para sus interpretaciones, se presenta el ejercicio siguiente que consiste en calcular el nmero de habitantes que produce un caudal msico unitario de la DBO5: Dotacin per cpita de agua = 200 L/hab x dContribucin per cpita de agua residual: dotacin per cpita de agua x factor de retornoFactor de retorno (asumido) = 0,7Contribucin per cpita de agua residual = 140 L/hab x d

Demanda Bioqumicade Oxgeno (5 d)

Demanda Qumicade Oxgeno

SlidosSedimentables

Slidos Suspendidostotales

Parmetro Expresado como Unidad Lmite mximopermisible

mg/L 250,00

mg/l 500,00

mL/L 20,00

DBO5

DQO

SST mg/L 220,00

Tabla 1. Lmites de descarga al sistema de alcantarillado pblico en Ecuador

Fuente: Tabla 9. Lmites de descarga al sistema de alcantarillado pblico. Acuerdo Ministerial (MAE) N028. Ao II-Edicin Especial N270-Registro Oficial-viernes 13 de febrero de 2015.

Demanda Bioqumicade Oxgeno (5 d)

Demanda Qumicade Oxgeno

SlidosSedimentables

Slidos Suspendidostotales

Parmetro Expresado como Unidad Lmite mximopermisible

DBO5 mg/L 100,00

DQO mg/l 200,00

mL/L

SST mg/L 130,00

Tabla 2. Lmites de descarga a un cuerpo de agua dulce en Ecuador

Fuente: Tabla 10. Lmites de descarga al sistema de alcantarillado pblico. Acuerdo Ministerial (MAE) N028. Ao II-Edicin Especial N270-Registro Oficial-viernes 13 de febrero de 2015.

Demanda Qumicade Oxgeno (DQO)

Demanda Bioqumicade Oxgeno (DBO5)

SlidosSedimentables (SEED)

Slidos Suspendidostotales (SST)

Parmetro Unidades

mg/LO2 160,00

mg/LO2 90,00

5,00mL/L

mg/L 90,00

200,00

5,00

100,00

Aguas residuales domsticas-ARD de

las soluciones individuales de saneamiento de

viviendas unifamiliares o bifamiliares

Aguas residuales domsticas-ARD y de las aguas residuales ARD-ARnD) de los

prestadores del servicio pblico de

alcantarillado a cuerpo de aguas superficiales con una carga menor o igual a 625,00 kg/da

DBO5

Tabla 3. Parmetros fisicoqumicos y sus valores lmites mximos permisibles puntuales de aguas residuales domsticas-ARD de las actividades industriales y comerciales o de servicios; y de las aguas residuales (ARD y ARnD) de los prestadores del servicio pblico der alcantarillado a cuerpos de aguas superficiales con una carga menor o igual a 625,00 kg/da DBO5 en Colombia

Fuente: Artculo 8de la Resolucin No.0631 del Ministerio de Ambiente y Desarrollo Sostenible (Colombia)-17 de marzo de 2015 que entrar en vigencia en el ao 2016.

13



Carga orgnica (DBO5) per cpita = 50 g DBO5/hab x d (valor utilizado en Colombia; Metcalf & Eddy utiliza 54 g DBO5/hab xd).Realizada las operaciones, se obtiene:1 kg DBO5/d = 35,71 hab. Esta equivalencia permite interpretar las Tablas 3 y 4.

CONCLUSIONES

EL Libro VI del TULSMA,contiene, a partir del ao 2003, entre otros, las normas de los lmites de descargas al alcantarillado pblico y los cuerpos receptores. A partir de dicha ao, se inicia el requerimiento de los sistemas de tratamiento a las fuentes generadoras de las aguas residuales.

Para el tratamiento de las aguasresiduales domsticas, se ofertan, en el mercado nacional, una gran variedad de plantas compactas, package plants de tamaos, formas y materiales diferentes que propician la confusin para la toma de decisin para sus adquisiciones..

La tecnologa utilizada es la

aplicacin de una variante de los lodos activados desarrollados a partir del ao 1914.

Lavariante,sedenominaaireacinprolongada que tiene aplicacin apropiada para urbanizaciones, poblaciones pequeas, edificaciones y similares.

Elsistemaessencilloquesepuedeconstruir localmente.

Estas plantas patentadas soncada vez ms compactas que las convierten, en ciertos casos, como una caja negra donde, se conocen

el afluente y efluente pero no se tiene control en los procesos.

Las eficiencias de remocin dela DBO5 varan de 80 a 99%; de acuerdo a nuestras normas para descargar las aguas residuales a un alcantarillado pblico no se requiere de tratamiento; si se trata la descarga a un cuerpo receptor, se requiere, aproximadamente, slo un 50%, por lo que cualquier planta compacta cumplir la norma.

A manera de ilustracin, lalegislacin colombiana regula la descarga de los efluentes en funcin de la carga msica de la DBO5 qe tiene su equivalencia en nmero de habitantes.

BIBLIOGRAFA

Hernndez-Lehmann, Aurelio, Manual de Diseo de Estaciones Depuradoras de Aguas Residuales, Segunda Edicin, Colegio de ingenieros de Caminos, Canales y Puertos, Espaa, 2000Metcalf & Eddy, Ingeniera de aguas residuales: tratamiento, vertido y reutilizacin, Volumen 2, Tercera edicin, McGraw-Hill/Interamericana de Espaa,, S.A.U., Espaa, 1998Orozco Jaramillo, lvaro, Bioingenierade Aguas Residuales: Teora y diseo, Segunda Edicin, ACODAL, Colombia, 2014Pacheco Jordao, Eduardo, y Arruda Pessoa, Constantino, Tratamento de Esgotos Domsticos, 6a Edicao, Ro de Janeiro, Brasil, 2011Parker, Homer W., Wastewater Systems Engineering, Prentice-Hall, Inc., Englewood Cliffs, New Jersey, USA, 1975

Demanda Qumicade Oxgeno (DQO)

Demanda Bioqumicade Oxgeno (DBO5)

SlidosSedimentables (SEED)

Slidos Suspendidostotales (SST)

Parmetro Unidades

mg/LO2 150,00

mg/LO2 70,00

5,00mL/L

mg/L 70,00

180,00

90,00

5,00

90,00

Aguas residuales domsticas-ARD y

aguas residuales no domsticas-ARnD de los prestadores del servicio pblico de

alcantarillado con una carga mayor a 625,00 kg/da DBO5 y menor o igual a 3.000,00 kg/da

DBO5

Aguas residuales domsticas-ARD y

aguas residuales no domsticas-ARnD de los prestadores del servicio pblico de

alcantarillado con una carga mayor a

3.000,00 kg/da DBO5

Tabla 4. Parmetros fisicoqumicos y sus valores lmites mximos permisibles puntuales de aguas residuales domsticas-ARD de las actividades industriales y comerciales o de servicios; y de las aguas residuales (ARD y ARnD) de los prestadores del servicio pblico der alcantarillado a cuerpos de aguas superficiales con una carga mayor a 625,00 kg/da DBO5 en Colombia.

Fuente: Artculo 8de la Resolucin No.0631 del Ministerio de Ambiente y Desarrollo Sostenible (Colombia)-17 de marzo de 2015 que entrar en vigencia en el ao 2016.


Resumo:

O objetivo do tratamento de esgoto anaerbio maximizar a frao de material orgnico no afluente, que transformada em metano, minimizando, assim, as fraes de DQO que so descarregadas com o efluente ou como lodo de excesso. Os dados experimentais deste artigo mostram que, no caso de aplicao de um reator UASB para o tratamento de esgoto, o projeto do separador de fases tem influncia importante no desempenho do reator. Um separador de fases eficiente leva reteno de uma maior massa de lodo, o que resulta em aumento do tempo mdio de reteno de slidos ou da idade do lodo. Os dados mostram que a idade do lodo o parmetro operacional fundamental que determina a eficincia do tratamento anaerbio. Uma maneira simples de melhorar o desempenho do separador de fases a aplicao de placas paralelas na zona de sedimentao do reator UASB, acima do separador de fases convencional de prismas triangulares com uma base aberta.

Palavras-chave: Tratamento anaerbio de esgoto. Reator UASB. Projeto do separador de fases. Otimizao do desempenho. Idade do lodo.

Abstract:

The goal of anaerobic sewage treatment is to maximize the fraction of organic material in the influent that is transformed into methane, thus minimizing the COD fractions that are discharged with the effluent or as excess sludge. The experimental data in this article shows that in the case of applying a UASB reactor for treating sewa-ge the phase separator design has an important influence on the performance of the reactor. An efficient phase separator leads to the retention of a greater mass of sludge, which means that the mean retention time of the solids or sludge age increases. The data show that sludge age is the fundamental operational parameter which determines the efficiency of the anaerobic treatment. A simple way to improve the performance of the phase separator is the use of parallel plates in the settling zone of the UASB reactor conventional on top of the phase separator of triangular prisms with a base open.

Keywords: Anaerobic sewage treatment. UASB reactor. Phase separator project. Performance optimization. Sludge age.

Influncia do projeto do separador de fases sobre o desempenho do reator uasb no tratamento de guas residurias municipais Influence of the phase separator project on the performance of UASB reactors treating sewage

Data de entrada: 20/05/2013

Data de aprovao: 05/05/2015

Adrianus van Haandel | Silvnia Lucas dos Santos | Slvia Raphaele Morais Chaves* | Jos Willams Nogueira da Costa

DOI 10.4322/dae.2014.153

* Endereo para correspondncia: Universidade Federal de Campina Grande Aprgio Veloso 882, CEP 58109-783 Campina Grande/PB, BrasilE-mail: [email protected]

Revista DAE64

artigos tcnicos

setembro dezembro 2015

15



IntRoduoAs duas principais condies para que qualquer

sistema biolgico de tratamento de guas resi-

duais tenha um bom desempenho so: (1) asse-

gurar um bom contato entre o substrato que est

entrando e a massa de lodo presente no sistema; e

(2) manter uma grande massa de lodo no sistema

(VAN HAANDEL; LETTINGA, 1994). No reator Up-

flow Anaerobic Sludge Blanket (UASB), o afluente

dividido uniformemente no fundo e, seguindo

uma trajetria ascendente, passa por uma cama-

da de lodo, sendo depois retirado no topo. Assim,

o contato entre o material orgnico do afluente

e a massa de lodo no reator automaticamente

garantido. A fim de manter uma massa de lodo

elevada, o reator UASB emprega um separador de

fases interno, no qual os slidos suspensos so

retidos por sedimentao, para que um efluente

virtualmente livre de slidos sedimentveis possa

ser descarregado. As partculas de lodo acumu-

ladas no decantador acabam deslizando de volta

para a zona de digesto, contribuindo, assim, para

a manuteno de uma grande massa de lodo no

reator, satisfazendo a segunda condio para um

bom desempenho.

Devido sntese da biomassa e floculao das

partculas do afluente, h um crescimento con-

tnuo da massa de lodo no reator. No entanto, a

massa de lodo que pode ser acumulada no reator

limitada e, uma vez cheio de lodo, qualquer pro-

duo nova leva a uma descarga da massa de lodo

equivalente que foi produzida, com o efluente,

caso no haja descarga intencional do lodo de ex-

cesso. No reator UASB, sempre h descarte no in-

tencional de lodo no efluente, como tambm pode

haver descargas intencionais. A idade do lodo ou o

tempo mdio de reteno dos slidos no reator

a razo entre a massa de lodo presente no reator

e as taxas decorrentes da perda no intencional e

da perda intencional de lodo.

importante salientar que, como resultado do me-

canismo de reteno dos slidos, o tempo de re-

teno de slidos ou a idade do lodo (Rs) ser sem-

pre superior ao tempo de reteno de lquido (Rh).

A diferena torna-se mais pronunciada na medida

em que o separador de fases mais eficiente. Em

um reator UASB tratando esgoto em regies tropi-

cais, normalmente o tempo de reteno de lquido da ordem de quatro a oito horas e a idade do lodo,

na faixa de 30 a 50 dias (VAN HAANDEL; LETTINGA,

1994), de modo que Rs/R

h 100 a 300.

bastante notvel o desempenho do reator UASB

como unidade de tratamento de esgoto em con-

dies adequadas. Em regies com clima quente

(temperatura do esgoto acima de 18 C), a eficin-

cia de remoo do material orgnico elevada,

em torno de 65% a 80% da Demanda Qumica do

Oxignio (DQO) do afluente, podendo esse per-

centual de remoo ser obtido em reatores UASB

convencionais, operando com um tempo de re-

teno de lquido de curta durao (quatro a oito

horas) (CAMPOS, 1999; VAN HAANDEL; LETTIN-

GA, 1994). Isso pode ser atribudo principalmente

ao fato de, por meio da aplicao de um separador

de fases, a idade do lodo tornar-se, pelo menos a

princpio, independente do tempo de reteno de

lquido. Mantendo uma longa idade do lodo, uma

grande massa de lodo estar presente no reator, o

que fundamental para aumentar a eficincia da

remoo do material orgnico biodegradvel.

A deteriorao do desempenho do reator UASB ao

diminuir o tempo de reteno de lquido deve ser

atribuda aos seguintes fatores: a) incapacidade

crescente do separador de fases de reter o lodo

com o aumento da carga hidrulica, levando a uma

reduo da idade do lodo; e b) tempo curto de per-

manncia, que dificulta a hidrlise da DQO biode-

gradvel no lodo retido e sua converso em subs-

trato solvel, depois transformado em metano. O

aumento da frao de DQO no efluente , em par-

te, devido presena de material biodegradvel do

afluente, que aumenta com tempo de reteno de

lquido mais curto. Alm disso, a produo de lodo

aumenta quando diminui esse tempo, porque par-

Revista DAE 65

artigos tcnicos



te da matria particulada afluente e biodegradvel

descarregada antes que a hidrlise se complete.

Portanto, o material fecal (biodegradvel e no bio-

degradvel), misturado com lodo bacteriano, esta-

r presente no lodo de excesso.

Mtodos mais eficientes para a reteno de lodo

podem levar a uma diminuio da perda do mate-

rial orgnico particulado, reduzindo, assim, a fra-

o da DQO descarregada com o efluente. Alm

disso, a reteno de lodo eficiente provoca um

aumento da idade do lodo no reator, o que, por si

s, aumenta no somente a eficincia da hidrli-

se e subsequente digesto, mas tambm a massa

de lodo bacteriana. Portanto, se o projeto do se-

parador de fases aperfeioado para reter mais

eficientemente o lodo, uma reduo do tempo de

reteno de lquido pode ser aplicada, sem dimi-

nuir o desempenho do sistema.

Uma alternativa para conseguir reter mais o lodo

no sistema por meio da aplicao de placas pa-

ralelas na zona superior do separador de fases

convencional, criando um decantador de alta taxa,

unidade frequentemente utilizada nas instalaes

de tratamento de gua. Um reator UASB equipado

com tal dispositivo tem um desempenho melhor

do que um reator que possui apenas o separador

de fases convencional, operando sob condies

comparveis. Consequentemente, o reator com

um separador mais eficiente pode suportar cargas

mais elevadas e, ainda, ter um desempenho igual

ao do reator convencional. Por isso, o tempo de

reteno de lquido pode ser reduzido quando o

projeto do separador de fases melhorado.

Este artigo trata dos resultados de uma investi-

gao experimental que avaliou a influncia do

projeto do separador de fases no desempenho

de reatores UASB. Para esse efeito, a eficincia

de remoo da DQO e a produo de lodo foram

observadas como funes do tempo de reteno

de lquido, em dois reatores de dimenses idnti-

cas e que recebiam a mesma carga de guas resi-

duais, mas equipados com projetos diferentes de

separao de fases. O primeiro reator UASB teve

um separador convencional (prismas triangulares

com uma base aberta Figura 1a) e o segundo,

uma concepo melhorada (Figura 1b), tendo as

placas paralelas acima do projeto convencional.

Reteno de lodo em ReAtoRes uAsB com dIfeRentes pRojetos de sepARAdoR de fAsesO separador de fases convencional se compe de

elementos prismticos colocados no reator UASB,

dividindo-o em uma zona inferior de digesto e

uma zona superior de sedimentao (Figura 1a).

Esse separador divide as trs fases no reator (sli-

do-lquido-gs) por dois mecanismos distintos. A

separao das fases gs-lquido e gs-slido ocor-

re abaixo das unidades prismticas, na interface da

fase de lquido na cmara de gs, sendo o gs reti-

rado e os slidos retornados zona inferior. A se-

parao slido-lquido adicional ocorre na zona de

sedimentao, acima dos elementos de separao;

desse modo, as partculas com taxa de sedimenta-

o suficientemente elevada superam a fora de

arraste do fluxo ascendente do lquido e, eventual-

mente, sedimentam sobre os elementos de sepa-

rao. Os slidos sedimentados acabam voltando

para a zona de digesto, quando se acumula uma

camada de lodo com massa suficiente.

Um floco no pode ser retido se sua velocidade de

sedimentao menor que a velocidade ascenden-

te do lquido no reator UASB. Portanto, existe uma

velocidade crtica de reteno de flocos, tal que:

sc

17



Se no houver floculao na zona de sedimenta-

o, apenas as partculas com uma velocidade de

sedimentao superior velocidade ascendente

mnima do lquido na zona de sedimentao pode-

ro ser retidas. Flocos com uma velocidade de sedi-

mentao menor que a crtica (sc) sero arrastados

para fora do sistema pelo fluxo do lquido e descar-

regados com o efluente.

No projeto alternativo representado na Figura 1b,

o separador de fases composto por duas partes:

(1) separador convencional, que efetua a separa-

o do biogs e de parte do lodo; e (2) adio de

placas paralelas, que so colocadas para facilitar

a sedimentao e, assim, reter os flocos que esca-

pam do separador convencional. Agora, a eficin-

cia de reteno dos slidos dada pela velocidade

de sedimentao crtica na zona das placas para-

lelas, que pode ser calculada como se mostra na

Figura 2. Quando uma partcula de lodo se desloca

entre duas placas, medida que o lquido flui pelo

espao entre as placas, as partculas sedimentam

e tocam na segunda placa antes que o efluente

deixe a zona de sedimentao; tais partculas se-

riam retidas e, eventualmente, depositadas sobre

as placas. Pela Figura 2, enquanto o lquido per-

corre uma distncia L + E/cos, a partcula sedi-

menta a uma distncia mxima de Etan para ser

capturada. Se a espessura das placas for despre-

zada, a velocidade do lquido no espao entre as

placas poder ser expressa como:

v1= v1/sen (2)

Portanto, a razo entre a velocidade crtica de

sedimentao de uma partcula para reteno

na placa e a velocidade do lquido nas placas :

sc/v1 = Etana/(L+E/cosa) (3)

Em que:

vl = velocidade do lquido entre as placas;

sc

= velocidade crtica de sedimentao na

zona com placas;

= ngulo das placas paralelas;

L = comprimento das placas;

E = espaamento entre as placas.

Figura 1 Projetos diferentes de separadores de fases para reatores UASB: (a) convencional; (b) com placas

paralelas adicionais.

Figura 2 Representao do mecanismo de sedimentao num separador convencional (esq.) e

com placas paralelas (dir.).

Revista DAE 67

artigos tcnicos



Portanto:

sc = vlEtana/(L+E/cosa) = (vl/sen)Etana/(L+E/cosa)

sc/sc = [(vl/sen)Etana/(L+E/cosa)]/sc = 1/[(L/E)cos+1)] (4)

A Equao 4 mostra que a razo entre a veloci-

dade mnima que pode ser retida num separador

com placas (sc) e num separador convencional

(sc) que uma indicao da eficincia das pla-

cas depende de trs fatores: (a) a distncia entre

as placas; (b) o ngulo das placas; e (c) a altura da

zona das placas. Esses trs fatores so limitados

por consideraes de ordem prtica: (1) a distn-

cia entre as placas no pode ser muito pequena,

para evitar entupimentos; (2) as placas devem ter

um ngulo mnimo para garantir que os flocos de

lodo sedimentados deslizem facilmente de volta

zona de digesto (na prtica, de 45 a 60) (VA-

LENCIA, 2000); e (3) por razes econmicas, a pro-

fundidade da zona de placas paralelas no pode

ser muito grande, isto , o comprimento das pla-

cas tambm no pode ser muito grande.

A Figura 3 mostra a razo sc/s

c como uma funo

da profundidade H da zona com placas para os n-

gulos de 45 e 60. Os ndices foram calculados

para trs espaamentos entre as placas: E = 0,1;

0,2; e 0,3 m. Os resultados mostram que, para va-

lores prticos de E, a e H, a teoria prev uma gran-

de diferena entre as velocidades de sedimenta-

o das partculas que podem ser retidas no reator

com placas paralelas e no reator convencional. Por

exemplo, com placas a uma distncia de 0,20 m,

colocadas num ngulo de 45 e profundidade de

0,50 m, a velocidade de sedimentao dos flocos

que podem ser retidos no reator um fator de

apenas 0,20 = 1/5 da velocidade mnima de se-

dimentao dos flocos que podem ser retidos no

reator UASB com um separador convencional.

Equivalentemente, possvel aumentar a carga

hidrulica de um reator equipado com placas pa-

ralelas e manter a mesma eficincia de reteno

Figura 3 Razo entre as velocidades crticas de sedimentao dos flocos em reatores UASB com separador de fases com placas paralelas e com separador convencional em funo da profundidade

das placas para espaamentos e ngulos diferentes.

Revista DAE68

artigos tcnicos


19



dos flocos, o que no possvel obter com tanto

xito no caso de reatores apenas com um separa-

dor convencional. importante notar que no possvel aumentar o fluxo de esgoto proporcional

razo sc/s

c, porque, assim, a carga orgnica e,

consequentemente, a produo de lodo tambm

aumentariam e a idade do lodo diminuiria.

Na Figura 3b, pode ser visto que, para o mesmo

espaamento e profundidade considerados no

exemplo anterior, mas com um ngulo de 60, a

proporo sc/s

c de 0,30, de modo que, nesse

caso, a proporo menor que no caso apresen-

tado para 45. Portanto, menos partculas sero

mantidas, mas, por outro lado, o lodo sedimen-

tado vai deslizar mais facilmente de volta para a

zona de digesto. Nas consideraes anteriores,

supe-se tacitamente que as partculas de lodo

retidas iro formar flocos maiores na camada de

lodo depositado, antes de deslizar de volta para a

zona de digesto. Se essa floculao no ocorrer,

ento todas as partculas com velocidade de sedi-

mentao abaixo do valor sc eventualmente sairo

do reator UASB, com o efluente.

metodologIAA investigao experimental foi realizada utilizan-

do dois reatores em escala-piloto, tendo os reato-

res UASB a mesma geometria (volume de 1,2 m3).

Este trabalho teve o objetivo de avaliar o efeito da

aplicao de placas paralelas sobre o separador

de fases no desempenho do reator UASB. O pri-

meiro reator (A) tinha um separador de fases con-

vencional e o segundo (B) foi equipado com placas

paralelas adicionais um esboo do reator B est

na Figura 4. Os reatores UASB foram alimentados

com uma vazo constante de esgoto municipal

bruto, retirado do emissrio da rede de esgoto da

cidade de Campina Grande (PB), Brasil.

A zona de digesto dos reatores era formada por

dois anis de concreto interligados, com altura

de 1 m cada e dimetro de 0,80 m. O separador

de fases convencional foi feito em fibra de vidro

e inserido na seo quadrada de alvenaria acima

dos anis que formavam a zona de sedimentao.

No reator B, na parte acima do separador de fases

convencional, havia placas paralelas, tambm fei-

tas em fibra de vidro, com largura de 0,5 m (pro-

fundidade de 0,35 m), e colocadas em um ngulo

de 45, com um espaamento de 0,07 m.

Os reatores foram operados sob condies idnti-

cas. O tempo de reteno de lquido foi variado en-

tre 1,5 e 12 horas. Depois de impor um determinado

tempo de reteno, os reatores foram operados por

um perodo superior a dois meses, necessrio para

a coleta dos dados experimentais e para que o lodo

se adaptasse s condies operacionais. Os aspec-

tos avaliados foram: (1) estabilidade operacional;

(2) eficincia de remoo de matria orgnica; e (3)

produo e composio do lodo. Com relao es-

tabilidade operacional do reator, avaliaram-se o pH

do efluente, a alcalinidade total (Alct) e os cidos

Graxos Volteis (AGVs).

Para as caractersticas do esgoto em Campina

Grande (Alct 350 mgCaCO

3/L, DQO < 600 mg/L

e T > 25 C), o ndice de tamponamento foi sem-

pre suficiente para manter o pH no intervalo neu-

tro de 6,8 a 7,1, sem adio de qualquer material

auxiliar. Destaca-se tambm que a metanognese

foi sempre eficiente e a concentrao de AGVs no

efluente nunca excedeu 1 mmol/L (60 mgHAc/L),

sendo geralmente inferior a 0,5 mmol/L. Esse

comportamento foi constatado para ambos os re-

atores e para toda a faixa de tempos de reteno

investigada. Como consequncia, a estabilidade

operacional foi excelente durante toda a investi-

gao, sem risco de azedamento.

Ambos os reatores foram operados sem descarga

intencional de lodo de excesso, de modo que, de-

pois que a massa mxima de lodo se estabeleceu, a

taxa de descarga de lodo de excesso foi igual taxa

de produo de lodo no reator. Ademais, os reatores

foram operados com vazes constantes e os dados

experimentais foram coletados apenas depois que

Revista DAE 69

artigos tcnicos



a massa de lodo mxima foi atingida para cada um

dos tempos de reteno de lquido investigados.

Quanto frao sedimentada de Slidos Totais

Suspensos (STSs), considerou-se que todos os s-

lidos que sedimentavam em um cone Imhoff du-

rante 30 minutos eram partculas de lodo e que a

DQO residual do lquido sobrenadante era a DQO

verdadeira do efluente.

Por essa razo, tanto a DQO bruta quanto a sedi-

mentada do efluente foram determinadas. A di-

ferena entre os dois valores da DQO efluente foi

utilizada para estimar a DQO do lodo no efluente

e, consequentemente, sua concentrao, sabendo

que a DQO de uma unidade de massa de lodo vol-

til , aproximadamente, fcv = 1,5 gDQO/gSVS (VAN

HAANDEL; MARAIS, 1999). Portanto, a concentra-

o de lodo voltil no efluente foi calculada como:

Xve= (Sre-Sse)/1,5 (5)

Em que:

Xve

= concentrao de lodo voltil no efluente;

Sre

= concentrao da DQO bruta;

Sse

= concentrao da DQO decantada.

ResultAdos e dIscussoA Tabela 1 apresenta, em funo do tempo de re-

teno de lquido (Rh), as concentraes de DQO

do afluente, do efluente bruto (Sre

) e decantado

(Sse

), bem como as concentraes de AGVs para os

reatores A e B. Na Tabela 2, a massa de lodo e sua

composio, em termos de gSST/L, e a frao voltil

tambm so apresentadas. A massa de lodo (total e

orgnica) foi calculada a partir dos perfis lineariza-

dos da concentrao, utilizando as concentraes

de lodo nos pontos de amostragem (Figura 4). A

produo de lodo voltil foi estimada a partir da di-

ferena entre as concentraes de DQO do efluente

bruto e do efluente decantado (Equao 5). A idade

do lodo foi calculada como a razo entre a massa de

lodo voltil no reator e a produo diria encontrada

no efluente, quando os reatores operavam sob con-

dies estacionrias.

Os dados apresentados na Tabela 1 podem ser usa-

dos para calcular as fraes da DQO afluente trans-

formada nas seguintes fraes: (1) DQO no efluente

(Equao 6); (2) DQO no lodo de excesso (Equao

7); e (3) DQO digerida (Equao 8).

mSe = Sse/Sta (6)mSx = (Sre-Sse)/Sta (7)mSd = 1 mSe - mSx (8)

Em que:

mSe = frao da DQO no efluente;

mSx = frao da DQO convertida em lodo voltil;

mSd = frao da DQO digerida;

Sta

= DQO do afluente;

Sre

= DQO do efluente bruto;

Sse

= DQO do efluente decantado.

Figura 4 Representao esquemtica do reator UASB com placas paralelas usado na investigao

experimental (valores em mm).

Revista DAE70

artigos tcnicos


21



A Figura 5a mostra os valores experimentais da fra-

o da DQO afluente que foi encontrada no efluen-

te decantado e da frao descarregada como lodo

de excesso no reator A (com separador convencio-

nal), em funo do tempo de permanncia. A Figura

5b apresenta as mesmas variveis para o reator B

(com placas paralelas). A partir dos dados da Figura

5 (ou das Tabelas 1 e 2), construiu-se a Figura 6a,

que mostra, em funo do tempo de permanncia,

as fraes da DQO no efluente (mSe), convertida em

lodo (mSx) e digerida (mS

d), calculadas a partir dos

dados das Tabelas 1 e 2 (ou Figura 5), utilizando as

Equaes 6 a 8, para os reatores A e B.

A frao efluente traada para baixo a partir do

topo do diagrama. A frao digerida no foi medi-

da, mas, na verdade, calculada pela Equao 8 como

unidade menos a frao do efluente (no topo) e a

frao no excesso de lodo (na base). Na base des-

ses dados experimentais, as curvas empricas foram

traadas para as fraes de material orgnico em

funo do tempo de reteno de lquido para os dois

reatores. Nota-se claramente que ambas as fraes

(mSe e mS

x) aumentam na medida em que o tempo

de reteno de lquido diminui. Esses resultados

mostram-se contrrios ao objetivo dos sistemas

de tratamento anaerbio, qual seja, transformar

o material orgnico em metano; portanto, essas

fraes devem ser mnimas.

As curvas tambm indicam uma forte influncia

do separador de fases no desempenho do reator

UASB, em termos de eficincia do tratamento.

Para a mesma frao da DQO digerida, o tempo

de reteno desejado no reator com o separador

melhorado (B) cerca de metade do valor neces-

srio no reator com separador convencional (A).

Assim, a introduo das placas paralelas no rea-

tor B levou a uma duplicao da sua capacidade

Tabela 1 Concentraes da DQO do afluente (Sta

), do efluente bruto (Sre

) e decantado (Sse

) e dos AGVs no efluente para diferentes valores do tempo de reteno hidrulico (R

h), no reator UASB convencional (A) e na unidade com separador

melhorado (B).

Rh(h)

Concentraes da DQO (mg/L) e dos AGVs (mgHAc/L)

Reator A (sem placas) Reator B (com placas)

Afl.(Sta)

Efl. bruto (Sre)

Efl. decantado (Sse)

VFA Efl. bruto(Sre)

Efl. decantado(Sse)

VFA

121086432

1,5

587492554480526619561613

157143189186252360454

-

8878

108102133195236

-

18221824387397

155139163172166236304386

8684809285

134167215

2620232845877869

Tabela 2 Concentrao mdia de lodo (gSTS/L), frao voltil (FV) e idade do lodo (Rs, dias), como funo do tempo de reteno hidrulico (Rh) para reatores A e B.

Concentrao, composies e idade do lodo

Reator A Reator B

Rh

gSTS/l FV Rs

gSTS/l FV Rs

12 20,6 0,54 122 36,6 0,56 205

10 18,0 0,57 98 29,7 0,58 155

8 16,1 0,58 58 27,0 0,57 120

6 16,0 0,61 44 19,7 0,57 64

4 17,5 0,65 21 28,2 0,61 47

3 16,9 0,67 13 25,4 0,61 28

2 14,6 0,68 6 23,7 0,63 17

1,5 - - - 28,8 0,68 11

Revista DAE 71

artigos tcnicos



Figura 5 Frao da DQO do afluente descarregada no efluente (mSe) e no lodo de excesso, em funo do tempo de permanncia do lquido no UASB com separador convencional (a) e com separador provido de placas paralelas (b).

Figura 6 (a) Fraes da DQO no efluente, no lodo de excesso e digerida como funo do tempo de reteno hidrulica (Rh) nos reatores A e B; (b) fraes da DQO em funo da idade do lodo (Rs) nos reatores A e B (escala logartmica).

Revista DAE72

artigos tcnicos


23



volumtrica de tratamento e deve, portanto, ser

considerada uma excelente providncia.

Os dados apresentados nas Tabelas 1 e 2 tambm

podem ser utilizados para representar grafica-

mente as trs fraes da DQO em funo da idade

do lodo, como mostrado na Figura 6b (escala lo-

gartmica na abscissa). Se a idade do lodo uti-

lizada como varivel independente, as fraes de

DQO mSe e mS

x dos reatores A e B, em boa aproxi-

mao, podem ser descritas com uma nica curva.

Isso significa que, para uma determinada idade do

lodo, as fraes da DQO afluente, descarregada

no efluente ou convertida em lodo (e, consequen-

temente, tambm a frao digerida) so sempre

as mesmas, independentemente da concepo do

separador de fase ou do tempo de reteno de l-

quido que aplicado. Conclui-se que a idade do

lodo, e no o tempo de reteno de lquido, o pa-

rmetro pertinente para descrever o desempenho

do reator UASB para o tratamento de guas resi-

duais sob condies especficas (caractersticas

de temperatura, esgotos etc.).

As Figuras 6a e 5b revelam tambm que, para os

dois reatores, h valores mnimos de tempo de re-

teno de lquido e de idade do lodo, abaixo dos

quais a metanognese no ocorre; consequente-

mente, todo o material orgnico deixa o reator, ou

no efluente, ou como material floculado no lodo

de excesso. O tempo de reteno de lquido mni-

mo depende da eficincia do separador de fases;

j o valor mnimo da idade do lodo depende da

taxa de crescimento mximo especfico da meta-

nognese, que, por sua vez, depende da tempera-

tura, entre outros fatores.

As seguintes expresses empricas foram encon-

tradas por tentativas e erros, a partir dos dados

apresentados nas Tabelas 1 e 2 e na Figura 6b:

mSe = 0,14 + 0,25 exp[-0,04(Rs-6) ] (9)mSx = 0,12 + 0,20 exp[-0,04(Rs-6)] (10)

Portanto:

mSd = 1 mSe - mSx = 0,74 0,45Exp[-0,04(Rs-6)] (11)

As equaes mostram claramente que a eficincia

da digesto anaerbia de material orgnico em

esgoto aumenta com a idade do lodo. Portanto,

ao menos em princpio, vantajoso operar o rea-

tor UASB mxima idade do lodo.

Nas Figuras 5a e 5b e nas Equaes 9, 10 e 11,

transparece que a eficincia da digesto anaerbia

maior medida que o tempo de reteno de l-

quido e de slidos maior. Nesse aspecto, o reator

UASB diferente do sistema de lodo ativado (VAN

HAANDEL; MARAIS 1999): a partir de um valor re-

lativamente baixo da idade do lodo (em torno de

cinco a sete dias), a remoo do material biodegra-

dvel virtualmente completa. No reator UASB,

necessrio que se faa uma otimizao: na medida

em que se aplica uma idade do lodo maior, a efi-

cincia da digesto aumenta, mas o custo do inves-

timento tambm cresce, porque o reator necess-

rio se torna maior. Assim, tem de ser ponderado o

benefcio de uma maior eficincia de tratamento

contra um maior custo de investimento.

Infelizmente, ainda no possvel estimar, a priori,

a idade do lodo num reator UASB sob determinadas

condies operacionais. A massa de lodo retida no

depende apenas do projeto do separador de fases,

mas tambm das propriedades mecnicas do lodo

que se desenvolve, em particular, sua velocidade de

sedimentao. Essas propriedades dependem das

condies operacionais no reator, bem como das

caractersticas do afluente. A teoria ainda no est

suficientemente desenvolvida para dar uma esti-

mativa da velocidade de sedimentao do lodo do

reator UASB para tratamento de esgotos.

Tendo em vista as Equaes 5, 6 e 7, a partir dos

dados experimentais (Tabelas 1 e 2), avaliou-se

que sua validade limitada s configuraes dos

Revista DAE 73

artigos tcnicos



reatores, s condies de operao (temperatura

mdia de 25 C) e s caractersticas do esgoto du-

rante a investigao experimental.

A Figura 5b tambm muito til para a avaliao

da composio das fraes de DQO presentes

no efluente e convertidas em lodo. Marais e Eka-

ma (1976) dividem o material orgnico (DQO) do

afluente em uma frao biodegradvel e uma fra-

o no biodegradvel, cada uma com um com-

ponente solvel e um componente particulado. O

material no biodegradvel no sujeito ao

metablica dos microrganismos e sai inalterado do

sistema de tratamento, relativo frao solvel no

efluente e frao particulada no lodo de excesso

aps floculao. Assim, as fraes no biodegrad-

veis da DQO afluente fus

e fup

so definidas como as

fraes no biodegradveis da DQO afluente sol-

vel e particulada, respectivamente.

Para idades do lodo muito longas, pode-se supor

que o material biodegradvel completamente

utilizado pelas bactrias, de modo que o efluente

se compe apenas de material no biodegradvel e

solvel (seo superior indicada na Figura 4b), que,

no caso, representa uma frao de fus

= 0,12. Para

idades do lodo mais curtas, existe um aumento

progressivo da presena de material biodegradvel

no efluente, que pode ser dividido em uma parte

constante de material no biodegradvel e outra

varivel de material biodegradvel. Quanto natu-

reza do material biodegradvel no efluente durante

a investigao, interessante notar que a metano-

gnese permaneceu eficiente para idades do lodo

muito curtas, de somente seis dias (Tabela 1). A

concentrao mdia de AGVs permaneceu quase

sempre inferior a 60 mg/L. Portanto, o aumento da

concentrao de DQO biodegradvel para idades

do lodo mais curtas deve ser atribudo ineficin-

cia dos processos preparatrios da metanognese:

hidrlise, acidognese e acetognese.

Por outro lodo, na Figura 5b, a frao da DQO con-

vertida em lodo aumenta fortemente com a re-

duo da idade do lodo. O lodo em reatores UASB

se compe basicamente de trs componentes: (1)

lodo inerte, resultado da floculao do material

no biodegradvel e particulado; (2) material bio-

degradvel particulado e ainda no hidrolisado;

e (3) lodo microbiano, com populaes de bact-

rias e arqueias atuantes nos diferentes processos

que se desenvolvem no reator. Quando a idade do

lodo diminui, tanto a digesto anaerbia do ma-

terial orgnico afluente (catabolismo) quanto o

crescimento bacteriano (anabolismo) diminuem.

Isso significa que, medida que a idade do lodo

diminui, uma frao crescente da DQO afluente

descarregada como material biodegradvel parti-

culado e floculado, que ainda no foi afetado pela

hidrlise e, por conseguinte, no ficou disponvel

para nenhum dos processos complementares.

Os dados experimentais podem ser utilizados para

estimar a frao das partculas no biodegrad-

veis da DQO afluente e o coeficiente de rendi-

mento global aparente. Na Figura 5b, pode-se

notar que a frao da massa bacteriana no lodo

produzido para curtas idades do lodo pequena

em comparao com a frao biodegradvel. Por-

tanto, a qualidade do lodo medida como frao

dos slidos volteis que podem ser transformados

em biogs se deteriora na medida em que a idade

do lodo diminui.

questionvel se o lodo de excesso para uma ida-

de do lodo curta pode ser considerado estvel; a

Agncia Ambiental Americana (EPA, 1992) enten-

de que o lodo estvel quando a frao dos sli-

dos volteis que se transforma em biogs menor

que 17%. A Figura 5b indica que a frao biode-

gradvel (e, portanto, sujeita digesto anaer-

bia) para idades do lodo curtas bem maior que

17% nos trs componentes que formam os sli-

dos volteis. Conclui-se que importante que se

mantenha uma idade do lodo longa em sistemas

de tratamento anaerbio de guas residuais, por-

que s assim se pode obter uma converso efi-

ciente do material orgnico do afluente.

Revista DAE74

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A idade do lodo no reator UASB depende princi-

palmente da eficincia de reteno do lodo pelo

separador de fases. Esta, por sua vez, depende da

sua geometria (declividade dos elementos do se-

parador e do defletor) e eventuais peas auxiliares,

como as placas paralelas inseridas no reator estu-

dado no presente artigo. O nmero de elementos

separadores tambm importante, uma vez que

determina a diviso do volume entre a zona de di-

gesto e a zona de sedimentao. Ademais, a ida-

de do lodo limitada pelo custo do investimento,

mas no se sabe exatamente qual seria a idade

tima, uma vez que depende de um conjunto de

fatores que so parcialmente conhecidos, entre os

quais: a geometria do separador de fases, a tem-

peratura, a composio do material orgnico e a

velocidade de sedimentao do lodo.

concluses

1) A idade do lodo o parmetro fundamental

para descrever o desempenho do reator UASB

para o tratamento de guas residuais e, em

particular, a diviso da DQO afluente em

trs fraes: (a) descarregada no efluente;

(b) convertida em lodo; e (c) digerida para

metano. Quanto menor ela for, maiores sero

as fraes da DQO afluente descarregada no

efluente ou no lodo de excesso e menor, a

frao digerida.

2) A idade do lodo fortemente dependente

da eficincia do dispositivo de reteno de

slidos do reator UASB. A aplicao de placas

paralelas, em adio a um separador de fases

convencional, para formar uma decantao

de alta taxa mostrou-se muito eficaz para

aumentar a reteno de lodo. Na presente

investigao, sua aplicao num reator UASB

piloto (placas a 45, com profundidade de 0,35

m e espaamento de 0,07 m) efetivamente

dobrou a capacidade de tratamento do reator.

3) A adoo da idade do lodo tima traz consigo

o seguinte dilema: com idade do lodo longa,

prevalece a elevada eficincia de digesto no

sistema de tratamento; em contrapartida, o

custo de investimento muito elevado, uma vez

que, para comportar uma quantidade maior de

lodo, se necessita de um reator bem maior.

4) A reduo da eficincia dos processos

de preparao (hidrlise, acidognese e

acetognese), em vez da metanognese em si,

a causa da deteriorao do desempenho dos

reatores UASB quando se reduz a idade do lodo.

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Revista DAE 75

artigos tcnicos



Filtro Percolador con soporte novedoso:Una alternativa de tratamiento secundario de

Aguas Residuales Domsticas

Trickling filter with innovative filter media: an alternative for secondary treatment of domestic wastewater.

Resumen:

En esta investigacin bsica se evala la reutilizacin de piezas de tubera corrugada de desecho de obras y edificacin como material soporte para la biopelcula de filtros percoladores (FP) destinados al tratamiento secundario de aguas residuales domsticas. Se construy y oper en paralelo 4 FP con dimetros (en pulgadas) de 10; 8; 6 y 4. Las piezas cilndricas de tubera corrugada de 2 cm de altura y 1/2 pulgada de dimetro rellenaron cada FP hasta una altura de 1.10 metros. El afluente al sistema de FP consisti en agua residual domstica pre-tratada mediante un desbaste de gruesos. Los resultados evidencian que los FP con piezas de tubera corrugada como soporte constituyen una alternativa eficaz para el tratamiento secundario de aguas residuales domsticas. Se alcanz eficiencias de 91.9%, 88.9%, 81.0% y 76.9% en la reduccin de DQO en los FP de 10, 8, 6, y 4 pulgadas, respectivamente. Asimismo, se alcanzaron rendimientos de 90.4%, 88.1%, 76.2% y 77.6% en eliminacin de DBO5. Los FP fueron explotados con ventilacin natural y sin emplear recirculacin del efluente tratado, por lo tanto, resultan ser un sistema muy adecuado para la depuracin de aguas residuales de pequeos ncleos urbanos y rurales debido a la simplicidad y bajo costo de la explotacin y mantenimiento. Finalmente, se recomienda el uso de sobrantes de tuberas plsticas como soporte de la biopelcula, contribuyendo as a la sostenibilidad ambiental.

Palabras clave: filtro percolador, medio filtrante, oxidacin orgnica, proceso biopelcula, tratamiento de agua residual domstica.

Abstract

In this basic research using corrugated pipe pieces as support material for the biofilm trickling filter for the secondary treatment of domestic wastewater we were evaluated. It was built and operated in parallel four trickling filters with diameters (in inches) 10; 8; 6 and 4. The cylindrical corrugated pipe with 2 cm in height and 1/2 inch in diameter, filled to a height of 1.10 meters each trickling filter. Trickling filter units were installed in the Samborondn Wastewater Treatment Plant (Ecuador). The influent fed to the trickling filter system consisted of pre-treated domestic wastewater. A system of bars roughing pretreated influent. A few days after the startup of the process, biofilm growth was observed over the filling. However, steady state lasted for a period of 2.5 months. The results suggest that the variability of the composition of the influent delayed steady state. However, trickling filters with pieces of corrugated pipes as support are an effective secondary treatment of domestic wastewater alternative. Average efficiency was achieved in COD reduction of 76.9 to 91.9%. Also BOD removal efficiencies of 76.2 to 90.4% were achieved. The organic load influenced the percent removal of COD and BOD5, a greater load efficiency was reduced. Trickling filters were operated with natural ventilation and without using recirculation of treated effluent, therefore, turn out to be a very suitable system for wastewater treatment of small urban and rural communities due to the simplicity and low cost of operation and maintenance. The use of plastic pipe remains in support of the biofilm is recommended, thus contributing to environmental sustainability.

Key Words: Biofilm process, domestic wastewater treatment, filter media, organic oxidation, trickling filters.

Rojas lvarez, Jacinto B.1*Jcome Burgos, Juan A.2

Molina Burgos, Judith A.2

1 Facultad de Ciencias Matemticas y Fsica, Ingeniera Civil. Universidad de Guayaquil (Ecuador).2 Grupo de Ingeniera del Agua y del Medio Ambienten (GEAMA). Universidade da Corua (Espaa).* Autor corresponsal: Facultad de Ciencias Matemticas y Fsica, Universidad de Guayaquil, Cdla. Universitaria Salvador Allende, Telfono: (593) 2 393966, e-mail:

[email protected]

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Introduccin

Los filtros percoladores (FP) han sido utilizados para el tratamiento biolgico de las aguas residuales desde 1890. Un FP es un reactor biopelcula con relleno no sumergido sobre el que se distribuye el agua residual. La depuracin se produce cuando el agua residual pasa a travs de la biopelcula. Los FP se utilizan para remocin de materia orgnica, oxidacin simultnea de materia orgnica y amonio, as como para nitrificacin terciaria. Sus ventajas, entre otras, sobre el proceso de lodos activados son menor requerimiento de energa, menor necesidad de mantenimiento de equipos, y operacin ms simple (Tchobanoglous et al. 2003). Estas ventajas hacen que los FP sean especialmente interesantes para la depuracin de las aguas residuales de pequeos ncleos (Tejero et al., 2004).

Grava o mdulos plsticos son los soportes ms utilizados para los FP (Grady et al. 2011), pero en los ltimos tiempos se han ensayado nuevos materiales. Mondal y Warith (2008) investigaron el uso de neumticos triturados como soporte de FP para el tratamiento de lixiviados de relleno sanitario. Para el tratamiento de aguas residuales domsticas con FP, Kirjanova et al. (2011) investigaron el uso de lana de roca en forma de pequeos cubos compactos con aristas de 1 y 2 cm como soporte de biopelcula, mientras que Viana et al. (2012) han investigado el uso de luffa cyllindrica (bucha) deshidratada. Considerando que en

las obras y edificaciones se genera una cantidad significativa de residuos de diversas tuberas plsticas corrugadas utilizadas en instalaciones sanitarias, elctricas, telefnicas, etc., y que bien pueden reutilizarse como soporte en FP, en nuestro trabajo se experimenta con este tipo de materiales.

Los objetivos de esta investigacin bsica fueron: evaluar la eficacia de piezas de tubera corrugada como material soporte de biopelcula en FP, evaluar el efecto de la carga orgnica sobre la eficiencia en oxidacin de materia orgnica y estimar valores de carga de diseo en funcin de la calidad exigida al efluente secundario de filtros percoladores.

Materiales y mtodos

Medio soporteComo material soporte se utiliz tubera de PVC flexible corrugada. Se cortaron trozos de 1/2 de dimetro y 2 cm de largo y despus se introdujeron en los FP hasta una altura de 1.10 metros. El nmero de piezas introducidas fue 1245, 2730, 4700 y 7700 en los FP de 4, 6, 8 y 10 pulgadas de dimetro, respectivamente. La superficie promedio de contacto con el agua residual de cada pieza fue de 25.447 cm2. As, la superficie especfica promedio del relleno de los FP result de 347 m2/m3. Una vez introducido el soporte, el ndice de huecos (o porosidad) se determin midiendo el volumen necesario de agua para llenar cada FP, resultando en una porosidad media del 82.95%. Los valores observados de superficie

especfica y del ndice de huecos son elevados, siendo un soporte adecuado tanto para oxidar materia orgnica como para nitrificacin.

Planta-pilotoLa planta piloto consta de 4 FP construidos en tubo de PVC con dimetros (en pulgadas) de 10, 8, 6 y 4, y una altura de 1.20 m. El relleno de cada FP ocupa una altura de 1.10 m. El agua residual pretratada se alimenta a un canal de reparto construido en metacrilato de 4 mm de espesor con un ancho de 0.40 m, longitud de 1.80 m y altura de 0.40 m, dotado de 4 vertederos triangulares cuya finalidad es realizar el equi-reparto del caudal afluente a los FP que funcionan en paralelo, de modo que, para cada caudal alimentado de agua pretratada se consigue simultneamente 4 cargas aplicadas diferentes, lo cual sirve para reducir el tiempo de experimentacin. Adicionalmente, a la salida de cada FP se dispone de un tanque plstico de dimetro 0.265 m y altura de 0.325 m para recoger el efluente tratado. El sistema se instala protegido del ambiente exterior en una caseta con estructura de caa y madera (Figura 2).

Agua residual problemaEl afluente al sistema piloto experimental procedi de la Planta Municipal de Tratamiento de Aguas Residuales de Samborondn (Ecuador) despus de sufrir un desbaste de gruesos. La composicin del agua residual pretratada fluctu durante el periodo experimental (Tabla 1). El agua pretratada

Figura 1. Material soporte experimental preparado para su introduccin en el filtro percolador.

Figura 1. Imagen del sistema experimental conformado por 4 filtros percoladores en tubo de PVC.


constituy tambin el inculo del sistema de FP.

Mtodos analticosPara evaluar el rendimiento del sistema se tomaron muestras compuestas de 4-h (entre las 10h00 y 14h00) tanto del afluente como del efluente de los filtros percoladores. Siguiendo los mtodos del Standard Methods (APHA 2010) en las muestras se analiz: slidos en suspensin (SS), SS voltiles (SSV), DBO5 (total y disuelta), DQO (total y disuelta), nitrgeno total (NT), fsforo total (PT), pH, Conductividad Elctrica (CE) y Aceites y Grasas.

Carga orgnicaComo parmetro operacional principal se utiliza la carga orgnica aplicada, CV, en trminos de DBO5 y DQO:

Donde:CV = carga orgnica aplicada (en kg

DBO5 (o DQO)/m3/d)Q = caudal de tratamiento (m3/d)C0 = concentracin afluente de

DBO5 (o DQO) (en kg/m3)V = volumen de relleno (m3)

Resultados y discusin

Durante 4 meses los FP fueron operados para la eliminacin de materia orgnica. La carga orgnica aplicada, CV, tuvo un rango de 0.16 a 0.91 kg DBO5/m3/d (0.28 a 2.27 kg DQO/m3/d). A los 3 das del inicio de la experimentacin se observ la formacin de una capa viscosa sobre el material soporte. Mediante apreciacin visual la biopelcula fue gelatinosa y coloniz de forma no uniforme el material soporte. La no uniformidad de la colonizacin del soporte, entre otras razones, pudo deberse a una ineficaz distribucin del afluente sobre la superficie de los FP. No obstante, los FP alcanzaron una buena calidad promedio del agua tratada (Tabla 2). A pesar de que los FP no fueron sometidos a estrategias de optimizacin de su funcionamiento (p.e.: no se emple recirculacin del efluente, ni aireacin forzada) el material soporte ensayado present

buena eficiencia en la eliminacin de materia orgnica, con resultados similares a los observados por otros investigadores que han ensayado soportes innovadores en FP (p.e. Mondal y Warith 2008; Viana et al., 2012). Tambin es destacable, que la manipulacin e instalacin del relleno ensayado fue simple. Asimismo, se observ que los FP ensayados fueron capaces de reducir SS lo cual no es un fenmeno comn, aunque si ha sido observado por Kirjanova et al. (2011) con relleno de lana de roca.

Eliminacin de materia orgnicaLa estabilizacin del proceso demor algo ms de 1 mes aproximadamente, tiempo relativamente alto si

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