TRATAMIENTO ANAEROBIO DE RILES2.1 AGUAS RESIDUALES

Los diversos tipos de aguas residuales reciben nombres descriptivos segn su procedencia (Anexo I), siendo una de sus caractersticas tpicas la presencia de sustancias consumidoras de oxgeno en comparacin con el agua, por ejemplo, de un ro (Alaerts, 1995). En la Tabla 2.1 se puede observar los contaminantes presentes en el agua residual.

Tabla 2.1 Contaminantes en el agua residual

ContaminanteFuenteEfectos causados por la descarga del agua residual en aguas superficiales

Sustancias que consumen oxgeno(MO* biodegradable).ARD* y ARI* (protenas, carbohidratos, grasas, aceites).Agotamiento del oxgeno, condiciones spticas.

Slidos suspendidosARD y ARI; erosin del suelo.Depsito de lodo; desarrollo de condiciones anaerbicas.

Nutrientes: Nitrgeno FsforoARD, ARI y ARA*ARD y ARI; descarga natural.Crecimiento indeseable de algas y plantas acuticas.

Microorganismos patgenosARDComunicacin de enfermedades.

Materia txica Metales pesados Compuestos orgnicos txicosARIARA y ARIDeterioro del ecosistema; envenenamiento de los alimentos en caso de acumulacin.

MO refractaria (Difcil de degradar biolgicamente)ARI (fenoles, surfactantes), ARD (surfactantes) y ARA (pesticidas, nutrientes); materia resultante del decaimiento de la MO.Resisten el tratamiento convencional, pero pueden afectar el ecosistema.

Slidos inorgnicos disueltos Cloruros Sulfuros pHAbastecimiento de agua, uso de aguaAbastecimiento agua, uso agua, infiltracinARD y ARIARIIncremento del contenido de sal.

Olores: H2SDescomposicin de ARDMolestia pblica

*MO; Materia orgnica *ARD: Aguas residuales domsticas *ARI: Aguas residuales industriales; *ARA: Aguas residuales agrcolas.Fuente: Alaerts (1995).

2.1.1 Aguas residuales domsticas (ARD)

En la prctica no existe una clara distincin entre las ARD y las aguas residuales municipales, aunque ltimamente incluye una cantidad desconocida de agua residual industrial. En algunas ciudades, el componente industrial excede el 50 % (Alaerts, 1995).

Las ARD se generan a partir de distintas fuentes (Anexo I). Algunas de sus caractersticas se presentan en la Fig. 2.1 y la Tabla 2.2.

2.1.2 Composicin, caractersticas fisicoqumicas y biolgicas del agua residualSegn van Haandel y Lettinga (1994) los constituyentes ms importantes de los residuos lquidos confieren al agua residual propiedades fsicas, qumicas o biolgicas indeseables. La composicin y la concentracin de estos constituyentes depender hasta cierto punto de las costumbres socio-econmicas de la poblacin contribuyente. Segn Alaerts (1995), la composicin del agua residual est determinada por el caudal y por su fuente.

Las aguas residuales consisten bsicamente en: agua, slidos disueltos y slidos en suspensin. Los slidos son la fraccin ms pequea (representan menos del 0.1 % en peso), pero representa el mayor problema a nivel del tratamiento. El agua provee slo el volumen y el transporte de los slidos (Sterling, 1987a).

Fig. 2.1 Composicin media de las ARDFuente: Metcalf & Eddy (1985).

Tabla 2.2 Composicin tpica del ARD

ConstituyenteConcentracin

UnidadesFuerteMediaDbil

Slidos Totalesmg/lg/l1200720350

Slidos Disueltos Totalesmg/l850500250

Fijosmg/l525300145

Voltilesmg/l325200105

Slidos Suspendidosmg/l350220105

Fijosmg/l755520

Voltilesmg/l27516580

Slidos Sedimentablesml/l20105

Demanda Bioqumica de Oxgenomg/l400220110

Carbono Orgnico Totalmg/l29016080

Demanda Qumica de Oxgenomg/l1000500250

Nitrgeno (total en la forma N)mg/l854020

Orgnicomg/l35158

Amoniaco libremg/l502512

Nitritosmg/l000

Nitratosmg/l000

Fsforo (total en la forma P)mg/l1584

Orgnicomg/l531

Inorgnicomg/l1053

Clorurosmg/l1005030

Alcalinidad (como CaCO3)mg/l20010050

Grasamg/l15010050

Sulfatomg/l342212

Coliformes totales N/100 ml107 - 109107 - 108106 - 107

Compuestos orgnicos voltiles g/l>400100 400 1500 mg/l) el uso del tratamiento anaerobio es significativamente ms barato que el tratamiento aerobio. La situacin con respecto a desechos de baja concentracin, como desechos domsticos, depende mucho de la temperatura del agua, a temperaturas bajo 12C la actividad metanognica puede hacerse tan baja que hace el tratamiento anaerobio competitivo con el tratamiento aerobio para aplicaciones a gran escala. Se produce energa, esto es especialmente interesante con el tratamiento de desechos altamente concentrados. Se requiere menos rea para la planta anaerobia en comparacin con la unidad de tratamiento aerobio. Importante argumento para la aplicacin en zonas urbanas. La tecnologa del tratamiento anaerobio es relativamente de bajo costo en trminos de equipos. Los procesos anaerobios presentan las ventajas de no requerir equipos para la aireacin, tener limitada produccin de lodos de desecho y producir metano (Tablas 2.5 y 2.6).

Tabla 2.5 Tratamiento aerobio versus tratamiento anaerobio

AerobioAnaerobio

C6H12O6 + 6 O2 6 CO2 + 6 H2OG = -2840 Kj/mol gluc Mayor eficiencia de remocin. Operatividad comprobada. 50% de C es convertido en CO2, 40-50% es incorporado dentro de la masa microbiana. 60% de la energa es almacenada en la nueva biomasa, 40% es perdido como calor. Ingreso de elevada energa para aireacin. Limitacin de cargas orgnicas. Se requiere adicin de nutrientes. Requerimiento de grandes reas. Sensible a economa de escala. Periodos de arranque cortos. Tecnologa establecida.C6H12O6 3 CO2 + 3 CH4G = -393 Kj/mol gluc Menor produccin de lodos. Menores costos de operacin. 95% de C es convertido en biogas; 5% es transformado en biomasa microbiana. 90% de la energa es retenida como CH4, 3-5% es perdido como calor, 5-7% es almacenada en la biomasa. No requiere de energa. Acepta altas cargas orgnicas. Degrada compuestos policlorados. Requerimiento bajo de nutrientes. Se requiere pequea rea superficial. Largos periodos de arranque. Recientemente establecida, todava bajo desarrollo para aplicaciones especficas.

Fuente: Adaptado de Arce (1997).

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 volmenes de aguas residuales, especialmente en reas industriales y densamente pobladas. Sin embargo recientes desarrollos han demostrado que los procesos anaerobios son una alternativa econmicamente atractiva para el tratamiento de diferentes tipos de ARI y ARD en zonas semi-tropicales y tropicales (van Haandel y Lettinga, 1994).

Tabla 2.6 Beneficios y limitaciones del tratamiento anaerobio

BeneficiosLimitaciones

1. Baja produccin de exceso de lodo (estable).2. Bajo requerimiento de nutrientes.3. Sin requerimiento de energa para aereacin.4. Produccin de metano.5. El proceso puede manejar frecuentemente altas cargas de alimentacin.6. El lodo anaerobio puede ser preservado (inactivo) por muchos meses sin serios deterioros.7. Compuestos valiosos, como el amonio, son conservados, lo que en casos especficos puede representar un beneficio (si la irrigacin puede ser aplicada).1. Las bacterias anaerobias (particularmente las metanognicas) son muy suceptibles de inhibicin por un gran nmero de compuestos.2. Si no se cuenta con lodo adaptado, el proceso de puesta en marcha es relativamente lento.3. La digestin anaerobia normalmente requiere de un adecuado post-tratamiento para la remocin de la DBO remanente, amonio y compuestos de mal olor.4. Existe poca experiencia prctica, sin embargo la situacin a este respecto est cambiando rpidamente.

Fuente: Lettinga et. al. (1984).

2.3.5 Procesos de alta tasa

Los sistemas modernos de tratamiento anaerobio, tambin llamados sistemas de segunda generacin, tienen algn mecanismo de retencin de lodo que permiten la retencin de una gran masa de lodo, lo que lo distingue de los sistemas clsicos. La retencin de lodo es tan importante que los sistemas modernos son generalmente clasificados segn el mecanismo que permite la retencin.

Existen bsicamente dos mecanismos para retencin de lodos en los sistemas de tratamiento de alta tasa (van Haandel y Lettinga, 1994):

Inmovilizacin de lodo a travs de adherencia a un material inerte de soporte. En esta categora estn: Filtro Anaerobio de Flujo Ascendente o Descendente y Reactor de Lecho Fluidizado o Expandido. Separacin slido-lquido del afluente con retorno de los slidos separados al reactor. En esta categora estn los procesos de contacto con un decantador externo o el reactor UASB con un decantador interno. Casos especiales son: 1) cuando el reactor anaerobio tambin es decantador, es decir cuando no hay un dispositivo especial de separacin de las zonas de digestin y decantacin y 2) cuando los flocs de los lodos tambin funcionan como los grnulos de un lecho expandido o llamado lecho de lodo granulado expandido.

En la Fig. 2.5 se muestran algunos de los sistemas denominados de alta tasa.

2.3.5.1 Filtro anaerobio

Histricamente es importante porque fue el primer tratamiento anaerobio que demostr la viabilidad tcnica 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 entupimientos, principalmente cuando el agua residual tiene una concentracin elevada de slidos en suspensin.

2.3.5.2 Reactores de lecho fluidizado o lecho expandido

Tiene un medio granular que es mantenido en suspensin, como resultado de la resistencia friccional del flujo ascendente del agua residual. El medio granular usado inicialmente era arena, ms tarde se demostr que los medios con una resistencia ms baja (antracita, plsticos de alta densidad) son ms adecuados, porque permiten una reduccin en la velocidad del lquido, disminuyndose as los costos de bombeo. El reactor de lecho expandido es similar al de lecho fluidizado, pero la velocidad del lquido en el primero es insuficiente para provocar la fluidizacin del lecho granular, el lecho se expande de 10 a 20%.

Fig. 2.5 Sistemas anaerobios de alta tasa o modernos para el tratamiento de aguas residuales.Fuente: van Haandel y Lettinga (1994).Si se considera una eficiencia definida y se compara varios tipos de tratamiento en funcin del tiempo de permanencia se obtiene la Fig. 2.6.

Fig. 2.6 Eficiencias de remocin y TRH para diferentes sistemas de tratamiento anaerobioFuente: van Haandel y Lettinga (1994).

2.3.5.3 Reactor UASB

El reactor UASB fue desarrollado en la dcada del 70 por el Prof. Lettinga y su equipo de la Universidad Agrcola de Wageningen Holanda. Es el sistema ms usado de tratamiento de aguas residuales de alta tasa. Varias unidades en escala real estn ubicadas en diferentes pases, operando en regiones tropicales y subtropicales; sin embargo, pocos estudios se han realizado en regiones con clima templado (van Haandel y Lettinga, 1994).

En la Tabla 2.7 se presenta una comparacin entre diversos sistemas de tratamiento de agua residual en funcin a la poblacin atendida y la superficie requerida.

La Fig. 2.7 muestra un esquema del reactor UASB con sus principales dispositivos, siendo el ms caracterstico el separador GSL. Este separador es colocado en el reactor y divide la parte inferior o zona de digestin, donde hay un lecho (manto) de lodos responsable de la digestin anaerobia y una parte superior o zona de sedimentacin. El agua residual ingresa por el fondo del reactor y sigue una trayectoria ascendente, pasando por la zona de digestin, atravesando una abertura existente en el separador GSL y entra a la zona de sedimentacin. La MO presente se mezcla con el lodo anaerobio presente en la zona de digestin, existiendo la digestin anaerobia que resulta en la produccin de gas y el crecimiento de lodo.

Tabla 2.7 Comparacin de diversos sistemas de tratamiento de agua residual

SistemaPoblacin beneficiaria(habitantes)Contribucin percpita(Lt/hab da)Superficie requerida(m2/hab)

Aplicacin en el sueloIrrigacinRebalse de agua por tierraInfiltracin70007000700015015015022.5 a 87.017.5 a 22.510.3 a 10.51

Lagunas de estabilizacinFacultativaAnaerobia + facultativaAireacin + sedimentacin1000 a 500001000 a 500001000 a 500001501501502.612.320.42

Tanque sptico+ infiltracin en fozas+ Filtro anaerobio (Upflow)5005001501504 to 610.31

Fozas de oxidacinSobre 100001500.24

Sistema convencionalLodos activados + Digestin anaerobiaSobre 100001502500.0350.055

UASB ReactorSobre 10001502500.01 a 0.1160.02 a 0.126

1 Superficie tierra, circulacin, etc no incluida, 2 Incluido estimada de 30% del rea para circulacin, pendiente, etc, 3 Mxima poblacin: 500 habitantes (Norma Brazilera), 4 Lechos de secado incluido, 5 Considerando secado mecnico de lodos, 6 El menor valor corresponde al secado mecnico de lodos; el mayor a lechos de secadoFuente: Vieira y Garcia (1992).

El lquido continua ascendiendo y pasa por las aberturas que existen en el separador GSL. Debido a la forma del separador, el rea disponible para la ascensin aumenta a medida que el lquido 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 sedimentacin de una partcula se torne mayor que la velocidad de arrastre del lquido a una determinada altura.

Fig. 2.7 Esquema de un reactor UASB con sus principales dispositivos.Fuente: Lettinga et. al. (1980).

Cuando se acumula una cantidad suficientemente grande de slidos el peso aparente de ellos se tornar mayor que la fuerza de adherencia, de modo que estos se deslizarn, entrando nuevamente en la zona de digestin en la parte inferior del reactor. De esta manera la presencia de una zona de sedimentacin encima del separador GSL resulta en la retencin de lodos, permitiendo la presencia de una gran masa en la zona de digestin, en tanto que se descarga un efluente libre de slidos sedimentables.

Las burbujas de biogas que se forman en la zona de digestin, suben a la fase lquida donde encuentran una interface lquido-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 digestin. 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 sedimentacin. Por tanto se utilizan obstculos que funcionan como deflectores de gas debajo de las aberturas.

En la Tabla 2.8 se pueden observar algunos aspectos relevantes de algunos tipos de tratamiento de agua residual.

Tabla 2.8 Aspectos importantes de diferentes sistemas de tratamiento de agua residual

AspectoLodos activadosLagunas de estabilizacinUASB

DesempeoRemocin de slidos en suspensinMOPatgenosNutrientes> 95 %> 95 %90 %> 90 %> 80 %> 90 %> 99.99 %> 20 %> 80 %> 80 %> 80 %> 20 %

TamaoTiempo de permanenciaVolumen percapitaArea percapita12 24 h75 150 l0.02 0.04 m220 30 das3 4 m33 4 m24 8 h25 50 l0.01 0.02 m2

CostosConstruccinOperacinMantenimientoMuy altoMuy altoMuy altoMuy altoBajoBajoBajoBajoBajo

Problemas causadosAerosolesInsectos, olores, esttica (paisaje)-

OtrosSimplicidadConfiabilidadComplicadaDepende de la energa elctrica, a veces el lodo no decantaSimpleOlores cuando no hay solSimpleConfiable

Fuente: van Haandel (1998).

La retencin de lodo en reactores anaerobios de alta tasa se basa en (Lettinga et. al. 1989):

1. 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 est basado en estas ideas.2. Inmovilizacin bacterial por un mecanismo de unin, 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 mviles tal como el Proceso Anaerobio de Film y Lecho Expandido y el Sistema de Lecho Fluido.3. Reactores de manto de lodos, tales como el UASB (Lettinga et. al., 1974, 1979a,b, 1980, 1983, 1984, 1986; Lettinga y Hulshoff, 1986).

Lettinga et. al. desarrollaron el reactor UASB, bajo las siguientes ideas bsicas (Lettinga y Hulshoff, 1987):

El lodo anaerobio tiene o puede tener excelentes caractersticas de sedimentabilidad, siempre que no est expuesto a agitacin mecnica fuerte. Por esta razn la mezcla mecnica es generalmente omitida en reactores UASB, de ser necesario se utiliza agitacin mecnica intermitente y/o suave. El contacto suficiente requerido entre lodo y agua residual, se logra aprovechando la agitacin ocasionada por la produccin de gas. Agregados de lodo de buena sedimentabilidad que son dispersados bajo la influencia de la produccin de biogas (el cual es particularmente elevado a cargas altas en reactores altos), son retenidos en el reactor por separacin 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 partculas de lodo pueden coalescer y sedimentarse all. Agregados de lodo depositado en el compartimento de sedimentacin deben ser capaces de deslizarse dentro del compartimento de digestin debajo del separador GSL, en contra del lquido ascendente y a pesar de las altas turbulencias lquidas. El manto de lodo puede ser considerado como una fase semifluida, separada con caractersticas especficas propias y que puede soportar elevadas fuerzas de mezcla. El lavado de una capa espumosa en la interface lquida en el compartimento de sedimentacin se puede prevenir instalando un bafle frente a la canaleta del efluente.

La Fig. 2.8 presenta una comparacin grfica entre algunos tipos de tratamiento de agua residual y en la Tabla 2.9 se observan resultados reportados por varios autores sobre la eficiencia del reactor UASB tratando agua residual cruda y una gua tentativa para la seleccin de la carga orgnica volumtrica de diseo en funcin a la temperatura (Tabla 2.10).Fig. 2.8 Comparacin entre sistemas clsicos de tratamiento de agua residualFuente: van Haandel (1998).

Tabla 2.9 Resumen de resultados sobre eficiencias de reactores UASB que tratan ARD crudas.

ReferenciasTempTRHDQOTASSTRemociones(%)

(C)(h)(mg/l)(mg/l)DQOTA-TEDQOTA-EFSST

Lettinga et al.(1981)Grin et al.(1983)Lettinga et al.(1983)Grin et al.(1983)Lettinga et. al.(1984) Vieira (1984)Schellinkhout et al.(1985)Vieira et al.(1986)Man et al.(1986)Nobre et al. (1987)Vieira & Souza (1987)Vieira (1988)Schellinkhout et al.(1988)Monroy et al.(1988)Man et al.(1988)Wildschut (1989)Barbosa and Sant (1989)Sterling (1989)Orozco (1989)Vieira &garcia (1992)Schellinkhout & Collazos (1992)Van Haandel & Lettinga (1994)Dean and Horan (1995)+ Hammad (1996)20202015-1911-129.5-108-208-208-2019-233524-2620-3524-26202312-18257-823-2512-3018-282524-2621-2523-2412-1810-1519-282520-32-18248888-12122444-8-3-3.5447-12-9-14----10-184.75.21813-14417103-8550500-550500500400500-500300460341267-267424406500-700-500-700----660265430-520465740-1280627799487317-549----------88215-215188191--------123250154-37655717436055-75--40-5530-503060-8966.5-6065-82-83-606540-6070-8545-6572-8060-8654-6566-727350666516-4874757949-66-707565-8055-7055-65-9050-60708383-85-78-858283-------85-91----8985*89.5--20-90--------617061-69-6969-60-85-73-74-62-7569-70-736973-72687550-76.5

(*) Valores obtenidos despus de aplicar un perodo de sedimentacin de 30 minutos en lugar de filtrar la muestra de efluente.(+) Estas cifras se refieren a un UASB que recibe mezcla de ARD e industrial. TA = Total afluente TE = Total efluente EF = Efluente filtradaFuente: Adaptado de Pea (1998).

Desarrollos recientes en la tecnologa de reactores anaerobios de alta tasa revelan que el tratamiento anaerobio es factible para tratar aguas residuales fras y diluidas a unas tasas de carga que exceden los 10 kg/m3 a temperaturas de 10C y TRH de pocas horas (Lettinga, 1995 citado por Pea, 1998).Tabla 2.10 Valores aproximados de carga orgnica volumtrica en relacin a la temperatura

Temperatura (C)Carga Orgnica volumtricaKg DQO/m3.d

403020151015 2510 155 102 51 3

Fuente: Lettinga et. al. (1983).

2.3.6 Dimensionamiento de los reactores UASB

En los ltimos aos, de entre los sistemas de alta tasa disponibles, el concepto del reactor UASB es el ms ampliamente aplicado. Permitiendo adems el empleo del tratamiento anaerobio bajo condiciones de temperaturas sub-ptimas mesoflicas.

Segn algunos autores existen tres variables para el dimensionamiento de reactores UASB (Lettinga et. al., 1980, 1983, 1984; Vieira, 1989a,b):

Carga orgnica volumtrica aplicada, velocidad superficial y altura del reactor.

2.3.6.1 Forma y Tamao del reactor UASB

Segn van Haandel y Lettinga (1994), para ARD la carga hidrulica y no as la carga orgnica, es el parmetro ms importante en la determinacin del tamao y forma del reactor UASB.

En cuanto a la forma geomtrica del reactor, existen dos opciones: rectangular o circular. La forma circular tiene la ventaja de una estabilidad estructural mayor, pero la construccin del separador GSL es ms complicada que en uno rectangular. En el caso de la forma rectangular, la seccin cuadrada es la ms barata (van Haandel, 1998). Existe una tendencia a construir reactores pequeos circulares y reactores grandes rectangulares (Tabla 2.11).

Tabla 2.11 Dimensiones bsicas de ejemplos de reactores UASB para eficiencias de remocin de DQO mayor a 80% y de DBO mayor a 85%, para diferentes poblaciones

ParmetroUASB para10 hab.UASB para100 hab.UASB para1000 hab.UASB para10000 hab.UASB para100000 hab.

Caudal (m3/da)1.212120120012000

FormaCircularCircularCircularRectangularRectangular

Tiempo permanencia (h)18 **12**9**66

Volumen (m3)0.96453003000

Profundidad234.545

Area (m2)0.4521075600

Dimetro (m)0.751.63.5--

Largo (m)---102*15

Ancho (m)---7.520

Area percapita (m2)0.0450.030.010.00750.006

Volumen per capita (l)9060453030

Puntos de alimentacin11420150

Velocidad ascendente (m/h)0.110.250.500.670.83

** Volumen adicional para almacenaje de lodo.Fuente: van Haandel (1998).

van Haandel et. al. (1998b,c), estudiaron la relacin rea superficial/profundidad en reactores UASB a escala piloto, para iguales TRH (Anexo I) encontrando que la variacin en la eficiencia de remocin de la MO no es significativa (eficiencias de 80% en promedio, considerando el efluente decantado). Concluyendo que la relacin de estas variables no tiene una influencia significativa en el desempeo del reactor y en la prctica deber ser determinada por los costos de construccin y las caractersticas del terreno disponible.

2.3.6.1.1 Clculo del volumen del reactor

Segn 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 mxima, carga superficial lquida admisible, temperatura mnima, concentracin y caractersticas del agua residual, carga volumtrica permisible, eficiencia requerida y nivel requerido de estabilizacin 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 remocin, en muchos casos se observa buenas eficiencias a TRH menores (Tabla 2.9).

En la Tabla 2.12 se pueden observar algunos criterios de diseo respecto a los TRH adecuados para el diseo de un reactor UASB.

Tabla 2.12 Criterios tentativos de diseo para reactores UASB respecto a TRH a diferentes temperaturas operacionales para aguas residuales diluidas (< 1000 mg DQO/l)

Rango de temperatura(C)Valores de TRH (h)

4 m de alto8 m de alto

Promedio diarioPico por 2-6 horasPromedio diarioPico por 2-6 horas

16 194 63 44 52.5 4

22 263 42 32.5 4 1.5 3

> 262 31.5 21.5 - 31.25 2

Fuente: Lettinga et. al. (1989).

Establecido el TRH, el volumen del reactor se calcula de (van Haandel y Lettinga, 1994): Vr = Qa TRH (2.1)Donde:Vr = Volumen del reactorQa = Caudal medio del afluenteTRH = Tiempo de residencia hidrulico del lquido (medio)

2.3.6.1.2 Clculo de la altura del reactor

La altura del reactor UASB est principalmente determinada por la velocidad superficial mxima admisible aplicable (Lettinga et. al., 1989) y se determina principalmente por razones econmicas. El costo de remocin de tierra aumenta en la medida que la altura del reactor es mayor, sin embargo la demanda de rea disminuye cuando el reactor es ms profundo. El ptimo econmico depende del precio de la tierra y de la naturaleza del suelo, generalmente se sita 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 site encima de la parte superior del reactor, evitando en lo posible la necesidad de bombeo.

La altura del reactor tiene implicaciones sobre la eficiencia de la remocin de MO. En primer lugar la altura determina la velocidad ascencional de la fase lquida dentro el reactor, esta velocidad no debe ser alta para evitar prdida de lodo por arrastre de las partculas slidas y evitar turbulencia en la zona de entrada del afluente.

La velocidad media del lquido normalmente no debe exceder el valor de 1 m/h (van Haandel, 1998). La relacin entre la velocidad ascencional del lquido y la altura del reactor UASB puede ser expresada como:

(2.2)Donde:vl = Velocidad ascendente del lquido.A = Area superficial del reactor UASB.H = Altura (profundidad) del reactor UASB.Otra consideracin relativa a la influencia de la altura sobre la eficiencia de la digestin anaerobia se relaciona con la solubilidad del CO2. De acuerdo con la Ley de Henry, la solubilidad es proporcional a la presin parcial del CO2, que a su vez depende de la profundidad del reactor; a mayor profundidad, mayor presin y mayor la concentracin de CO2 disuelto y por tanto ms bajo el pH (van Haandel y Lettinga, 1994).

2.3.6.1.3 Diseo del separador Gas Slido Lquido - GSL

Segn van Haandel y Lettinga (1994), el separador GSL (Fig. 2.9) es el dispositivo ms caracterstico e importante del reactor UASB, distinguindose las funciones presentadas en la Tabla 2.13.

Fig. 2.9 Ejemplos de separadores GSL para reactores UASBFuente: van Haandel y Lettinga (1994).

Tabla 2.13 Principales objetivos del separador GSL de un reactor UASB tratando ARD

1. Separar y descargar el biogas producido en el reactor.2. Prevenir, tan eficientemente como sea posible el lavado de la materia bacterial viable.3. Permitir que el lodo se deslice dentro del compartimento de digestin.4. Servir como una especie de barrera para una rpida y excesiva expansin del manto de lodos (que est compuesta por lodo floculento) dentro del sedimentador.5. Proveer un efecto de pulimento.6. Prevenir el lavado del lodo granular flotante.

Fuente: Lettinga y Hulshoff (1995a).Lettinga y Hulshoff (1995a), proponen guas para el diseo de un separador GSL, que son presentadas en la Tabla 2.14.

Tabla 2.14 Resumen de guas tentativas para el diseo del dispositivo separador GSL

1. El ngulo de la parte baja del sedimentador (pared inclinada del colector de gas) debe estar entre 45-60.2. El rea superficial de las aberturas entre los colectores de gas debe ser de 15-20% del rea superficial del reactor.3. La altura del colector de gas debe estar entre 1.5-2 metros de la altura de un reactor de 5-7 metros.4. Una interfase lquido-gas debe ser mantenida en el colector de gas para facilitar la descarga y recoleccin de las burbujas de gas y para combatir la formacin de una capa espumosa.5. 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 sedimentacin.6. Generalmente los bafles de la capa espumosa deben instalarse al frente de los vertederos del efluente.7. El dimetro de los conductos de salida de gas deben ser suficientes para garantizar la fcil remocin del biogas de la campana de recoleccin de gas, particularmente en el caso de formacin de espuma.8. 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.

Fuente: Lettinga y Hulshoff (1995a).

Las partculas con velocidades de sedimentacin menor que la velocidad ascencional del lquido 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 partculas debido a la adsorcin o floculacin en la zona de sedimentacin. Se concluye que hay dos valores importantes para la velocidad del lquido (van Haandel y Lettinga, 1994):

(2.3)

Donde: vab =Velocidad ascencional del lquido entre aberturas de elementos, separador GSL (mximo). vl = Velocidad ascencional del lquido en la zona de digestin (mnimo). vde = Velocidad ascencional del lquido al nivel de descarga del efluente. A = Area del reactor UASB.Aab = Area de las aberturas entre los volmenes del separador GSL.Ade = Area disponible al nivel de descarga del efluente.

2.3.6.1.4 Dispositivos de distribucin del afluente y colecta del efluente

El sistema de distribucin de la alimentacin constituye una parte crucial del reactor UASB. Para usar la capacidad del lodo retenido en el reactor, es importante realizar un contacto ptimo entre lodo y agua residual, previniendo la canalizacin a travs del manto de lodos o evitando la formacin de zonas muertas en el reactor (Lettinga et. al., 1984).

Segn Vieira (1989), dos aspectos deben ser considerados en la concepcin del sistema de alimentacin: una mnima cantidad de puntos de distribucin por rea y la posibilidad de verificar obstrucciones y mantener cada punto individualmente. Algunas guas tentativas para el nmero requerido de puntos de alimentacin en un reactor UASB y la capacidad de diseo se presentan en la Tabla 2.15.

Respecto al sistema de captacin del efluente del proceso, van Haandel y Lettinga (1994), indican que el objetivo principal es colectar uniformemente el agua residual tratada por la parte superior del reactor UASB. Sin embargo el diseo especfico depender de las caractersticas particulares de cada caso.

Tabla 2. 15 Guas para determinar el nmero de puntos de alimentacin en un reactor UASB

Tipo de lodoArea (m2) por punto de alimentacin

Lodo floculento denso (> 40 Kg SD/m3)Lodo floculento fino (< 40 Kg SD/m3)Lodo granular espeso 1, para cargas < 1-2 Kg DQO/m3.da5, para cargas > 3 Kg DQO/m3.da1, para cargas de 1-2 Kg DQO/m3.da

Fuente: Lettinga et. al. (1995).

2.3.6.1.5 Otros dispositivos

Existen dispositivos especiales que pueden ser incluidos en el proceso de tratamiento de aguas residuales mediante reactores UASB. A continuacin se mencionan algunos de ellos:

Puntos de muestreo de lodo: Pueden ser instalados a diferentes profundidades para la obtencin de perfiles de concentracin de lodos y calidad de lodo, son importantes para conocer el desempeo 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 diseo la remocin 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 recoleccin de gas: Este dispositivo debe remover el biogas producido en el reactor y mantener un nivel constante de la interfase lquido-gas. Pese a que la produccin de gas no es mucha en el tratamiento de ARD el dimetro de la tubera no debe ser muy pequeo, porque las partculas de slidos (espuma) con gas pueden producir taponamientos (van Haandel y Lettinga, 1994).

2.3.7 Productos secundarios

En el tratamiento anaerobio de ARD con un reactor UASB se producen dos productos secundarios (Wildschut, 1989b):

Biogas (Anexo I): En algunas situaciones el valor calorfico del gas es insuficiente debido al alto contenido en CO2. Se puede afirmar de manera general que la composicin del biogas es cerca del 70% en CH4 y 30% en CO2, con trazas de H2S, nitrgeno, hidrgeno y oxgeno (Mansur, 1985). Lodo (Anexo I): El lodo proveniente de un reactor UASB puede tener un valor econmico como es el caso del lodo granular. Alternativamente el lodo se puede usar como abono para cultivos. De no ser as se deben disponer de los lodos en exceso. Por economa de transporte el mnimo tratamiento es su deshidratacin. En pases tropicales el empleo de lechos de secado es factible (van Haandel et. al., 1998e,f), existiendo tambin otros procesos de tratamiento para la disposicin de los lodos (Stoll y Parameswaran, 1996)

2.3.8 Balance de masa en un reactor UASB

El balance de masa se define por las variaciones que ocurren durante una reaccin en un determinado sistema cerrado o en alguna porcin definida de una masa lquida. En la mayora de las aplicaciones del tratamiento de ARD, la solucin de las ecuaciones del balance de masa, puede ser simplificada considerando que es de inters la concentracin resultante a largo plazo en el rgimen permanente (Metcalf & Eddy, 1995):

(2.4)Donde:V = Volumen del reactorC0 = Concentracin en el afluenteQ = Caudal que entra o que sale del reactorC = Concentracin en el reactor y efluenterg = tasa de generacin rc = tasa de consumoBsicamente existen cuatro opciones para la degradacin o no del material orgnico (DQO) en los sistemas de tratamiento (van Haandel & Lettinga, 1994):

Conversin en lodo (proceso anablico o de absorcin) Conversin en metano (proceso catablico fermentativo) Mineralizacin a travs de la oxidacin (catabolismo oxidativo) Permanencia en la fase lquida (descarga en el efluente)

Si no existe acumulacin 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 ms la masa diaria de MO destruido (oxidado). De esta manera se puede establecer el siguiente balance de masa del MO (Fig. 2.10):

MOa = MOe + MOl + MOd + MOo

Donde los subndices 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 (Fig. 2.10 y 2.11).

Fig. 2.10 Esquema de los componentes del balance de masa de un reactor UASB.Fuente: Lettinga et. al. (1980).

Fig. 2.11 Balance de masa respecto a la DQO en un reactor UASBFuente: Lettinga et. al. (1995).

2.3.9 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 metanognicos y la formacin de lodo granular (Imai, 1997). El arranque del proceso utilizando inculo inadaptado o sin utilizar inculo, generalmente toma un largo perodo 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 rpida y fcilmente cuando el inculo utilizado es ms adaptado a la composicin del agua residual. Reactores de flujo ascendente, utilizando inculo inadaptado como el lodo digerido, normalmente necesitan de dos a ms de seis meses, dependiendo de la calidad del inculo y de las caractersticas del agua residual (de Zeeuw y Lettinga, 1980).

de Zeeuw y Lettinga (1983), distinguen cuatro etapas, en el proceso de puesta en marcha de un reactor UASB con lodo digerido:

Etapa 1: La ms ligera, poco o mucho de la fraccin coloidal del lodo digerido es lavado del reactor. La produccin de gas incrementa rpidamente de cero al nivel correspondiente a la actividad especfica del lodo residual, cuando se aplica una carga orgnica suficiente. Etapa 2: Un ligero lavado del lodo contina debido a la erosin de la cama de lodo, primero como resultado del incremento de la produccin de gas y segundo por el incremento en la carga hidrulica, la cama de lodo eventualmente se expandir hasta llenar el volumen del reactor. Como resultado del efecto combinado del crecimiento bacteriano y del lavado del lodo, la actividad especfica del lodo retenido incrementa.Etapa 3: Un rpido incremento en la produccin de gas (y un menor aumento en la carga hidrulica), causa que la cama de lodo sea empujada hacia fuera del reactor permitiendo un lavado del lodo floculento pesado. La actividad especfica del lodo retenido rpidamente incrementa, lo que se perdi era una mezcla de lodo activo e inactivo, mientras que solamente crece lodo activo (SSV). Las partculas de lodo ms pesadas son mejor retenidas y las partculas ligeras son por tanto lavadas. Los primeros lodos granulares macroscpicos 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.Etapa 4: El lodo crece mucho ms y las partculas pesadas estn ms concentradas en la cama de lodos y exceden ms 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 orgnica, que es acompaada con una alta produccin de gas. Debido a las altas cargas de alimentacin la presin selectiva en las partculas de lodo incrementa y el remanente de lodo floculento eventualmente ser 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 duracin del perodo de puesta en marcha es definida como el tiempo necesario para obtener una calidad de efluente constante y una masa de lodo que no vara ni cualitativamente ni cuantitativamente con el tiempo. Naturalmente esa acumulacin est limitada por el tamao fsico del reactor y en algn momento despus de iniciada la puesta en marcha, el lodo comenzar a aparecer en el efluente del reactor en la forma de partculas sedimentables. El reactor entonces estar lleno de lodo, en el sentido que se alcanz la masa mxima de lodo que el reactor puede contener. A partir de este momento la masa de lodo en el reactor se mantendr esencialmente constante y la masa de lodo generado en el reactor ser igual a la masa descargada en el afluente (van Haandel y Lettinga, 1994).

El inculo inadaptado se considera un lodo con caractersticas definidas (Tabla 2.16).

Tabla 2.16 Caractersticas de un inculo inadaptado para puesta en marcha de un reactor UASB

a. El lodo deriva de un proceso de tratamiento anaerobio que no tiene un separador de fases, tal como los digestores mezclados convencionales, rumiantes, tanques spticos o sedimentos de agua clara.b. El lodo ejerce una actividad metanognica especfica baja o menor a 0.2 Kg CH4-DQO/Kg SSV.d.c. La sedimentabilidad del lodo es baja.d. La poblacin bacteriana del lodo no est balanceada con respecto a lo composicin necesitada para la digestin simultnea de todos los ingredientes del agua residual.e. El lodo no est adaptado a los inhibidores especficos del agua residual (sulfuro, amonaco, etc.).

Fuente: de Zeeuw y Lettinga (1983).

2.3.9.1 Consideraciones importantes con respecto al arranque de reactores UASB

Segn Hulshoff (1987), entre los factores que pueden influir en el perodo de tiempo requerido para el arranque se pueden mencionar cuatro de mayor importancia:

1. La calidad de la semilla de lodo. 2. El contacto del agua residual con el lodo.3. Una posible inhibicin o escasez de nutrientes esenciales.4. La tasa a la cual ocurre la prdida de lodo (biomasa) del reactor.2.3.9.2 Inoculacin del reactor UASB

La inoculacin de un reactor UASB puede ser muy sencilla. Inicialmente no son necesarias condiciones estrictas de anaerobiosis. Si el agua no est en condiciones anaerobias, stas se alcanzan el primer da, debido al consumo de oxgeno de las bacterias presentes en el inculo (Hulshoff, 1987).

El inculo del reactor debe tener alguna actividad metanognica. Cuanto mayor sea la actividad metanognica, ms corto ser el perodo de arranque. La intencin es hacer crecer las bacterias metanognicas, pues estas estn en muy pequea concentracin en el inculo. El uso de lodo proveniente de un reactor anaerobio es, por supuesto, altamente recomendable. Si este no est disponible se debe elegir algn tipo de inculo que contenga gran cantidad de MO en condiciones anaerobias, tal como estircol de vaca u otros estircoles e incluso lodo domstico. Por ello, el primer paso puede ser eventualmente el que ms tiempo consume del proceso de arranque.

2.3.10 Parmetros de evaluacin de un Reactor UASB

La evaluacin de un reactor UASB requiere la determinacin de parmetros considerados de control, en funcin de los cuales se puede determinar las eficiencias de remocin de los mismos, con la finalidad de determinar el desempeo del reactor.

Los parmetros utilizados en la evaluacin del funcionamiento de reactores UASB, se pueden dividir, en dos tipos: Principales y Auxiliares. Los considerados principales son la DQO,DBO, pH, Alcalinidad y los ST. Los parmetros auxiliares pueden ser: Parmetros de cuantificacin de microorganismos (Coliformes fecales, Colifagos), parmetros que indican la presencia y cantidad de los nutrientes (Nitrgeno amoniacal, Nitrgeno total, fsforo) (Field et. al., 1995; Alaerts, 1995; Chernicharo y Machado, 1998; Lettinga, 1995; HASKONING, 1994; CETESB, 1991; Vieira, 1990; Mansur, 1985).

La DQO (total y filtrable) y los ST son considerados como parmetros importantes para la evaluacin del desempeo de los reactores UASB (van Haandel et. al., 1998a,b,c,d; van Haandel y Lettinga, 1994).

El seguimiento al funcionamiento del reactor UASB puede ser realizado tambin mediante otros parmetros que permiten evaluar las caractersticas del funcionamiento del mismo, los cuales pueden ser: los SF, SST, SSV, SFF, SVF, SFT, SVT, Color, Turbiedad, Salinidad, Conductividad, sulfuros, produccin de gas metano, etc.

2.4 MATERIALES DE CONSTRUCCION DE REACTORES UASB

En la prctica del tratamiento anaerobio de aguas residuales se ha encontrado que la corrosin es el mayor problema en el mantenimiento de la planta. Los principales precursores de la corrosin del material son CO2 y H2S (Wildschut, 1989b).

Se ha encontrado que la sobresaturacin del contenido del reactor con CO2 es la causa de la corrosin del concreto. El CO2 causa la dilucin del calcio del concreto y as su debilitamiento. Se ha sugerido que la calidad del concreto influye fuertemente en la susceptibilidad al ataque por CO2. El H2S es el componente que causa los ms grandes problemas de corrosin (gas formado en el proceso anaerobio que en contacto con el aire se oxida a H2SO4).

Para el uso de materiales resistentes a la corrosin se establece que la sensibilidad de un cierto material de construccin a la corrosin puede depender de la aplicacin. En la seleccin de materiales de construccin para una planta de tratamiento, esto debe ser tomado en cuenta, considerando adems que el uso de materiales muy resistentes resulta generalmente muy costoso. Un diseo apropiado entonces, busca un ptimo en el uso de materiales resistentes a un bajo costo.

2.4.1 Materiales de construccin y sus aplicaciones en la construccin de reactores UASB

A continuacin se presentan algunos materiales y sus posibles aplicaciones en una planta de tratamiento anaerbico (Wildschut, 1989b):

Concreto: El ataque por CO2 solamente ocurre bajo la superficie del agua en el digestor anaerbico. Se recomienda aplicar una capa protectora en las superficies hmedas de la planta. Este revestimiento puede consistir de pintura epxica o similar. Acero inoxidable: Por su durabilidad puede recomendarse para todo tipo de aplicaciones, pero tiene un alto costo y a menudo es difcil de conseguir. Por esta razn debe ser usado en partes crticas que son susceptibles a la corrosin. Hierro galvanizado: En aplicaciones hmedas se ha encontrado que el medio es agresivo al revestimiento y cuando el revestimiento es comido se corroe rpidamente. Puede ser usado entonces en aplicaciones secas que no estn en contacto directo con el agua. Hierro fundido: Se aplica para tuberas, vlvulas, pasamanos y cajas de bombas. Acero: Es severamente atacado tanto por el agua residual como por el ambiente alrededor de la planta. No se recomienda en aplicaciones hmedas. Aluminio: Puede ser utilizado en aplicaciones secas. En aplicaciones hmedas, por ejemplo para la construccin de campanas de gas, se encontr muy poco resistente. PVC: Es muy conveniente para tuberas en y alrededor del reactor ya que es liviano, de fcil manejo y resistente. Polietileno: Puede ser usada para los tubos de entrada, gracias a su flexibilidad es fcil de instalar. Fibra de vidrio: Es muy resistente al medio agresivo de un reactor anaerobio. Puede ser usada para la construccin de las cajas de distribucin y canaletas del efluente o como revestimiento de las campanas de gas. Asbesto-cemento: Este material ha probado ser resistente para la construccin de los lados de las campanas de gases, para canaletas de efluentes y sus bafles. Es resistente al medio en el reactor, pero muy rgido y poco resistente a los choques. Madera: Impregnada y recubierta con polister, est siendo usada para separadores GSL, canaletas del efluente y tapas de cajas de inspeccin.CAPITULO II REVISION BIBLIOGRAFICA52.1 AGUAS RESIDUALES52.1.1 Aguas residuales domsticas (ARD)62.1.2 Composicin, caractersticas fisicoqumicas y biolgicas del agua residual62.2 ESTIMACION DEL CAUDAL DE AGUA RESIDUAL72.2.1 Medicin de flujo en canales abiertos82.3 PROCESOS DE TRATAMIENTO DEL ARD82.3.1 Tratamiento aerobio112.3.2 Sistemas convencionales de tratamiento anaerobio112.3.2.1 Tanque Sptico122.3.2.2 Tanque Imhoff122.3.2.3 Lagunas anaerobias132.3.3 Tratamiento anaerobio132.3.3.1 Mecanismo de la digestin anaerobia142.3.3.2 Factores que influyen en el tratamiento anaerobio de aguas residuales172.3.4 Tratamiento aerobio versus tratamiento anaerobio182.3.5 Procesos de alta tasa202.3.5.1 Filtro anaerobio212.3.5.2 Reactores de lecho fluidizado o lecho expandido212.3.5.3 Reactor UASB232.3.6 Dimensionamiento de los reactores UASB302.3.6.1 Forma y Tamao del reactor UASB302.3.6.1.1 Clculo del volumen del reactor312.3.6.1.2 Clculo de la altura del reactor322.3.6.1.3 Diseo del separador Gas Slido Lquido - GSL332.3.6.1.4 Dispositivos de distribucin del afluente y colecta del efluente362.3.6.1.5 Otros dispositivos362.3.7 Productos secundarios372.3.8 Balance de masa en un reactor UASB372.3.9 Puesta en marcha de un reactor UASB392.3.9.1 Consideraciones importantes con respecto al arranque de reactores UASB412.3.9.2 Inoculacin del reactor UASB422.3.10 Parmetros de evaluacin de un Reactor UASB422.4 MATERIALES DE CONSTRUCCION DE REACTORES UASB432.4.1 Materiales de construccin y sus aplicaciones en la construccin de reactores UASB44

Tabla 2.1 Contaminantes en el agua residual5Tabla 2.2 Composicin tpica del ARD7Tabla 2.3 Criterios importantes para la seleccin de tratamientos de aguas residuales10Tabla 2.4 Factores claves para la seleccin de tecnologa en tratamiento de aguas residuales en pases desarrollados y en desarrollo10Tabla 2.5 Tratamiento aerobio versus tratamiento anaerobio19Tabla 2.6 Beneficios y limitaciones del tratamiento anaerobio20Tabla 2.7 Comparacin de diversos sistemas de tratamiento de agua residual24Tabla 2.8 Aspectos importantes de diferentes sistemas de tratamiento de agua residual26Tabla 2.9 Resumen de resultados sobre eficiencias de reactores UASB que tratan ARD crudas.29Tabla 2.10 Valores aproximados de carga orgnica volumtrica en relacin a la temperatura30Tabla 2.11 Dimensiones bsicas de ejemplos de reactores UASB para eficiencias de remocin de DQO mayor a 80% y de DBO mayor a 85%, para diferentes poblaciones31Tabla 2.12 Criterios tentativos de diseo para reactores UASB respecto a TRH a diferentes temperaturas operacionales para aguas residuales diluidas (< 1000 mg DQO/l)32Tabla 2.13 Principales objetivos del separador GSL de un reactor UASB tratando ARD34Tabla 2.14 Resumen de guas tentativas para el diseo del dispositivo separador GSL35Tabla 2. 15 Guas para determinar el nmero de puntos de alimentacin en un reactor UASB36Tabla 2.16 Caractersticas de un inculo inadaptado para puesta en marcha de un reactor UASB41

Fig. 2.1 Composicin media de las ARD6Fig. 2.2 Dispositivo para medicin media de flujo en canales abiertos8Fig. 2.3 Secuencia de procesos en la digestin anaerobia de macromolculas complejas15Fig. 2.4 Representacin esquemtica de los procesos de descomposicin aerobios y anaerobios18Fig. 2.5 Sistemas anaerobios de alta tasa o modernos para el tratamiento de aguas residuales.22Fig. 2.6 Eficiencias de remocin y TRH para diferentes sistemas de tratamiento anaerobio23Fig. 2.7 Esquema de un reactor UASB con sus principales dispositivos.25Fig. 2.8 Comparacin entre sistemas clsicos de tratamiento de agua residual28Fig. 2.9 Ejemplos de separadores GSL para reactores UASB34Fig. 2.10 Esquema de los componentes del balance de masa de un reactor UASB.39Fig. 2.11 Balance de masa respecto a la DQO en un reactor UASB39