comitÉ asesor sustentante

UNIVERSIDAD DE COSTA RICAFACULTAD DE INGENIERÍA

ESCUELA DE INGENIERÍA QUÍMICA

DIMENSIONAMIENTO DE UN SISTEMA DE TRATAMIENTO DENITRÓGENO TOTAL Y FOSFATOS PARA EL EFLUENTE DE UNA

GRANJA PORCINA UBICADA EN GUÁPILES

PROYECTO DE GRADUACIÓN SOMETIDO A CONSIDERACIÓN DELA ESCUELA DE INGENIERÍA QUÍMICA COMO REQUISITO FINALPARA OPTAR POR EL GRADO DE LICENCIATURA EN INGENIERÍA

QUÍMICA

JOSÉ ANDRÉS BARBOZA JIMÉNEZ

CIUDAD UNIVERSITARIA RODRIGO FACIOSAN JOSÉ, COSTA RICA

2009

COMITÉ ASESOR

Proyecto de graduación presentado ante la Escuela de Ingeniería Química de la Universidad de. Costa Rica como requisito final para optar por el grado de Licenciatura en Ingeniería

Química

Sustentante

José Andrés Barboza Jiménez

Tribunal Examinador

_ an , r · -ásquez Calvo , residente del tribunal

M.Sc.B

. amara Miembro Jector

.-Jauoert Calvo

l

DEDICATORIA

A más papás, Danny y Barkley.

iii

AGRADECIMIENTOS

Primeramente, quiero agradecer a mis padres, por su apoyo incondicional durante todosestos años, y por enseñarme el valor de la autosuperación y el esfuerzo. A los ingenierosBernardo Mora, Adolfo Ulate y Álvaro Flores, por su guía durante la realización de esteproyecto; sin su invaluable aporte este no hubiera sido posible. A los ingenieros OscarJaubert y Alexander Vásquez, por su apoyo y ayuda en la elaboración de este trabajo.

v

RESUMEN

En el presente trabajo se dimensionó un sistema de eliminación de nutrientes para el aguaresidual de una granja porcina. Por su naturaleza, el agua residual proveniente de laproducción de cerdos contiene altas cantidades de nitrógeno total y fosfatos; sin embargo lamayor parte de los sistemas de tratamiento de aguas de las granjas del país no son capacesde eliminar satisfactoriamente estas sustancias, y sus vertidos en cuerpos receptores nocumplen con la legislación nacional al respecto.

Con el fin de elegir la tecnología más adecuada para aplicarse a una granja porcina sediseñó una herramienta de selección basándose en las eficacias en la eliminación denitrógeno y fósforo, los costos iniciales, de operación y de mantenimiento, la adaptabilidadal sistema de tratamiento actual, la disponibilidad de insumos en el país y la necesidad deoperarios, capacitación y espacio adicional.

El sistema de remoción de nutrientes que obtuvo la mayor puntuación al aplicar la matrizde selección es el cultivo de algas o plantas acuáticas, debido a que este presentaimportantes ventajas como un costo inicial nulo, un costo de operación y mantenimientomuy bajo, no requiere espacio adicional, entre otras. Sin embargo, a pesar de todas lasventajas que presenta la utilización de algas o plantas acuáticas, esta tiene niveles deremoción de fósforo muy bajos e incluso puede no ser capaz de realizar la eliminación delnitrógeno al nivel que se requiere en este caso particular; por lo que se decidió implementartambién el segundo tratamiento con mayor puntaje en la matriz de selección: la eliminaciónbiológica conjunta de fósforo y nitrógeno.

Mediante la combinación de un sistema biológico de eliminación de nutrientes, basado enel proceso A2/O, y el cultivo de microalgas es posible obtener un efluente último conconcentraciones de nitrógeno total y fosfatos por debajo del límite máximo estipulado en elReglamento de Vertido y Reuso de Aguas Residuales. La concentración de nitrógeno totaldel sistema modificado es inferior a 37 mg/l y la concentración de fosfatos es inferior a 20mg/l; mientras que los valores máximos permisibles son 50 mg/l y 25 mg/l,respectivamente.

vii

ÍNDICE

Página Tribunal examinador iDedicatoria iiiAgradecimientos vResumen vii

Capítulo 1: Introducción 11.1 Impacto del vertido de aguas con altas concentraciones de nutrientes en lagosy ríos

1

1.2 Formas del nitrógeno y el fósforo presentes en las aguas residuales 2

Capítulo 2: Generalidades sobre el tratamiento de aguas residuales 52.1 Características de las aguas residuales 5

2.1.1 Características físicas de las aguas residuales 52.1.2 Características químicas de las aguas residuales 72.1.3 Características biológicas de las aguas residuales 8

2.2 Procesos de tratamiento de las aguas residuales 82.2.1 Proceso de lodos activados 9

Capítulo 3: Procesos para la eliminación del nitrógeno y el fósforo de las aguasresiduales

11

3.1 Operaciones fisicoquímicas para la eliminación de nutrientes 113.1.1 Filtración y procesos de separación mediante membranas 113.1.2 Absorción sobre carbono 133.1.3 Arrastre con aire 143.1.4 Intercambio iónico 153.1.5 Cloración al punto de ruptura 153.1.6 Eliminación del fósforo por precipitación química 18

3.2 Procesos biológicos para la eliminación de nutrientes 183.2.1 Estanques de estabilización 193.2.2 Nitrificación-desnitrificación 203.2.3 Eliminación biológica del fósforo en un proceso independiente 213.2.4 Eliminación biológica conjunta de nitrógeno y fósforo 24

Capítulo 4: Descripción general de las aguas residuales típicas de una granja porcina

27

Capítulo 5: Legislación nacional referente al tratamiento y vertido de aguas residuales

29

5.1 Ley general de salud (Ley Nº 5395 del 30 de octubre de 1973) 295.2 Ley orgánica del ambiente (Ley Nº 7554 del 4 de octubre de 1995) 29

ix

5.3 Ley de conservación de la vida silvestre (Ley Nº 7317 del 30 de octubre de 1992)

29

5.4 Reglamento de vertido y reuso de aguas residuales (Decreto Nº 33601-MINAE-S del 19 de marzo del 2007)

30

5.5 Reglamento de aprobación y operación de sistemas de tratamiento de aguas residuales (Decreto Nº 31545-S-MINAE del 9 de octubre del 2003)

31

5.6 Reglamento de creación de canon ambiental por vertidos (Decreto Nº 34431-MINAE-S del 17 de abril del 2008)

32

Capítulo 6: Descripción del sistema de tratamiento de aguas residuales actual 336.1 Caracterización del efluente del sistema de tratamiento de aguas residuales

actual35

Capítulo 7: Diseño y aplicación de la herramienta de selección 377.1 Evaluación de las eficacias de eliminación de nitrógeno total y fósforo 407.2 Evaluación de la necesidad de espacio y de la adaptabilidad al sistema de

tratamiento actual41

7.3 Evaluación de la necesidad de operarios y de la necesidad de darles capacitación

43

7.4 Evaluación de los costos iniciales, de operación y de mantenimiento 447.5 Disponibilidad de los insumos en el país 467.6 Elección del sistema 48

Capítulo 8: Dimensionamiento de la ampliación del sistema de tratamiento de aguas residuales

49

8.1 Dimensionamiento del reactor anaerobio 518.2 Dimensionamiento del reactor anóxico 548.3 Dimensionamiento del reactor aerobio 578.4 Dimensionamiento del sedimentador 608.5 Modificación de la laguna de maduración 62

Capítulo 9: Manual de operación y mantenimiento del sistema de tratamiento de aguas ampliado

63

9.1 Descripción del proceso de generación 639.2 Procesos de tratamiento 639.3 Información básica de diseño 659.4 Personal 669.5 Equipos 669.6 Puesta en marcha 679.7 Operación y control operacional 689.8 Posibles problemas 699.9 Mantenimiento 699.10 Desechos 709.11 Reportes operacionales 71

x

Capítulo 10: Evaluación de costos del sistema de tratamiento propuesto 7310.1 Costo de adaptación del sistema de tratamiento actual 7310.2 Costo de operación y mantenimiento del sistema de tratamiento propuesto 76

Capítulo 11: Conclusiones y recomendaciones 79

Bibliografía 81Apéndice A: Datos iniciales 87Apéndice B: Datos intermedios 89Apéndice C: Muestra de cálculo 101Apéndice D: Nomenclatura 181Anexos 189

xi

1. INTRODUCCIÓN

El tratamiento de las aguas residuales ha cobrado verdadera importancia en las últimasdécadas debido a los efectos adversos que se observan cada vez más frecuentemente en loscuerpos naturales de agua, que perjudican la calidad de vida de los seres humanos y laconservación de la flora y la fauna. Uno de los problemas de mayor relevancia en cuanto ala calidad del agua es el vertido de aguas con altas concentraciones de nutrientes.

Los nutrientes son sustancias, tales como el nitrógeno, el fósforo, el carbono, el calcio, y elhierro, esenciales para el crecimiento de los seres vivos; sin embargo cuando lasconcentraciones de estos en los cuerpos de agua, como lagos o ríos, son lo suficientementealtas para permitir el crecimiento excesivo de algas o para generar otros problemasambientales se consideran como contaminantes. Los tres nutrientes que más necesitan lasplantas acuáticas para su proliferación son el carbono, el nitrógeno y el fósforo.Normalmente, el carbono se encuentra abundantemente en las aguas naturales, provenientede la alcalinidad del agua, el dióxido de carbono disuelto y la materia en descomposición,por lo que el limitante del crecimiento de las algas suele ser el nitrógeno o el fósforo, deacuerdo a su disponibilidad relativa. Por esa razón, el control de nutrientes en las aguasresiduales que se vierten en cuerpos de agua se enfoca principalmente en los compuestos denitrógeno y fósforo (Masters y Ela, 2008).

Por su naturaleza, el agua residual proveniente de la producción de cerdos contiene altascantidades de nitrógeno total y fosfatos, sin embargo la mayor parte de los sistemas detratamiento de aguas de las granjas del país no son capaces de eliminar satisfactoriamenteestas sustancias, y sus vertidos en cuerpos receptores no cumplen con la legislaciónnacional en este punto.

1.1 Impacto del vertido de aguas con altas concentraciones de nutrientes en lagos yríos

La eutrofización es el proceso natural de enriquecimiento de nutrientes que ocurre en loscuerpos de agua. Esta puede llevarse a cabo a lo largo de miles de años, sin embargo ladescarga de aguas negras y residuos agrícolas o industriales no tratados la aceleran, dando alugar a una eutrofización cultural. Los cuerpos de agua eutróficos se caracterizan por laproliferación de algas, que al morir se descomponen consumiendo parte del oxígenodisuelto en el agua; el descenso en la concentración de oxígeno conduce a la muerte depeces y otras formas de vida acuática. Otros efectos negativos de la eutrofización culturalson que perjudica a la pesca, la recreación y el turismo, además de que le da un sabor ycolor desagradables al agua (Liu, Lipták y Bouis, 1997).

La eutrofización cultural no es el único problema asociado al vertido de compuestos denitrógeno en cuerpos de agua, el amoniaco es tóxico para algunas formas de vida acuática ysu oxidación produce una demanda significativa de oxígeno, de acuerdo con las siguientesreacciones, donde los nitrosomas y nitrobacter son bacterias nitrificantes:

1

HOHNOONH asNitrosomon 42232 2224 (1.1)

322 22 NOONO rNitrobacte (1.2)

Debido a que los nitritos tienen una mayor afinidad por la hemoglobina que el oxígeno, lareemplazan en el torrente sanguíneo, causando en los niños un tipo de anemia llamadametemoglobinemia o síndrome del bebe azul. Otro problema que causan los compuestos denitrógeno en el agua es la formación de cloroaminas y tricloruro de nitrógeno por reaccióncon el cloro que se añade al agua como desinfectante, ocasionando que el agua tenga unolor desagradable (Ramalho, 1993; Liu et al, 1997).

1.2 Formas del nitrógeno y el fósforo presentes en las aguas residuales

El nitrógeno se encuentra en la naturaleza como nitrógeno orgánico, amoniaco y nitratos; ala suma de estos se le denomina nitrógeno total. En el agua residual recientementecontaminada con desechos animales, el nitrógeno está presente como nitrógeno orgánico,principalmente materia proteínica y urea, aunque en un poco tiempo se transforma enamoniaco y sales de amonio. En un medio aerobio, ciertas bacterias pueden oxidar elnitrógeno amoniacal a nitratos y nitritos, de acuerdo con las reacciones 1.1 y 1.2, por mediode lo que se conoce como nitrificación (Metcalf y Eddy, 1996).

Figura 1.1 Ciclo del nitrógeno (Adaptado de Metcalf y Eddy, 1996)

Generalidades sobre el tratamiento de aguas residuales__________________________ 2

3 Introducción

Al proceso por el cual el nitrógeno gaseoso se convierte en otras formas de este compuestose le llama fijación, y tal como se observa en la figura 1.1, este puede ser realizado poralgas o bacterias. Otro mecanismo para la fijación es mediante una descarga eléctrica,siendo las tormentas eléctricas una de las formas naturales de fijación del nitrógeno.Algunas bacterias, tales como Pseudomonas denitrificans y Denitrobacillus, puedenrealizar el proceso denominado desnitrificación, convirtiendo el nitrato en nitrógenogaseoso (Eric E. Conn y P.K. Stumpf, 1986).

Las formas que más frecuentemente presenta el fósforo en las aguas residuales son losortofosfatos (como el PO4

-3, HPO4-2, H2PO4

- y el H3PO4), los polifosfatos (formados por doso más ortofosfatos unidos) y los fosfatos orgánicos. Por medio de la hidrólisis de lospolifosfatos, estos se convierten en ortofosfatos; aunque este es un proceso muy lento. Elfósforo suele ser absorbido por las plantas, en forma de fosfato, de donde pasa a losanimales, los cuales lo incorporan a sus organismos en formas más complejas (Metcalf yEddy, 1996).

Figura 1.2 Ciclo del fósforo

2. GENERALIDADES SOBRE EL TRATAMIENTO DE AGUAS RESIDUALES

Tanto en el diseño como en la operación de las plantas de tratamiento de aguas residuales,es de fundamental importancia conocer la naturaleza del agua que debe ser tratada. Lacaracterización del agua residual es indispensable para escoger de manera adecuada el tipode tratamiento que se le va a dar.

2.1. Características de las aguas residuales

Las aguas residuales se caracterizan por su composición física, química y biológica. Laspropiedades físicas del agua incluyen el contenido total de sólidos, color, olor, temperatura,turbidez, y la presencia de grasas y aceites, y de agentes tensoactivos. En lo referente a lacalidad del agua, algunos de los parámetros químicos más importantes son la demandabioquímica de oxígeno, demanda química de oxígeno, contenido de materia inorgánica yconcentración de gases; mientras que algunos de los parámetros biológicos más importantesson el contenido de coliformes fecales y la presencia de virus y patógenos (Liu et al, 1997;Metcalf y Eddy, 1996).

2.1.1 Características físicas de las aguas residuales

El contenido total de sólidos, que es una de las características físicas más importantes de unagua residual, se define como el residuo sólido que se obtiene al evaporar una muestra delagua a una temperatura entre 103 y 105 ºC (la materia con alta presión de vapor que sepierde durante la evaporación no se considera sólida). A aquellos sólidos que se volatilizancuando una muestra se lleva a 500 ± 50 ºC en una mufla se les llama sólidos volátilestotales, y a aquellos que quedan como residuos se les llama sólidos fijos totales. A 500 ± 50ºC la materia orgánica se oxida y desaparece en forma de gas, mientras que la materiainorgánica permanece como cenizas (a excepción del carbonato de magnesio), por lo quelos compuestos volátiles son fundamentalmente orgánicos y los compuestos fijos sonfundamentalmente inorgánicos y minerales (Crites y Tchobanoglous, 1998).

Los sólidos totales pueden clasificarse también en filtrables (o en suspensión) y en nofiltrables (o disueltos) haciendo pasar una muestra por un filtro de fibra de vidrio o depolicarbonato y posteriormente evaporando. Los resultados obtenidos dependen tanto deltipo de filtro como del tamaño de los poros, por lo que siempre en conveniente especificarel equipo con el que se realizó el ensayo. A la vez los sólidos suspendidos se clasifican ensuspendidos volátiles y suspendidos fijos, y los sólidos disueltos se clasifican en disueltosvolátiles y disueltos fijos colocando la muestra en una mufla a 500 ± 50 ºC (Metcalf yEddy, 1996).

Otra definición importante en cuanto al contenido de sólidos en un agua residual es la desólidos sedimentables, que son aquella porción de los sólidos en suspensión que sedimentanpor acción de la gravedad en un tiempo específico. Para la determinación de los sólidos

5

sedimentables presentes en un agua residual se utiliza un recipiente en forma cónica(conocido como cono Imhoff), el cual está graduado en ml/l. Esta prueba se realizanormalmente en un período de 60 minutos (Crites y Tchobanoglous, 1998).

El color en el agua le da una apariencia desagradable y es causado por la presencia desólidos suspendidos y disueltos, siendo el color aparente el que se debe a la materiasuspendida mientras que el color real es el que se debe a la presencia de materia disuelta.Para poder determinar el color real se debe filtrar una muestra del agua. Al igual que en ladeterminación de los sólidos filtrables, los resultados obtenidos dependen del tipo de filtroque se utilice y del tamaño de los poros. Las principales fuentes del color en las aguas sonla descomposición de la materia orgánica y las descargas industriales. Por ejemplo ladescomposición de hojas y otras partes de las plantas le dan al agua un color amarillento,mientras que el vertido de aguas provenientes de industrias puede contener diversoscompuestos orgánicos que le dan al agua diversos colores.

Por medio del color se puede determinar la edad de un agua residual. Cuando las aguastienen 6 horas o menos su color es café o gris claro, pero al pasar el tiempo e irdesarrollándose condiciones más cercanas a las anaerobias su color pasa a ser gris oscuro yfinalmente negro. El color negro en las aguas residuales es un indicador de que se trata deun agua séptica, la cual ha pasado por un proceso de descomposición anaerobia, y laformación de sulfuros, particularmente sulfuro de hierro (II), producto de la reacción deldisulfuro de hidrógeno con los metales presentes en el agua residual (Crites yTchobanoglous, 1998; Metcalf y Eddy, 1996).

El olor de muchas aguas residuales recientes es un poco molesto, pero no tan desagradablecomo el de las aguas sépticas, en las cuales la materia orgánica se ha degradadobiológicamente bajo condiciones anaerobias, generando compuestos malolientes,principalmente disulfuro de hidrógeno, el cual tiene un olor a huevos podridos. Otros gasesque se producen a partir de la descomposición de compuestos orgánicos y que puedeninducir a olores aún más desagradables que los del disulfuro de hidrógeno son el indol, elescatol y los mercaptanos (Crites y Tchobanoglous, 1998).

Los olores desagradables de las aguas residuales, cuando son moderados, tienen un mayorimpacto en las personas por la tensión psicológica que producen que por el daño quepuedan infligir al organismo. Entre los efectos adversos de los olores molestos están lareducción del apetito, desequilibrios respiratorios, nauseas, vómitos y perturbacionesmentales. Muchos proyectos relacionados con el tratamiento de aguas son rechazados por eltemor de la población vecina al desarrollo potencial de olores, siendo la problemática de losolores la principal causa de rechazo a la implementación de estas instalaciones (Metcalf yEddy, 1996).

La temperatura del agua es un parámetro importante, debido a su efecto sobre la vidaacuática, la velocidad de las reacciones químicas y, en general, sobre los usos que se lepueden dar al agua. Por ejemplo, conforme aumenta la temperatura del agua la solubilidaddel oxígeno en esta disminuye, a la vez que se aceleran las reacciones que consumen


7 Generalidades sobre el tratamiento de aguas residuales

oxígeno, causando un grave descenso en la concentración del mismo en el agua, y enconsecuencia la muerte de peces y otras formas de vida acuática. La temperatura de lasaguas residuales es también de gran interés cuando se emplean tratamientos biológicosporque estos procesos tienden a ser dependientes de la temperatura.

La turbidez es una medida de las propiedades de transmisión de la luz que tiene el agua, yse utiliza con frecuencia para tener una idea de la cantidad de materia coloidal que seencuentra presente en un agua residual. La materia coloidal contenida en un agua residualtiende a dispersar la luz, principalmente las partículas con diámetros entre 0,1 y 1,0 µm. Elporcentaje de la luz que sí es transmitida puede compararse con el porcentaje de luztransmitida en una muestra de agua limpia, para luego relacionar esa razón con la cantidadde materia coloidal presente en el agua residual (Crites y Tchobanoglous, 1998).

Las grasas y aceites presentes en las aguas residuales provienen principalmente de carnes,cereales, semillas y ciertas frutas. El vertido de aguas con grasas y aceites en cuerposreceptores crea películas y acumulaciones de materia flotante, afectando negativamente a lavida acuática, especialmente cerca de la superficie.

Los agentes tensoactivos, conocidos también como sustancias activas al azul de metileno(SAAM), son moléculas grandes, con una parte positiva y otra negativa, que sonresponsables de la aparición de espumas en las plantas de tratamiento y en la superficie delos cuerpos receptores. La determinación de la presencia de elementos tensoactivos serealiza analizando el cambio de color de una muestra normalizada de azul de metileno(Metcalf y Eddy, 1996).

2.1.2 Características químicas de las aguas residuales

La demanda bioquímica de oxígeno (DBO) es un ensayo para determinar el contenido demateria orgánica presente en el agua, y se realiza midiendo la cantidad de oxígenonecesaria para estabilizar la materia orgánica por medio de microorganismos. Dicho de otraforma, la DBO es el oxígeno equivalente a la materia orgánica biodegradable presente en elagua. A pesar de que teóricamente la oxidación bioquímica es un proceso infinito, o cuandomenos muy lento, en un periodo de 5 días se llegan a oxidar entre el 60 y el 70 por cientode la materia carbonosa, por lo que la prueba de DBO se realiza comúnmente en periodo de5 días y 20ºC, denominándosele DBO5,20 (Metcalf y Eddy, 1996).

Otro ensayo usado con frecuencia para medir el contenido de materia orgánica de un aguaes la demanda química de oxígeno (DQO), que corresponde a la cantidad de oxígenonecesario para degradar la materia orgánica químicamente. En la determinación de la DQOse emplea un agente oxidante fuerte (normalmente dicromato de potasio) para degradar lamateria orgánica a altas temperaturas y con la ayuda de un catalizador (el sulfato de plata esel que se usa con mayor frecuencia), habiendo eliminado antes algunos compuestosorgánicos que pueden interferir con la prueba. Debido a que un mayor número de

compuestos se oxidan por vía química que por vía biológica, la DQO de un agua residual essiempre mayor que su DBO (Metcalf y Eddy, 1996) (Liu et al, 1997).

Entre la materia inorgánica que puede estar presente en las aguas residuales están losnutrientes, hidróxidos, carbonatos, bicarbonatos, cloruros, sulfatos, cationes tóxicos (talescomo el cobre, plomo, plata, cromo, arsénico y boro) y aniones tóxicos (tales como loscianuros y cromatos). Las concentraciones de estas sustancias varían de acuerdo al contactoque haya tenido el agua con formaciones geológicas o con el uso que se le haya dado alagua. Otro factor que puede influir en la concentración de las sustancias inorgánicas en elagua es el proceso natural de evaporación (Metcalf y Eddy, 1996).

Algunas de las sustancias más comúnmente presentes en las aguas residuales se encuentrancomo gases disueltos. Tal es el caso del disulfuro de hidrógeno, el amoniaco y el metano,los cuales provienen de la descomposición de la materia orgánica disuelta. Adicionalmente,el oxígeno, nitrógeno y dióxido de carbono se encuentran en las aguas en contacto con elaire. Además de la importancia que tiene el oxígeno para sustentar la vida acuática, unaadecuada concentración de este gas inhibe la formación de disulfuro de hidrógeno, el cuales responsable de malos olores.

2.1.3 Características biológicas de las aguas residuales

Los organismos patógenos presentes en las aguas residuales se pueden clasificar enbacterias, virus, protozoos y helmintos. Debido a que muchos tipos de organismospatógenos están relacionados con la presencia de organismos coliformes, estos últimos sonutilizados con frecuencia como indicadores de contaminación biológica. Una personadescarga entre 100 y 400 billones de coliformes fecales diariamente. La relación entre ladescarga de coliformes fecales (CF) y streptococci fecales (SF) de las heces humanas esconsiderablemente distinta a las de los animales, por lo que la razón CF/SF se utiliza paradeterminar si la contaminación biológica de un agua en particular es de origen humano oanimal. La razón CF/FS de animales domésticos es usualmente menor a 1, mientras que lade los seres humanos suele ser mayor a 4 (Liu et al, 1997).

2.2 Procesos de tratamiento de las aguas residuales

Un sistema de tratamiento de aguas residuales consiste en un conjunto de operacionesunitarias cuyo objetivo es el mejoramiento de la calidad de un agua a la cual se le ha dadoun uso. Estas operaciones unitarias pueden ser físicas, químicas o biológicas.

Se conoce como tratamiento primario a la utilización de operaciones físicas, tales como lasedimentación y la filtración, mientras que el tratamiento secundario se refiere al empleo deprocesos químicos y biológicos, tales como la coagulación y el uso de lagunas de lodosactivados. Cuando es necesario remover componentes de un agua residual cuya eliminaciónen el tratamiento primario y secundario no es satisfactoria, se utilizan combinaciones


9 Generalidades sobre el tratamiento de aguas residuales

adicionales de procesos y operaciones unitarias conocidas como tratamiento terciario(Metcalf y Eddy, 1996).

2.2.1 Proceso de lodos activados

El proceso de lodos activados es uno de los sistemas más empleados en el tratamiento deaguas residuales. Consiste en la utilización de una masa activada de microorganismos queelimina por vía aerobia la materia orgánica contenida en el agua. Al igual que ocurre en lanaturaleza, las bacterias son los microorganismos responsables de la descomposición de lamateria orgánica, de la que obtienen energía para la síntesis celular. Las bacterias presentesen los reactores de lodos activados incluyen los géneros Pseudomonas, Zoogloea,Achromobacter, Flavobacterium, Norcadia, Bdellovibrio, Mycobacterium, y las dosbacterias nitrificantes más comunes, los Nitrosomas y las Nitrobacter; además, puedenintervenir formas filamentosas, tales como la Sphaerotilus, Begiatoa, Thiothrix,Lecicothrix, y Geotrichum. Aparte de las bacterias, otros tipos de microorganismoscumplen una función importante en este proceso, tales como los protozoos, que consumenlas bacterias dispersas que no han floculado y los rotíferos que consumen cualquierpartícula biológica pequeña que no haya sedimentado (Metcalf y Eddy, 1996).

Las dos tipos de reacciones principales que ocurren en el reactor son las de síntesis y las derespiración endógena, las cuales se muestran esquemáticamente a continuación:

productos

otros

nuevas

célulasNHCOnutrientes

orgánica

Materia Bacterias 32 (2.1)

energíaNHOHCOONOHC Bacterias 3222275 255 (2.2)

Para lograr condiciones aerobias en el reactor se usan difusores o aireadores mecánicos, quetambién sirven para mantener el líquido en estado de mezcla completa. Una parte de lascélulas sedimentadas se recircula para mantener en el reactor la concentración de célulasdeseada, mientras que la parte correspondiente al crecimiento del tejido celular se purga delsistema.

Aunque el proceso de lodos activos se utiliza primordialmente para la reducción de laDBO, también puede utilizarse tanto para la eliminación del fósforo como del nitrógeno, yaque las células biológicas contienen aproximadamente un 2% de fósforo y un 12% denitrógeno en peso (Ramalho, 1993).

3. PROCESOS PARA LA ELIMINACIÓN DEL NITRÓGENO Y EL FÓSFORO DELAS AGUAS RESIDUALES

La eliminación de nutrientes se realiza por medio de tratamientos físicos, químicos obiológicos, o mediante una combinación de varios de ellos. Estos tratamientos varíanconsiderablemente en cuanto a eficacia, inversión inicial, costo de operación, entre otrosfactores. Es necesario tener un conocimiento amplio de la naturaleza del agua que se quieretratar, así como de las condiciones específicas de operación del ente generador y losrecursos disponibles, antes de seleccionar un sistema de remoción de nutrientes para uncaso particular.

3.1 Operaciones fisicoquímicas para la eliminación de nutrientes

Las operaciones de tratamiento de aguas residuales en las que las características ypropiedades del agua cambian en virtud de la aplicación de fuerzas físicas o de la acción dereacciones químicas se conocen como operaciones fisicoquímicas. Algunas de estasoperaciones se utilizan con frecuencia en la remoción de nutrientes de las aguas residuales,tales como filtración, ósmosis inversa, electrodiálisis, adsorción sobre carbono, arrastre conaire, intercambio iónico, cloración al punto de ruptura y precipitación química.

3.1.1 Filtración y procesos de separación mediante membranas

La filtración consiste en el paso de un fluido a través de un medio poroso con el fin deseparar las partículas sólidas suspendidas en él. Las eficiencias de remoción de nutrientesmediante filtración simple suelen estar muy por debajo del 50%. Además, esta operaciónunitaria solo es capaz de remover nitrógeno orgánico suspendido y no en forma amoniacalo como nitratos. En muchos casos la filtración se emplea como pretratamiento o encombinación con otros procesos (Metcalf y Eddy, 1996; McCabe, Smith y Harriot, 2002).

Los procesos de separación mediante membranas se utilizan para eliminar algunos de loscontaminantes de un fluido por medio del uso de membranas semipermeables que permitenel paso, ya sea del disolvente o de uno o varios solutos selectivamente. Existen muchos deestos procesos en el campo del tratamiento de las aguas residuales, tales comoultrafiltración, nanofiltración, ósmosis inversa y electrodiálisis; sin embargo los que se hanutilizado con mayor frecuencia en la eliminación de compuestos de nitrógeno y fósforo sonla ósmosis inversa y la electrodiálisis (McCabe et al, 2002).

La ósmosis se define como la difusión de un disolvente a través de una membranasemipermeable desde una solución diluida hacia otra más concentrada. Una membranasemipermeable es aquella que permite el paso de algunas sustancias e impide el paso deotras. En el caso de la ósmosis, la membrana debe ser permeable al disolvente y casiimpermeable a los solutos. La difusión del disolvente ocurre desde la solución menosconcentrada hacia la más concentrada, donde la actividad del solvente es menor. Cuando

11

las actividades a ambos lados de la membrana se igualan se detiene la transferencia neta deldisolvente, estableciéndose un equilibrio dinámico. La presión necesaria para alcanzar elequilibrio se denomina presión osmótica π. Al aplicar una presión más alta que π, elproceso se invierte: el disolvente de difunde desde la solución más concentrada hacia lamás diluida; a este proceso se le conoce como ósmosis inversa (McCabe et al, 2002;Ramalho, 1993).

En el tratamiento de aguas mediante ósmosis inversa se utiliza un sistema de dos tubos dedistinto diámetro, uno dentro del otro. El tubo interno, por donde fluye el agua contaminadaa una presión superior a π, está fabricado de un material semipermeable y resistente a altaspresiones. El tubo externo, por donde fluye el agua purificada, es un tubo de materialordinario y se encuentra a presión atmosférica.

Figura 3.1 Sistema tubular para el tratamiento de aguas residuales mediante ósmosisinversa (Adaptado de Ramalho, 1993)

El uso más extendido de la ósmosis inversa es la desalación del agua de mar, pero se puedeutilizar también para remover diversos contaminantes del agua, entre los que se encuentranlos compuestos de nitrógeno y de fósforo (Ramalho, 1993). Las membranas utilizadas enla ósmosis inversa son prácticamente impermeables a los nutrientes, por lo que medianteeste proceso es posible eliminar los fosfatos en más de un 90% y el nitrógeno total en másde un 80%, siempre que la economía lo permita (Metcalf y Eddy, 1996).

Después de la ósmosis inversa, el proceso de separación de membrana más utilizado en laremoción de nutrientes es la electrodiálisis, el cual es un proceso que utiliza una diferenciade potencial eléctrico para separar las especies iónicas y otros componentes no cargados deuna solución acuosa mediante el uso de membranas cargadas eléctricamente. Loselectrolitos migran a través de las membranas desde una solución poco concentrada hastauna solución más concentrada. Existen dos tipos de membranas utilizadas en las celdas deelectrodiálisis: las catiónicas y las aniónicas. Las membranas catiónicas tienen carganegativa y permiten el paso de cationes (por ejemplo amonio), mientras que las aniónicastienen carga positiva y permiten el paso de aniones (por ejemplo nitrato).


13 Procesos para la eliminación del nitrógeno y el fósforo de las aguas residuales

En un equipo de electrodiálisis convencional, se dispone de un arreglo alternado demembranas catiónicas y aniónicas que separan distintos compartimentos. El cátodo y elánodo se colocan en los extremos de la celda de manera que la membrana más cercana alcátodo sea permeable a los cationes y la más cercana al ánodo sea permeable a los anionesEn la figura 3.2 se muestra esquemáticamente un arreglo típico de una celda deelectrodiálisis. El agua purificada se extrae de los compartimentos de dilución. (AmericanWater Works Association Research Foundation, 1998; Ramalho, 1993).

Figura 3.2 Equipo de tratamiento de aguas mediante electrodiálisis (Adaptado de Ramalho,1993)

Mediante este proceso es posible realizar una eliminación de nitrógeno orgánicosuspendido cercana al 100%, pero difícilmente se logra reducir el nitrógeno amoniacal ynitratos en un 50%. La electrodiálisis es aún menos efectiva en la eliminación de fosfatos ypresenta la desventaja de ser costosa (Metcalf y Eddy, 1996).

3.1.2 Adsorción sobre carbono

La adsorción consiste en poner en contacto una solución con un sólido con el fin de que elsoluto se concentre en la superficie de dicho sólido. El soluto a adsorber se conoce como

adsorbato y el sólido que adsorbe se conoce como adsorbente. Cuando la adsorción se llevaa cabo por la acción de fuerzas de Van der Waals se le llama adsorción física. La capacidadde adsorción física depende del área superficial del adsorbente, ya que al incrementarse lasuperficie disponible para la adsorción aumenta la magnitud de las fuerzas de atracciónentre el adsorbente y el adsorbato. Otro factor importante que influye en la capacidad deadsorción es la porosidad del adsorbente, ya que cuanto mayor es la porosidad mayor es lacantidad de espacios disponibles para la adsorción (Ramalho, 1993).

El adsorbente empleado tradicionalmente en el tratamiento de aguas residuales ha sido elcarbón activado, principalmente para la eliminación de olores y sabores del agua, aunquetambién se puede utilizar para remover nutrientes. El carbón activado se prepara a partir dematerias primas carbonosas tales como maderas, lignito, carbón y cáscaras de nuez, pormedio de procesos térmicos que incluyen la deshidratación y carbonización, seguidos de laaplicación de vapor.

El carbón activado posee una estructura muy porosa, que incluso puede llegar a 1000 m2/g.Otra ventaja importante que presenta este adsorbente es que se puede reactivar hasta 30veces sin perder significativamente su poder de adsorción. La reactivación se lleva a cabomediante el calentamiento del carbón agotado hasta una temperatura superior a los 900 °Cen una atmósfera aire-vapor, para de esta forma quemar los compuestos orgánicosadsorbidos (Ramalho, 1993).

La adsorción sobre carbón activado para la eliminación de nutrientes se empleaprincipalmente cuando las concentraciones de estos son bajas, pues se necesitan grandescantidades de adsorbente para obtener porcentajes de eliminación moderados. La reducciónde nitrógeno total típica de este proceso se encuentra por debajo del 20% y la reducción defosfatos suele ser aún inferior (Metcalf y Eddy, 1996).

3.1.3 Arrastre con aire

Este proceso de eliminación de nitrógeno consiste en elevar el pH del agua residual a unvalor superior a 10 por medio de la adición de cal con el fin de que la mayor parte delnitrógeno se encuentre en forma amoniacal, para posteriormente eliminar el amoniacopresente mediante el contacto con aire en una torre de absorción. Si la eliminación deamoniaco es seguida por tratamiento biológico es necesario disminuir el pH a un valorcercano a 7, lo cual se puede lograr burbujeando gases de combustión a través del líquido(Crites y Tchobanoglous, 1998).

Utilizando este tratamiento es posible obtener rendimientos en la eliminación de nitrógenode aproximadamente 90% a relaciones aire/líquido de 2,5m3/l y con velocidades de paso delíquido en la columna de aproximadamente 120 l/min m3. Además de la eliminación denitrógeno, este proceso permite la eliminación de fósforo, la reducción de la DBO y laseparación de sólidos en suspensión (Crites y Tchobanoglous, 1998; Metcalf y Eddy,1996).



3.1.4 Intercambio iónico

El intercambio iónico es un proceso en el cual los iones presentes en una disolución seintercambian por iones de una resina determinada. El uso más común de este tratamientoconsiste en el ablandamiento del agua para calderas, sin embargo este proceso también sepuede utilizar para eliminar otros contaminantes del agua, como el nitrógeno total. Pormedio del intercambio iónico se pueden obtener efluentes de una calidad apropiada tantopara la descarga en cuerpos receptores como para el reuso del agua (Liu et al, 1997).

Hay dos tipos de intercambiadores iónicos: los catiónicos y los aniónicos. Las resinascatiónicas intercambian los cationes de una solución por cationes sodio o hidrógeno, deacuerdo a la resina utilizada. De manera análoga, las resinas aniónicas intercambian losaniones de una solución por aniones hidroxilo. En el caso particular de la eliminación denitratos se utilizan resinas de intercambio aniónico. A pesar de que la eliminación denitrógeno orgánico y amoniacal mediante este proceso es nula, se puede reducir laconcentración de nitratos hasta en un 90% (Metcalf y Eddy, 1996).

3.1.5 Cloración al punto de ruptura

La cloración al punto de ruptura consiste en la oxidación del nitrógeno amoniacal presenteen un agua residual a nitrógeno gaseoso y otros compuestos estables por medio de laadición de cloro, ya sea en forma gaseosa o en solución. Una vez añadido, el clororeacciona con el agua para producir ácido hipocloroso, de acuerdo con la siguientereacción:

ClHHOClOHCl 22 (3.1)

El ácido hipocloroso es un ácido débil por lo que se disocia parcialmente, de acuerdo con lasiguiente reacción:

OClHHOCl (3.2)

En la figura 3.3 se muestra esquemáticamente el comportamiento del cloro al ser añadido aun agua residual. Las pendientes de cada sección dependen de la naturaleza del agua que seesté tratando.

Figura 3.3 Comportamiento del cloro al ser añadido a un agua residual (Metcalf y Eddy,1996)

Cuando se adiciona cloro al agua, este reacciona primero con los agentes reductores fuertes,tales como Fe2+ y Mn2+. Esto corresponde a la zona I de la figura 3.3, donde todo el cloroque añadido es consumido por los compuestos reductores. Si se continúa adicionando clorodespués de que se ha satisfecho la demanda inicial de cloro, se forman compuestos organo-clorados, lo que se denomina como cloro residual. Esto corresponde a la zona II de la figura3.3. Es en esta zona en la que el amoniaco presente en el agua residual reacciona con elácido hipocloroso para formar cloroaminas y tricloruro de nitrógeno, de acuerdo con lasreacciones:

OHClNHHOClNH 223 (3.3)

22 NHClHOClClNH (3.4)

OHNClHOClNHCl 232 (3.5)

Las cloroaminas y el tricloruro de nitrógeno son responsables de malos olores y sabores enel agua, por lo que es conveniente continuar agregando cloro después de su formación. Enla zona III de la figura 3.3, los compuestos organo-clorados se oxidan por la adicióncontinua de cloro, lo que conduce a la reducción del cloro residual hasta el punto deruptura. Después del punto de ruptura no se producirá más oxidación y todo el cloroañadido será cloro residual, ya sea como compuestos organo-clorados no destruidos o comocloro libre. Esto corresponde a la zona IV de la figura 3.3.



La reacción global de la cloración al punto de ruptura se puede expresar de la siguienteforma:

HClOHNHOClNH 3332 223 (3.6)

(Metcalf y Eddy, 1996). De acuerdo con la ecuación anterior el nitrógeno es eliminado a laatmosfera como nitrógeno gaseoso.

Algunas de las ventajas de esto proceso son:

Se puede llegar a oxidar todo el amoníaco si se cuenta con un control adecuado. Se consigue simultáneamente la desinfección del efluente. No requiere mucho espacio. No se ve afectado por la presencia de sustancias tóxicas ni por cambios en la

temperatura. Tiene un costo de inversión bajo. Se adapta con facilidad a instalaciones existentes.

A pesar de poseer las ventajas que se enumeran arriba, la cloración al punto de ruptura tienedesventajas importantes, entre las que se encuentran:

Puede producir un elevado contenido de cloro residual, el cual es tóxico para la vidaacuática.

La generación del trialometano puede causar impactos en la calidad final del agua. Se ve afectado por las variaciones de pH. Además se requiere un minucioso control

del pH para evitar la formación tricloruro de nitrógeno gaseoso. Aumenta la concentración de sólidos suspendidos totales. Puede no ser capaz de cumplir las limitaciones relativas al contenido de nitrógeno

total. Elevado costo de explotación como consecuencia de las necesidades de productos

químicos. El agua residual contiene sustancias que ejercen demanda de cloro, lo que aumenta

el costo del tratamiento.

El pH óptimo para la cloración al punto de ruptura está entre 6 y 7; si se realiza fuera deeste ámbito, la dosis necesaria para alcanzar el punto de ruptura crece significativamente yla velocidad de reacción disminuye. Para evitar los posibles problemas de toxicidad quepuedan surgir si se vierten compuestos clorados suele ser necesario declorar el efluente(Metcalf y Eddy, 1996).

3.1.6 Eliminación del fósforo por precipitación química

Los fosfatos presentes en un agua residual pueden ser removidos por medio de la adición dedeterminados productos químicos, los cuales reaccionan con ellos para dar lugar a salespoco solubles. Los principales productos químicos que se han utilizado para eliminar elfósforo son el sulfato de aluminio, el cloruro de hierro (III), el cloruro de hierro (II), elsulfato de hierro (II) y la cal (Metcalf y Eddy, 1996).

Además de la eliminación de la materia suspendida por medio de la formación de unfloculo gelatinoso, la adición de sales de metales de múltiples valencias formanprecipitados de fosfatos poco solubles.

Por ejemplo, la precipitación de fosfatos con aluminio se puede expresar de la siguientemanera:

nHAlPOPOHAl nn 4

34

3 (3.7)

Las reacciones de otros iones de metales de múltiples valencias con los fosfatos presentesen un agua residual son análogas a la del aluminio.

Las sales de aluminio se emplean con mayor frecuencia que las sales de hierro, debido aque son más baratas; sin embargo las segundas tienen la ventaja de que son efectivas en unámbito más amplio de pH y que forman un floc más pesado que las primeras. El ámbito depH óptimo para la remoción de fosfatos cuando se utiliza sales de aluminio es entre 5,5 y6,5, mientras que el ámbito de pH óptimo al utilizar sales de hierro es entre 4,5 y 8. Por lotanto, las sales de hierro se usan cuando el sulfato de aluminio no produce una coagulaciónadecuada o cuando los sedimentadores están demasiado recargados y resulta económicoaumentar el peso del floc para incrementar su eficiencia (Reynolds y Richards, 1996;Arboleda Valencia, 2000).

3.2 Procesos biológicos para la eliminación de nutrientes

En los procesos biológicos la purificación del agua es llevada a cabo por organismos vivos,tales como las bacterias y las algas. Estos tratamientos se basan en el control del medioambiente por medio de estos organismos, de tal manera que las condiciones de crecimientosean óptimas (Metcalf, 1996). Existen diversos procesos biológicos que se han utilizado pordécadas para la remoción del fósforo, del nitrógeno y de ambos simultáneamente. Estossistemas presentan la ventaja de que no requieren la adición de productos químicos a lasaguas residuales.

3.2.1 Estanques de estabilización



Los estanques de estabilización son depósitos excavados en el terreno que se emplean parael tratamiento de las aguas residuales por medio de procesos biológicos, los cuales incluyenla utilización de algas y bacterias. Estos sistemas se pueden clasificar en relación con lapresencia de oxígeno en: aerobios, en los cuales las bacterias necesitan oxígeno;facultativos, en los cuales las bacterias pueden realizar la síntesis celular tanto en presenciacomo en ausencia de oxígeno; y anaerobios, en los que las bacterias no necesitan de lapresencia de oxígeno (Metcalf y Eddy, 1996). Aunque los sistemas de lagunaje se utilizanprincipalmente para la reducción de la DBO, pueden emplearse también en la remoción denutrientes.

Los estanques de estabilización aerobia poseen disponibilidad de oxígeno en toda suprofundidad y suelen contener tanto bacterias como algas en suspensión. El dióxido decarbono y otros compuestos inorgánicos liberados por la degradación de la materia orgánicapor parte de las bacterias son utilizados por las algas para su crecimiento, las cuales a suvez generan parte del oxígeno que las bacterias necesitan mediante fotosíntesis. En este tipode lagunas pueden utilizarse aireadores con el fin mantener las condiciones aerobias yasegurar que el oxígeno disponible sea el adecuado para que las bacterias realicen ladegradación.

Las lagunas de estabilización aerobias se pueden utilizar como estanques terciarios o demaduración. Estas son lagunas aerobias que se diseñan para mejorar la calidad de losefluentes secundarios y en algunos casos para llevar a cabo la nitrificación. Esrecomendable que los tiempos de detención sean de 18 a 20 días como mínimo para que sepueda llevar a cabo de manera adecuada la degradación de los sólidos residuales.

En los estanques facultativos la estabilización se lleva a cabo por medio de unacombinación de bacterias facultativas, anaerobias y aerobias. Estas lagunas tienen una zonaaerobia cercana a la superficie, en la cual pueden encontrarse bacterias y algas en larelación simbiótica descrita anteriormente. En el fondo del estanque, la degradación de lamateria es realizada por las bacterias anaerobias. Entre estas dos zonas existe una regiónfacultativa en la que las bacterias facultativas son las responsables de la estabilización. Losestanques facultativos se colocan usualmente a la salida de los tratamientos primarios.

Los estanques de estabilización anaerobia son estanques profundos, donde las condicionesanaerobias se presentan en toda su profundidad excepto en un pequeña franja cercana a lasuperficie. La estabilización se consigue por medio de una combinación de precipitación ydegradación anaerobia de los residuos orgánicos. Normalmente, este tipo de lagunas seutiliza para tratar aguas con un alto contenido orgánico y una alta concentración de sólidos.

3.2.2 Nitrificación-desnitrificación

La nitrificación-desnitrificación es una modificación del proceso convencional de lodosactivados y se realiza en dos fases. En la primera etapa el amoniaco se oxida primero anitrito y luego a nitrato en un medio aerobio con un tiempo de retención superior al deproceso convencional de lodos activados. En la segunda etapa los nitritos y nitratosresultantes de la fase de nitrificación se reducen a nitrógeno gaseoso y óxido de nitrógenoen un medio anóxico, esto es en ausencia de oxígeno molecular pero con disponibilidad deoxígeno químicamente ligado a los nitratos. Los gases generados durante la desnitrificaciónson liberados a la atmósfera. Tanto la nitrificación como la desnitrificación son llevadas acabo por acción bacteriana (Ramalho, 1993; Crites y Tchobanoglous, 1998).

La conversión del amoniaco a nitrito es realizada por nitrosomonas y la conversión denitrito a nitrato por nitrobacter, de acuerdo con las reacciones 1.1 y 1.2. Es a partir de estasreacciones que las bacterias nitrificantes obtienen energía para el crecimiento y elmantenimiento celular. La reacción energética global se muestra a continuación:

OHHNOONH 2324 22 (3.8)

Adicionalmente una parte del ión amonio se asimila al tejido celular, de acuerdo con lasiguiente reacción:

22752432 54 ONOHCOHNHHCOCO (3.9)

En la reacción anterior el término NOHC 275 representa las células bacterianassintetizadas. La reacción global de oxidación y síntesis se muestra a continuación:

3223

275324

88,1041,198,0

021,098,183,1

COHOHNO

NOHCHCOONH

(3.10)

Las bacterias desnitrificantes son microorganismos heterótrofos (lo que significa querequieren una fuente de carbono orgánico para la síntesis de nuevas células) por lo quecuando se da una disminución considerable de la DBO en la fase de nitrificación, elcarbono orgánico restante podría ser insuficiente para la desnitrificación; cuando estoocurre se suele agregar una fuente externa de carbono. El metanol es el compuesto máscomúnmente utilizado como fuente de carbono debido a su elevado contenido de carbono ysu relativo bajo costo. A continuación se muestran las reacciones esquemáticas de ladesnitrificación.

ONNNO cantesDesnitrifi222 (3.11)

ONNNO cantesDesnitrifi223 (3.12)



La nitrificación puede llevarse a cabo en una sola etapa (proceso combinado de oxidacióndel carbono y de nitrificación) o en dos etapas (proceso en etapas separadas de oxidacióndel carbono y de nitrificación). Una de las ventajas de realizar la oxidación de carbono y lanitrificación en etapas separadas es que se pueden optimizar la eliminación de compuestosde carbono y nitrógeno individualmente, sin embargo esto conlleva un mayor costo, por loque no siempre es factible económicamente. Por otro lado, si el agua contiene sustanciastóxicas para las bacterias nitrificantes, como metales pesados, cianuros, compuestoshalogenados, fenoles, mercaptanos, guanidinas y tiourea, realizar la oxidación del carbonoy la nitrificación en una sola etapa resulta inconveniente (Crites y Tchobanoglous, 1998).

Un ejemplo de un sistema en el que la oxidación de carbono se realiza de manera conjuntacon la nitrificación-desnitrificación es el proceso patentado Bardenpho. Este consta decuatro etapas: una zona de desnitrificación anóxica, una zona aerobia para la oxidación delcarbono y la nitrificación, una segunda zona anóxica y una segunda zona aerobia. Elefluente de la primera etapa aerobia, el cual es rico es nitrato, se recircula a la primera zonaanóxica para la desnitrificación. Al igual que en el proceso convencional de lodosactivados, una parte del fango del sedimentador secundario se recircula a la entrada alproceso y otra parte se purga.

Figura 3.4 Proceso Bardenpho para la oxidación de materia orgánica y nitrificacióndesnitrificación (Adaptado de Metcalf y Eddy, 1996)

3.2.3 Eliminación biológica del fósforo en un proceso independiente

La eliminación biológica del fósforo se realiza mediante la exposición alternada del aguaresidual a condiciones aerobias y anaerobias. Esto se puede llevar a cabo en la corrienteprincipal, tal como sucede en el proceso A/O, o en la corriente de recirculación de fango ocorriente auxiliar, como en el caso del proceso PhoStrip.

El proceso A/O permite realizar de manera conjunta la oxidación de carbono y laeliminación de fósforo de un agua residual. Este proceso patentado consiste en un sistemade cultivo en suspensión de fango único que alterna una etapa aerobia y una anaerobia. Enla etapa anaerobia el fósforo es liberado en forma de fosfatos solubles, los cuales sonasimilados por las células en la etapa aerobia. En la zona anaerobia también se da unareducción de la DBO.

Figura 3.5 Proceso A/O para la eliminación de fósforo en la corriente principal (Metcalf yEddy, 1996)

El proceso A/O se puede adaptar fácilmente para realizar de manera simultánea laeliminación del fósforo y la nitrificación, mediante el ajuste del tiempo de retención de laetapa aerobia (Lipták et al, 1997). Algunas de las ventajas del proceso A/O son:

La operación es relativamente sencilla en comparación con otros procesos. El tiempo de detención hidráulica es relativamente corto. El fango purgado tiene un contenido en fósforo relativamente elevado (3-5%) y

tiene cierto valor como fertilizante.

Algunas de las desventajas del proceso A/O son:

El proceso es incapaz de conseguir simultáneamente elevados niveles deeliminación de nitrógeno y de fósforo.

Es necesario disponer de una relación DBO/P elevada. El control del proceso es poco flexible. El funcionamiento en condiciones de clima frío es incierto. Es necesario emplear dispositivos que proporcionen elevadas tasas de transferencia

de oxígeno cuando el tiempo de retención celular en la fase aerobia es corto.

La eliminación biológica del fósforo se puede realizar en una corriente auxiliar mediante elproceso patentado PhoStrip, donde al igual que en el proceso A/O, se alternan etapasanaerobias y aerobias. Los sistemas PhoStrip diseñados con criterios conservadores soncapaces de conseguir efluentes con contenidos totales de fósforo inferiores a 1,5 mg/l.



Figura 3.6 Proceso PhoStrip para la eliminación de fósforo en la corriente auxiliar(Metcalf y Eddy, 1996)

Algunas de las ventajas del proceso PhoStrip son:

Es fácilmente incorporable a las plantas de fangos activados existentes. El proceso de eliminación de fósforo no está gobernado por la relación

DBO/fósforo. El consumo de reactivos es inferior al del proceso A/O.

Algunas de las desventajas del proceso PhoStrip son:

La precipitación de fósforo implica la adición de cal. La formación de incrustaciones calcáreas puede presentar problemas de

mantenimiento (Metcalf y Eddy, 1996).

Otro proceso biológico utilizado con frecuencia para la eliminación del fósforo presente enaguas residuales es el reactor discontinuo secuencial (RDS), el cual se utilizaprincipalmente para tratar caudales pequeños. Una de las principales ventajas de estesistema es que permite llevar a cabo la nitrificación o una cierta eliminación de nitrógenototal mediante la modificación de los tiempos de reacción.

Figura 3.7 Reactor discontinuo secuencial para la eliminación de fósforo y la reducción dela DBO y el nitrogeno total (Metcalf y Eddy, 1996)

3.2.4 Eliminación biológica conjunta de nitrógeno y fósforo

Cuando se requiere la remoción tanto de nitrógeno como de fósforo de un agua residual lossistemas biológicos combinados son los procesos más frecuentemente empleados (Crites yTchobanoglous, 1998). La mayor parte de ellos nacieron como métodos de eliminación defósforo pero evolucionaron para eliminar conjuntamente el nitrógeno. Existe una grancantidad de estos procesos (muchos de los cuales están patentados) sin embargo los máscomunes son: el proceso A2/O, el proceso Bardenpho de cinco etapas, el proceso UCT, y elproceso VIP.

El proceso A2/O es una modificación del proceso A/O que incorpora una zona anóxica parala desnitrificación entre la zona anaerobia y la zona aerobia. Una parte del efluente de laetapa aerobia, donde se lleva a cabo la nitrificación, se recircula al afluente de la etapaanóxica para efectuar la desnitrificación. La zona anóxica es deficitaria en oxígeno disueltopero contiene oxígeno químicamente ligado en forma de nitratos y de nitritos. El fangopurgado de este proceso tiene valor como fertilizante (Metcalf y Eddy, 1996; Crites yTchobanoglous, 1998).

Figura 3.8 Proceso A2/O para la eliminación conjunta de nitrógeno y fósforo (Adaptado deLipták et al, 1997)



El proceso Bardenpho de cinco etapas, llamado también Phoredox, es una adaptación delproceso Bardenpho para la nitrificación-desnitrificación. El proceso Bardenpho consiste encuatro etapas: anóxica, aerobia, anóxica y aerobia; mientras que el proceso Phoredox añadeuna etapa anaerobia antes de la primera etapa anóxica para propiciar la eliminación delfósforo además de la del nitrógeno (Metcalf y Eddy, 1996).

Figura 3.9 Proceso Bardenpho de cinco etapas o Phoredox para la eliminación conjunta denitrógeno y fósforo (Adaptado de Lipták et al, 1997)

El proceso UCT fue desarrollado en la Universidad del Cabo. Aunque similar al procesoA2/O, el proceso UCT tiene dos diferencias importantes. La primera de estas es que el lodoactivado no se recicla a la zona anaerobia sino a la zona anóxica con el fin de eliminar laintroducción de nitrato a la zona anaerobia y de esta forma mejorar la liberación del fósforoen esta etapa. La segunda diferencia del proceso UCT respecto al proceso A2/O es que elprimero posee una recirculación adicional que va de la zona anóxica a la anaerobia,mejorando así la utilización de la materia orgánica en la etapa anaerobia debido a que ellíquido mezcla de la fase anóxica tiene un valor relativamente alto de DBO pero poconitrato (Metcalf y Eddy, 1996).

Figura 3.10 Proceso UCT para la eliminación conjunta de nitrógeno y fósforo (Adaptadode Lipták et al, 1997)

El proceso VIP, desarrollado en la planta Virginia Initiative Plant en Norfolk, Virginia, essimilar a los procesos A2/O y UCT, siendo su principal diferencia la ubicación de losreciclos internos. Al igual que en el proceso UCT, al reciclar el lodo activado a la zonaanóxica se evita la presencia de nitratos en esta etapa favoreciendo la liberación del fósforo(Metcalf y Eddy, 1996).

Figura 3.11 Proceso VIP para la eliminación conjunta de nitrógeno y fósforo (Adaptado deLipták et al, 1997)


4. DESCRIPCIÓN GENERAL DE LAS AGUAS RESIDUALES TÍPICAS DE UNAGRANJA PORCINA

El principal problema ambiental generado por la producción de ganado porcino es, al igualque en el resto de industrias agroalimentarias, el de los vertidos líquidos. Las aguasresiduales resultantes de esta actividad provienen principalmente del lavado de lasinstalaciones donde se crían los cerdos, las cuales tienen pisos con ranuras que permitenremover las heces y la orina como un lodo durante la limpieza con un chorro de agua.

La cantidad de heces que produce un cerdo es muy variable, y depende de diversosfactores, tales como:

La edad. La raza. El tipo de alimentación. El número de animales y su distribución. La estación climática (Seoánez Calvo, 2003).

En los siguientes cuadros se muestra la influencia que tiene el estado fisiológico de loscerdos sobre las características de las aguas residuales generadas.

Cuadro 4.1 Influencia del peso de los lechones y los cerdos en crecimiento sobre lascaracterísticas de las aguas residuales generadas (Seoánez Calvo, 2003)

Carga contaminanteLechones de

5 kgLechones de

12 kgCerdos de

30 kgCerdos de 50

kgHeces (kg/día) 0,08 0,18 0,53 0,62Orina (l/día) 0,57 1,09 1,90 2,20

Materia suspendida (g/día) 46,00 68,00 125,00 248,00DBO (g de O2/día) 19,50 23,40 43,20 75,20DQO (g de O2/día) 42,90 48,50 97,30 143,50

N (g/día) 3,50 7,00 24,70 28,40DBO/DQO 0,45 0,48 0,43 0,46

DBO/Materia suspendida 0,42 0,34 0,34 0,30Equivalente-habitante 0,35 0,43 0,80 1,50

Cuadro 4.2 Cargas contaminantes producidas por las cerdas gestantes y en periodo delactancia (Seoánez Calvo, 2003)

Carga contaminante Gestantes 150 kg Gestantes 200 kg Lactantes 250 kgHeces (kg/día) 0,63 0,93 2,14Orina (l/día) 6,30 8,60 3,70

Materia suspendida (g/día) 173,00 349,00 874,00DBO (g de O2/día) 54,30 91,20 332,70DQO (g de O2/día) 139,70 290,00 647,00

N (g/día) 29,00 28,20 44,00

27

Cuadro 4.2 (continuación) Cargas contaminantes producidas por las cerdas gestantes y enperiodo de lactancia (Seoánez Calvo, 2003)

Carga contaminante Gestantes 150 kg Gestantes 200 kg Lactantes 250 kgDBO/DQO 0,34 0,30 0,51

DBO/Materia suspendida 0,31 0,26 0,38Equivalente-habitante 1,00 1,69 6,65

Un equivalente-habitante es la contaminación que teóricamente produce una persona, lacual corresponde aproximadamente a una DBO5, 20 de 55 gramos de oxígeno diarios.

Boursier, Béline y Paul (2004) caracterizaron cuatro muestras de aguas residualesprovenientes de granjas porcinas en Bretaña, Francia. Las tres primeras muestrascorresponden a la misma granja porcina en distintos momentos, mientras que la cuartamuestra corresponde a otra granja porcina. Estos muestreos se realizaran en los tanquesalmacenadores de agua residual cruda después de 30 minutos de agitación, y las muestrasse mantuvieron a 4 ºC hasta el momento de su análisis. El resumen de los resultados de estacaracterización se muestra en los siguientes cuadros.

Cuadro 4.3 Caracterización de cuatro muestras de agua residual provenientes de granjasporcinas en Bretaña, Francia (Boursier et al, 2004)Parámetro Muestra 1 Muestra 2 Muestra 3 Muestra 4

Sólidos totales (g/l) 42,7 53,9 37,5 28,3Sólidos suspendidos (g/l) 30,6 42,5 28,7 22,6

Sólidos suspendidos volátiles (g/l) 21,3 31,9 21,3 16,5DQO total (g O2/l) 47,2 50,6 38,2 26,4

DQO soluble (g O2/l) 20,0 21,8 12,5 4,2Ácidos grasos volátiles (g O2/l) 7,0 10,7 2,8 0,2

Nitrógeno total (g N/l) 4,8 4,6 3,5 2,9Nitrógeno total soluble (g N/l) 3,4 3,5 2,6 2,0Nitrógeno amoniacal (g N/l) 3,3 3,0 2,5 2,0

Cuadro 4.4 Radios específicos describiendo la calidad de cuatro muestras de agua residualprovenientes de granjas porcinas en Bretaña, Francia (Boursier et al, 2004)

Radio Muestra 1 Muestra 2 Muestra 3 Muestra 4DQO soluble/DQO total (%) 42 43 33 16

Ácidos grasos volátiles/ DQO total (%)

15 21 7 1

Nitrógeno amoniacal/ Nitrógeno total (%)

69 65 71 69

DQO total/Nitrógeno amoniacal (g O2/ g N)

14 17 15 13


5. LEGISLACIÓN NACIONAL REFERENTE AL TRATAMIENTO Y VERTIDODE AGUAS RESIDUALES

El recurso hídrico está protegido por la legislación nacional mediante leyes, reglamentos yotros instrumentos jurídicos. Los organismos encargados de velar por el cumplimiento deesta normativa son el Ministerio de Salud y el Ministerio de Ambiente, Energía yTelecomunicaciones.

5.1 Ley General de Salud (Ley Nº 5395 del 30 de octubre de 1973)

En el artículo 285 se establece que “las excretas, las aguas negras, las servidas y laspluviales, deberán ser eliminadas adecuada y sanitariamente a fin de evitar lacontaminación del suelo y de las fuentes naturales de agua para el uso y consumo humano,la formación de criaderos de vectores y enfermedades y la contaminación del aire mediantecondiciones que atenten contra su pureza o calidad.”

De acuerdo con los artículos 291 y 292, queda prohibida la descarga de residuosindustriales en el alcantarillado sanitario sin autorización previa de las autoridades de saludy sin cumplir las instrucciones que esta dicte para hacerlos inocuos, así como la descarga deaguas negras, aguas servidas y residuos industriales al alcantarillado pluvial.

5.2 Ley Orgánica del Ambiente (Ley Nº 7554 del 4 de octubre de 1995)

En el artículo 50, se estipula que el agua es de dominio público y que su conservación y suuso sostenible son de interés social. Además, en el artículo 65, se establece que las aguasresiduales deben tratarse antes de ser descargadas en ríos, lagos, mares y demás cuerpos deagua; la responsabilidad del tratamiento de los vertidos corresponde a quien produzca lacontaminación, de acuerdo con el artículo 66.

5.3 Ley de Conservación de la Vida Silvestre (Ley Nº 7317 del 30 de octubre de 1992)

El artículo 128 prohíbe “arrojar aguas servidas, aguas negras, desechos o cualquiersustancia contaminante en manantiales, ríos, quebradas, arroyos permanentes o nopermanentes, lagos, marismas y embalses naturales o artificiales, esteros, turberas,pantanos, aguas dulces, salobres o saladas.” En el mismo artículo se establece que “lasinstalaciones agroindustriales e industriales y las demás instalaciones, deberán estarprovistas de sistemas de tratamientos para impedir que los desechos sólidos o aguascontaminadas de cualquier tipo destruyan la vida silvestre.” Además nombra al Ministeriode Salud como el ente encargado de certificar la calidad del agua.

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5.4 Reglamento de vertido y reuso de aguas residuales (Decreto Nº 33601-MINAE-Sdel 19 de marzo del 2007) Este reglamento regula el vertido de aguas residuales, tanto en alcantarillados públicoscomo en cuerpos receptores, así como el reuso que se le puede dar al agua después de sertratada. El cumplimiento de este reglamento es de carácter obligatorio en todo el territorionacional.

De acuerdo con el artículo 5, todo ente generador de aguas residuales que vierta su efluenteal alcantarillado público o a un cuerpo receptor está en la obligación de presentarperiódicamente reportes operacionales ante la Dirección de Protección al AmbienteHumano del Ministerio de Salud. Solamente pueden estar exentas de entregar estos reporteslas viviendas unifamiliares y aquellas actividades que se nombran en el apéndice 1 de estereglamento, y que viertan en el alcantarillado sanitario exclusivamente aguas de tipoordinario, es decir aguas generadas por las actividades domésticas del hombre, como lasprovenientes de duchas, inodoros, lavatorios, etc. En el artículo 14, se estipula que en todas las aguas residuales se deben analizarobligatoriamente los siguientes parámetros: caudal, DBO5,20, DQO, pH, grasas y aceites,sólidos sedimentables, sólidos suspendidos totales, sustancias activas al azul de metileno ytemperatura. Cuando se trate de aguas de residuales que no sean de tipo ordinario,denominadas aguas residuales de tipo especial, se deben analizar parámetroscomplementarios de acuerdo al tipo de actividad que realice el ente generador. Estosparámetros están señalados en el artículo 15 del reglamento; para el caso de la producciónde cerdos (CIIU 01221) se estipula que se deben analizar adicionalmente el nitrógeno totaly los fosfatos.

De acuerdo con este reglamento, en el caso del vertido en un cuerpo receptor de un efluenteproveniente de la producción de cerdos (CIIU 01221), los límites máximos permisibles sonlos siguientes:

Cuadro 5.1 Límites máximos permisibles, o ámbitos de valores permisibles, para el vertidoen cuerpos receptores de efluentes provenientes de la producción de cerdos

Parámetro Límite máximo/ ámbito permisibleDBO5,20 200 mg/lDQO 500 mg/l

Sólidos suspendidos totales 200 mg/lSólidos sedimentables 1 ml/l

Grasas y aceites 30 mg/lpH 5 a 9

Temperatura 15 ºC ≤ T ≤ 40ºCSustancias activas al azul de metileno 5 mg/l

Fosfatos 25 mg/lNitrógeno total 50 mg/l


31 Legislación nacional referente al tratamiento y vertido de aguas residuales

Este reglamento también contempla las frecuencias mínimas de análisis y muestreo. Lasmediciones rutinarias se deben realizar mensualmente para caudales menores o iguales a100 m3/día y semanalmente para caudales mayores a 100 m3/día. Los análisis periódicos sedeben realizar semestralmente para caudales menores o iguales a 100 m3/día ytrimestralmente para caudales mayores a 100 m3/día.

Las mediciones rutinarias, tanto de aguas residuales ordinarias como especiales, debenincluir los siguientes parámetros: caudal, pH, sólidos sedimentables y temperatura. Losanálisis periódicos, tanto de aguas residuales ordinarias como especiales, deben incluirtodos los parámetros de análisis obligatorio, de acuerdo al tipo de actividad.

En los artículos del 61 al 66 se establecen las prohibiciones siguientes:

Se prohíbe la dilución de efluentes con aguas de otro tipo con el fin de alterar laconcentración de los contaminantes.

Se prohíbe el vertido de aguas pluviales al alcantarillado sanitario así como aguasresiduales, tratadas o no, al alcantarillado pluvial.

Se prohíbe el vertido de lodos provenientes de sistemas de tratamiento de aguasresiduales, sistemas de potabilización de aguas y de tanques sépticos a los cuerposde agua y alcantarillado sanitario.

Se prohíbe el vertido en cuerpos de agua o en cualquier sistema de alcantarillado demateria que pudiera obstaculizar en forma significativa el flujo libre del agua,formar vapores o gases peligrosos, o que pudieran deteriorar los materiales yequipos que conforman dicho sistema. Se prohíbe también la inyección de gases.

Se prohíbe la infiltración o el vertido en cuerpos de agua o en cualquier sistema dealcantarillado de aguas residuales o desechos provenientes de industriasformuladoras, reempacadoras y reenvasadoras de plaguicidas, con excepción de susaguas residuales de tipo ordinario.

Se prohíbe la infiltración o el vertido en cuerpos de agua o en cualquier sistema dealcantarillado de aguas residuales o desechos contaminados con sustanciasradioactivas.

Además se especifica que sanciones son aplicables a aquellos entes generadores que nocumplan con lo establecido en este reglamento.

5.5 Reglamento de aprobación y operación de sistemas de tratamiento de aguasresiduales (Decreto Nº 31545-S-MINAE del 9 de octubre del 2003)

En este reglamento se establecen los lineamientos a seguir para la aprobación y la posterioroperación de los sistemas de tratamiento de aguas residuales. Para la aprobación de todosistema de tratamiento, con excepción de los tanques sépticos unifamiliares que infiltren enel terreno, se debe contar con los permisos de ubicación y de construcción. Los

procedimientos y requisitos para obtener estos permisos se encuentran en este mismoreglamento.

De acuerdo con el artículo 46, las obligaciones del ente generador son las siguientes:

Contar en todo momento con el personal y equipo requeridos. Operar y mantener el sistema en apego al manual aprobado de operación y

mantenimiento. Mantener un efluente con concentraciones de contaminantes dentro de los límites

autorizados. Realizar los muestreos y análisis de laboratorio con la frecuencia requerida, y

reportarlos al Ministerio de Salud o a la entidad administradora del alcantarilladosanitario.

Notificar inmediatamente al Ministerio de Salud o a la entidad administradora delalcantarillado sanitario cualquier anomalía operacional, violación a los límitesautorizados, derrames u otros accidentes, detallando los hechos y el plan decontingencia adoptado.

Solicitar permiso al Ministerio de Salud y a la entidad administradora delalcantarillado sanitario antes de remodelar o modificar en alguna forma el sistemade tratamiento.

Vigilar que se siga el Manual de Operación y Mantenimiento de la planta detratamiento de aguas residuales.

Llevar una bitácora donde se anoten los detalles de la operación y mantenimiento dela planta de tratamiento.

5.6 Reglamento de creación de canon ambiental por vertidos (Decreto Nº 34431-MINAE-S del 17 de abril del 2008)

Este reglamento tiene como objetivo la regulación del canon ambiental por vertidos, el cuales la contraprestación en dinero pagada por quienes usen el servicio ambiental de loscuerpos de agua para el transporte, la dilución y eliminación de desechos líquidosoriginados en el vertimiento puntual.

El canon se cobra sobre la carga contaminante neta vertida, medida en kilogramos, de DQOy sólidos suspendidos totales; la carga contaminante neta vertida de DQO se determinaconsiderando únicamente la DQO disuelta, es decir luego de eliminar los sólidossuspendidos totales de la muestra de análisis. Para calcular el monto del canon se toma encuenta el costo de remoción mediante la tecnología idónea disponible y los costos de losdaños asociados con la contaminación hídrica, para un periodo de seis años, se fija el montoen 0,22 dólares por kilogramo vertido de DQO y en 0,19 dólares por kilogramo vertido desólidos suspendidos totales. El ministerio de ambiente y energía es el ente encargado deadministrar, aplicar, calcular y cobrar el canon ambiental por vertidos.


6. DESCRIPCIÓN DEL SISTEMA DE TRATAMIENTO DE AGUAS RESIDUALESACTUAL

Actualmente, el sistema de tratamiento de aguas residuales de la granja porcina consiste enun separador de sólidos por gravedad y tres lagunas de estabilización. El agua de lavado delos corrales se bombea hasta el separador de sólidos, donde pasa a través una aberturaangosta y fluye por su pared interna, mientras que los sólidos de gran tamaño son retenidosy caen por un declive hasta un depósito. Los sólidos son principalmente cerdaza y seutilizan para alimentar ganado. El separador de sólidos se muestra de manera esquemáticaen la figura 6.1.

Figura 6.1 Separador de sólidos a) Vista lateral b) Vista posterior

El efluente del separador de sólidos es alimentado por gravedad a la primera laguna deestabilización, la cual es anaerobia y tiene un volumen de 600 m3. Con el fin de propiciarcondiciones anaerobias esta primera laguna es la más profunda de las tres, con unaprofundidad total de 2,75 metros y un nivel de agua de 2,25 metros. La segunda laguna esfacultativa y tiene un volumen de 900 m3. La profundad total de la laguna facultativa es2,20 metros y el nivel del agua es de 1,70 metros. La tercera laguna es terciaria o demaduración y tiene un volumen de 600 m3. La profundad total de la laguna de maduraciónes 2,00 metros y el nivel del agua es de 1,50 metros. El fondo de las tres lagunas de

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estabilización está impermeabilizado con arcilla. El agua fluye por gravedad de una lagunaa otra, por medio de tuberías subterráneas de PVC de 100 mm de diámetro interno hasta sudescarga en una quebrada. El perfil de la tubería se muestra en los anexos.

Cuadro 6.1 Resumen de las características de las lagunas de estabilización del sistemaactual

Tipo de lagunaProfundidad

(m) Nivel del agua

(m)Volumen

(m3)Tiempo de retención

(h)Anaerobia 2,75 2,25 600 91Facultativa 2,20 1,70 900 137Terciaria 2,00 1,50 600 91

Figura 6.2 Diagrama del sistema de tratamiento de aguas residuales actual

En la figura anterior se observa que hay una tubería que va de la laguna anaerobia a lalaguna de maduración y una tubería que va de la laguna facultativa directamente a ladescarga a la quebrada. Estas tuberías se instalaron con el propósito de permitir el desvío


35 Descripción del sistema de tratamiento de aguas residuales actual

del agua para la limpieza de alguna de las lagunas. Las válvulas de estas tuberías debenestar cerradas todo el tiempo, excepto cuando se cuando se requieran realizar labores demantenimiento.

De los 15 operarios que laboran en la granja porcina, solamente 2 están encargados deoperar y dar mantenimiento a la planta de tratamiento de aguas residuales: uno de ellostiene a su cargo el separador de sólidos y la alimentación del ganado y el otro tiene a sucargo las lagunas de estabilización y la fumigación.

6.1 Caracterización del efluente del sistema de tratamiento de aguas residuales actual

El lavado de las porquerizas se lleva a cabo todos los días de la semana durante cuatrohoras en el mismo horario (de 8:00 a.m. a 12:00 mediodía), por lo que la carga decontaminantes vertida no varía significativamente a lo largo de la semana. Por esta razón, elmuestreo se realizó en un solo día, el viernes 1 de agosto del 2008, entre las 8:00 a.m. y las10:00 a.m. Se eligió muestrear durante las dos primeras horas del lavado debido a quedurante este tiempo el agua contiene una mayor concentración de orina y materia fecal. Lamuestra consistió en 7 submuestras de 500 ml, tomadas cada 20 minutos. Con esta mismafrecuencia se midió el tiempo necesario para llenar un galón de agua residual con el fin dedeterminar el caudal por medio del método volumétrico. El caudal pico es 6,58 m3/h y elcaudal medio es 4,82 m3/h. Se consideró que 20 minutos es una frecuencia de muestreoapropiada para detectar las variaciones de caudal sin introducir mucho ruido experimental,además de permitir que se obtuviera una muestra representativa para el análisis. Latemperatura se midió el mismo día, utilizando para ello un termómetro de mercurio. Elanálisis del agua se llevó a cabo en el laboratorio químico Lambda, el cual está acreditadopor el Ente Costarricense de Acreditación con la norma INTE-ISO/IEC 17025:2005.

Cuadro 6.2 Comparación de los parámetros del efluente del sistema de tratamiento deaguas actual con los valores máximos o ámbitos permisibles

Parámetro Efluente actualLímite máximo /

ámbito permisiblepH 7,78 ± 0,04 5 a 9

Sólidos suspendidos totales (mg/l) 172 ± 6 200Sólidos sedimentables (ml/l) 0,5 ± 0,1 1

DQO (mg/l) 529 ± 10 500DBO5,20 (mg/l) 172 ± 8 200

Grasas y aceites (mg/l) 12 ± 1 30SAAM (mg/l) 1,0 ± 0,1 5

Temperatura (ºC) 29 15 °C ≤ T ≤ 40Nitrógeno total (como N) (mg/l) 312 ± 8 50

Fosfato (como PO4) (mg/l) 166 ± 2 25

En el cuadro anterior se observa que el efluente del tratamiento de aguas residuales actualcumple con los límites máximos o ámbitos permisibles de todos los parámetros de análisisobligatorio para una granja porcina, excepto para la DQO, el nitrógeno total y los fosfatos.Con el fin de cumplir con lo establecido en el reglamento de vertido y reuso de aguasresiduales se requiere una reducción del 5,5% de la DQO, del 84,0% del nitrógeno total ydel 84,9% de los fosfatos.


7. DISEÑO Y APLICACIÓN DE LA HERRAMIENTA DE SELECCIÓN

Por medio de una investigación bibliográfica, se elaboró una lista de los posibles sistemasde tratamiento para la remoción de nitrógeno total, la remoción de fosfatos y la eliminaciónconjunta de nitrógeno total y fosfatos. Estos tratamientos se listan a continuación:

Filtración Ósmosis inversa Electrodiálisis Adsorción sobre carbono activo Arrastre con aire Cloración al punto de ruptura Intercambio iónico Precipitación química/ Coagulación Cultivo de algas o plantas acuáticas Nitrificación-desnitrificación Eliminación biológica incrementada de fósforo Eliminación biológica conjunta de nitrógeno y fósforo

Algunos de estos tratamientos no son aplicables al caso particular que concierne a estetrabajo, por lo que no se consideraron en la matriz de selección. La filtración no factiblecomo un proceso de tratamiento en sí misma debido a que presenta porcentajes deeliminación de nutrientes muy bajos comparados con la reducción requerida (alrededor del85%). Por de medio de esta operación se remueve solamente del 20 al 40% del nitrógenototal1 y del 20 al 50% del fósforo (Metcalf y Eddy, 1996, pp. 786). Por esta misma razón, laadsorción sobre carbono activo tampoco es factible. Mediante este tratamiento se remuevesolamente del 10 al 20% del nitrógeno total2 y del 10 al 30% del fósforo (Metcalf y Eddy,1996, pp. 786).

Otros procesos de eliminación de nutrientes son antieconómicos para una granja porcina,donde se buscan sistemas de tratamiento de bajo costo inicial y de operación. De acuerdocon Ramalho (1993, pp. 677), el costo de la operación de intercambio iónico es elevado ypuede requerir pretratamiento, por lo que normalmente este proceso no es factibleeconómicamente. De igual forma, Ramalho (pp. 643) señala que la ósmosis inversa y laelectrodiálisis son todavía demasiado costosas para un uso generalizado. El arrastre deamoníaco con aire también es muy costoso para ser considerado como una opción aplicablea una granja porcina. Este proceso requiere el ajuste previo del pH a un valor superior a 10por medio de la adición de cal, de un soplador para insuflar aire a la torre, de empaquespara favorecer el contacto entre las dos fases, entre otros insumos. Ninguno de estosprocesos se consideró en la matriz de selección.

1 La filtración remueve del 30 al 95% del nitrógeno orgánico pero no tiene efecto sobre el nitrógenoamoniacal y los nitratos y nitritos (Metcalf, 1996, pp. 786).2 La adsorción sobre carbono activo remueve del 30 al 50% del nitrógeno orgánico pero tiene un efecto ligerosobre el nitrógeno amoniacal y los nitratos y nitritos (Metcalf, 1996, pp. 786).

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La cloración al punto de ruptura requiere un control muy estricto para dar buenosresultados. Si no se cuenta con el control adecuado los costos de operación pueden ser muyaltos y el efluente puede contener sustancias tóxicas. Además, de acuerdo con Metcalf yEddy (1996, pp. 835), si no se cuenta con un minucioso control del pH se puede formartricloruro de nitrógeno gaseoso, el cual es altamente explosivo. Se optó por no considerareste proceso en la matriz de selección, debido a que requiere un control muy estricto, asícomo operarios muy calificados. Las consecuencias de no controlar adecuadamente elsistema atentan contra la vida acuática y la seguridad del personal, además de aumentar loscostos de operación y disminuir la eficacia del sistema. Se consideró que aún capacitando alos operarios el riesgo de implementar la cloración al punto de ruptura es muy alto.

Con el fin de elegir la tecnología de remoción de nutrientes más apropiada paraimplementarse en la granja porcina, se elaboró una matriz de selección que permitecomparar cualitativamente las distintas tecnologías mediante el uso de criterios técnicos yeconómicos. Estos criterios de selección corresponden a los aspectos de mayor relevanciaen el problema en cuestión; los cuales son los siguientes:

Eficacia en la eliminación de nitrógeno Eficacia en la eliminación de fósforo Costo de capital Costos de operación y mantenimiento Necesidad de operarios Necesidad de capacitar operarios Necesidad de espacio Adaptabilidad al sistema de tratamiento actual Disponibilidad de los insumos en el país

A cada uno de estos parámetros se le asignó una escala de acuerdo a su importancia. Estasescalas se eligieron de manera que el sistema más adecuado sea el que tenga el puntaje totalmayor. Debido a que se requieren porcentajes de remoción de nitrógeno y fósforo muycercanos al 85%, las eficacias de eliminación de cada una de estas sustancias están entre losparámetros más importantes a considerar en este caso particular. Por lo tanto, se les asignaa cada uno la mayor escala en la matriz de selección: de 1 a 10, siendo 1 una eliminacióncercana al 10% y 10 una eliminación cercana al 100%.

Uno de los factores determinantes al elegir un sistema de tratamiento adecuado es el costo.Un costo elevado puede hacer que un tratamiento dado sea inaplicable a pesar ser muyeficaz. En el caso concreto que concierne a este trabajo, el costo es de gran importancia,debido a que las granjas porcinas no tienen márgenes de utilidad tan altos como otrossectores de la industria. Al considerar los distintos sistemas posibles para tratar el aguaresidual de este tipo de empresas es muy importante asegurarse de que la opción que seelija no resulte antieconómica. El costo consiste en dos criterios de selección: el costoinicial y el costo de operación y mantenimiento. Al costo inicial se le asignó una escala de 1


39 Diseño y aplicación de la herramienta de selección

a 8, siendo 1 un costo superior a 3 000 000 colones y 8 un costo inferior a 300 000 colones.Al costo de operación y mantenimiento se le asignó una escala de 1 a 10, siendo 1 un costosuperior a 1 500 000 colones y 10 un costo inferior a 200 000 colones. Para definir estasescalas se realizó el costeo a nivel de predimensionamiento de cada uno de los procesosincluidos en la matriz de selección y se estableció como límite superior el tratamiento máscostoso y como límite inferior el tratamiento menos costoso.

La granja porcina cuenta con quince operarios, dos de los cuales trabajan actualmente en laplanta de tratamiento de aguas. De acuerdo al sistema de remoción de nutrientes que seelija, los dos trabajadores encargados de la planta de tratamiento actual pueden sersuficientes para operar y darle mantenimiento a la planta de tratamiento ampliada o puedeser necesario contratar más operarios. Dado que la necesidad de contratar operarios incidedirectamente en los costos de operación y mantenimiento, a este criterio de selección se leasigna una escala de 1 a 5, donde 1 corresponde a un sistema que requiere dos trabajadoresadicionales y 5 a un sistema que no requiere ninguno. No basta con evaluar la cantidad deoperarios que se necesitan para cada tratamiento sino que se debe considerar si es precisocapacitarlos. Cuando un sistema requiere de un entrenamiento especializado se consumemás tiempo y se es más propenso a cometer errores. A este parámetro se le asigna unaescala de 1 a 3, donde 1 corresponde a un sistema que requiere capacitar al menos a unoperario y 3 a un sistema que no requiere capacitar a ningún operario.

El área total de la propiedad es 22,6 hectáreas, por lo que se dispone del espacio paraimplementar el sistema de tratamiento de nutrientes que se requiera, incluyendo sistemasque necesitan áreas grandes. Sin embargo, el valor del terreno es alto y es conveniente quela granja porcina cuente el espacio suficiente para crecer en el futuro. Al espacio necesariose le asigna una escala de 1 a 5, donde 1 corresponde a un sistema que ocupa más de 50metros cuadrados de área adicional y 5 a un sistema que requiere menos de 10 metroscuadrados de área adicional. Para definir esta escala se realizó el predimensionamiento decada uno de los procesos incluidos en la matriz de selección y se estableció como límitesuperior el tratamiento que ocupa mayor espacio y como límite inferior el tratamiento queocupa menor espacio.

La adaptabilidad al sistema de tratamiento actual se refiere a si el sistema en cuestiónaprovecha las instalaciones y equipos existentes o si requiere agregar equipos. El utilizar lasinstalaciones que posee la planta de tratamiento actual para adicionalmente eliminar losnutrientes permite reducir costos significativamente. Por esta razón, a este criterio deselección se le asigna una escala de 1 a 3, donde 1 corresponde a un tratamiento que noutiliza equipo o instalaciones del sistema actual y 3 a un tratamiento que utiliza únicamenteequipos o instalaciones del sistema actual.

La disponibilidad de los insumos en el país se refiere a si los materiales de construcción,los repuestos, los productos químicos necesarios y demás insumos se encuentran en elmercado nacional o si es necesario importarlos. La necesidad de importar materiales puedeser un inconveniente que haga que un tratamiento dado sea inadecuado o inclusoinaplicable. A este parámetro se le asignó una escala de 1 a 7, donde 1 corresponde a un

sistema para el cual se requiere importar todos los insumos y 7 a un sistema en el cualtodos los insumos están disponibles a nivel nacional.

7.1 Evaluación de las eficacias de eliminación de nitrógeno total y fósforo

Para evaluar las eficacias de remoción de nutrientes de los distintos tratamientos seconsultó una bibliografía especializada. En los siguientes párrafos se muestran los valoreselegidos para las eficacias de eliminación de nitrógeno total y fósforo de cada tratamiento,de acuerdo con las escalas definidas anteriormente.

De acuerdo con Metcalf y Eddy (1996, pp. 786), la eficacia de eliminación de nitrógenototal por medio de coagulación se encuentra entre 20 y 30%, lo que corresponde casi en sutotalidad a nitrógeno orgánico. Una de las principales desventajas de la coagulación es quetiene un efecto muy reducido en la eliminación de nitrógeno amoniacal, nitratos y nitritos.A la casilla que corresponde a la eficacia de eliminación de nitrógeno total por medio decoagulación se le asignó un valor de 2, el cual es límite inferior del ámbito dado porMetcalf y Eddy. Se eligió el límite inferior debido a la ineficacia de este tratamiento paraeliminar otras formas de nitrógeno además del orgánico. Según esta misma referencia, laeficacia de remoción de fósforo por medio de precitación química se encuentra entre 70 y90%, por lo que se le asignó un valor de 8 a la casilla correspondiente.

Según Metcalf y Eddy (1996, pp. 786), mediante el cultivo de algas se pueden obtenerrendimientos entre 50 y 80% en la remoción de nitrógeno total, por lo que se le asignó unvalor conservador de 6 a la respectiva casilla de la matriz. De acuerdo con estudiosrealizados por González (citado en de-Bashan y Bashan, 2004, pp. 4226), es posibleremover hasta un 55% de los fosfatos presentes en aguas residuales provenientes de granjasporcinas mediante el empleo de las microalgas unicelulares Chlorella vulgaris yScenedesmus dimorphus. Sin embargo, de-Bashan y Bashan (pp. 4226) señalan que ladificultad de remover la totalidad de la población de microalgas después del tratamientorepresenta una limitación importante de este proceso. Si no se remueven adecuadamente lasmicroalgas después del tratamiento se producirá un aumento significativo en la DBO. Seseleccionó el valor conservador de 3 para la eficacia en la eliminación de fósforo medianteel uso de algas o plantas acuáticas.

La eficacia de remoción de nitrógeno total mediante nitrificación-desnitrificación seencuentra entre 70 y 95%, de acuerdo con Metcalf y Eddy (1996, pp.786), lo cualcorresponde a una remoción de 80 a 90% de los nitratos. Se le asignó un valor de 8 a lacasilla relativa a la eficacia de de eliminación de nitrógeno por medio de este tratamiento.La nitrificación-desnitrificación es una modificación del proceso de lodos activados, contiempos de retención mayores en la etapa aerobia para la nitrificación, etapas anóxicas parala desnitrificación y el empleo de las bacterias nitrificantes y desnitrificantes. Por lo tanto,la eficacia de remoción de fósforo en el proceso de nitrificación-desnitrificacióncorresponde a la eficacia de remoción de fósforo del proceso de lodos activados, la cual se



encuentra en el ámbito de 10 a 30%, según Metcalf y Eddy (pp. 786). Se le asignó un valorde 2 a la casilla respectiva.

Siendo la eliminación biológica incrementada de fósforo una modificación del proceso delodos activados para mejorar la eficacia de la remoción de fósforo, la eficacia deeliminación de nitrógeno total de este proceso corresponde a la eficacia de eliminación denitrógeno total del proceso de lodos activados, la cual se encuentra entre 10 y 25%, deacuerdo con Metcalf y Eddy (1996, pp.786); por lo que se le asignó un valor de 2 a lacasilla respectiva. A la casilla relativa a la eficacia de eliminación de fósforo de esteproceso se le asignó un valor de 8, debido a que esta eficacia se encuentra en el ámbito de70 a 90%, de acuerdo con Metcalf y Eddy (pp.786).

La mayor parte de los procesos de eliminación biológica conjunta de nitrógeno y fósforoson modificaciones del proceso de eliminación biológica incrementada de fósforo pararealizar de manera conjunta la nitrificación-desnitrificación. Por esta razón, a la casillacorrespondiente a la eficacia de remoción de nitrógeno por medio procesos de eliminaciónbiológica conjunta se le asignó un valor de 8, el cual es el mismo valor que se le asignó a laeficacia de remoción de nitrógeno de la nitrificación-desnitrificación. De igual manera, a lacasilla correspondiente a la eficacia de remoción de fósforo por medio procesos deeliminación biológica conjunta se le asignó un valor de 8, el cual es el mismo valor que sele asignó a la eficacia de remoción de fósforo del proceso de eliminación biológicaincrementada de fósforo.

7.2 Evaluación de la necesidad de espacio y de la adaptabilidad al sistema detratamiento actual

En el siguiente cuadro se resumen las áreas aproximadas que se requieren para cadatratamiento de acuerdo con el predimensionamiento realizado. En los párrafos que siguense muestran los valores elegidos para la necesidad de espacio y la adaptabilidad de cadatratamiento, de acuerdo con las escalas definidas anteriormente.

Cuadro 7.1 Áreas aproximadas requeridas para cada tipo de tratamiento

TratamientoÁrea(m2)

Precipitación química 5,5Cultivo de algas u plantas acuáticas >50

Nitrificación-desnitrificación 27,4Eliminación biológica incrementada del fósforo 14,0

Eliminación biológica conjunta de nutrientes 30,2

En el caso que concierne a este trabajo, la precipitación química se puede llevar a cabo enun sedimentador primario a construir (pre-precipitación), o en un sedimentador secundarioa construir (co-precipitación). Es preferible que este proceso se lleve a cabo en un

sedimentador secundario ubicado a la salida de la laguna de maduración debido a que,según Metcalf (1996, pp. 849), tiene un menor costo y requiere una menor dosificación dereactivos. De acuerdo con el predimensionamiento realizado el área que requiere estesedimentador es solamente 5,5 metros cuadrados, por lo que se le asignó un valor de 5 a lanecesidad de espacio de este proceso. Dado que se requeriría la construcción de unsedimentador secundario, la instalación de una bomba dosificadora y de un sistema deevacuación de lodos, se le asignó un valor de 1 a la casilla correspondiente a laadaptabilidad de la precipitación química al sistema de tratamiento actual. Aunque el cultivo de algas o plantas acuáticas suele ocupar una gran área, este proceso sepuede llevar a cabo en la laguna facultativa o en la laguna de maduración. No esconveniente implementar este tratamiento en la laguna facultativa debido a que se podríanagotar los nutrientes que las bacterias requieren y sería necesario agregar urea; por lo tantose prefiere utilizar para este fin la laguna de maduración, donde se realiza un refino despuésde las lagunas anaerobia y facultativa. Adicionalmente, la combinación de más de unorganismo en la remoción de nutrientes, como el uso conjunto de bacterias y algas, sueletener mejores resultados que el empleo de un solo organismo (de Bashan y Bashan, 2004,pp.4226). Sin embargo para la alcanzar altos porcentajes de eliminación de nutrientes esmuy probable que se requiera incrementar el área de la laguna en más de 50 metroscuadrados. Se le asignó un valor de 1 al espacio necesario para implementar estetratamiento. De igual forma, debido a que se puede emplear la laguna de maduración queposee el sistema actual, se le asignó un valor de 3 a la adaptabilidad de este proceso alsistema actual.

La nitrificación-desnitrificación requiere una zona aerobia y una zona anóxica. Laoxidación de carbono y la nitrificación se pueden llevar a cabo en una sola etapa, lo cualpermite eliminar la necesidad de fuentes externas de carbono, como metanol (Metcalf yEddy, 1996, pp. 809-810). Debido a que los tiempos de retención de las lagunas son muyaltos y a la dificultad de implementar reciclos en las lagunas, la nitrificación-desnitrificación se debe realizar en reactores adicionales. De acuerdo con elpredimensionamiento realizado, el área total que requieren los reactores es 27,5 metroscuadrados, por lo que se le asignó un valor de 3 a la necesidad de espacio de este proceso.En cuanto a la adaptabilidad de la nitrificación-desnitrificación al sistema actual, serequeriría construir dos reactores, con reciclo e utilizar difusores en el reactor aerobio. A lacasilla correspondiente a la adaptabilidad de la nitrificación-desnitrificación al sistema detratamiento actual se le asignó un valor de 1.

La eliminación biológica incrementada del fósforo requiere de etapas anaerobias y aerobias,además de un sedimentador secundario. Debido a que los tiempos de retención de laslagunas son muy altos y a la dificultad de implementar reciclos en las lagunas, este procesose debe realizar en reactores adicionales. De acuerdo con el predimensionamientorealizado, el área total que requieren los reactores y el sedimentador es 14 metroscuadrados, por lo que se le asignó un valor de 4 a la necesidad de espacio de este proceso.Debido a que se requiere de la construcción de varios reactores y un sedimentador y de la



implementación de un reciclo de lodos y difusores, a la casilla correspondiente a laadaptabilidad de este proceso al sistema de tratamiento actual se le asignó el valor de 1.

La eliminación biológica conjunta de nitrógeno y fósforo requiere tanto de etapasanaerobias, anóxicas y aerobias, así como de un sedimentador secundario. Debido a que lostiempos de retención de las lagunas son muy altos y a la dificultad de implementar reciclosen las lagunas, este proceso se debe realizar en reactores adicionales. De acuerdo con elpredimensionamiento realizado, el área total que requieren los reactores y el sedimentadores 30 metros cuadrados, por lo que se le asignó un valor de 2 a la necesidad de espacio deeste proceso. Además de la adición de los reactores y el sedimentador, se requiere del usode difusores en la zona aerobia y de la implementación del reciclo de lodos, por lo que a lacasilla correspondiente a la adaptabilidad de este proceso al sistema de tratamiento actual sele asignó el valor de 1.

7.3 Evaluación de la necesidad de operarios y de la necesidad de darles capacitación

En esta sección se discute la necesidad de operarios y de capacitación de cada uno de lostratamientos considerados en la matriz de selección. De igual forma se muestran los valoresdados a cada sistema en relación a estos dos criterios de selección.

La precipitación química requiere la instalación de una bomba dosificadora para alimentarel agente precipitante y la construcción de un sedimentador. En caso de implementar estaoperación, se requeriría de un operario adicional para laborar en la planta de tratamiento deaguas. Se le asignó un valor de 3 a la necesidad de operarios de la precipitación química.Las labores relativas a este tratamiento no son complejas pero requieren de la capacitacióndel trabajador al que se le asignen. Estas incluyen: el mantenimiento del sedimentador y elajuste y control de la bomba dosificadora. Se le asignó un valor de 1 a la necesidad decapacitar operarios de la precipitación química.

El cultivo de algas o plantas acuáticas se puede realizar en la laguna terciaria que posee elsistema de tratamiento de aguas actualmente. En este momento, el mantenimiento de laslagunas de estabilización ésta a cargo de un operario. En caso de implementar estatecnología, no se requeriría de operarios adicionales, por lo que se le asignó un valor de 5 ala casilla correspondiente. Debido a que el trabajador encargado de las lagunas deestabilización se encuentra familiarizado los sistemas de lagunaje, no se requierecapacitación, sino solamente instrucciones relativas al manejo de las algas, por lo que se leasignó un valor de 3 a la casilla correspondiente.

En caso de implementar la nitrificación-desnitrificación se requeriría contratar a dostrabajadores adicionales que se encarguen de la operación y mantenimiento de los dosreactores. A la necesidad de operarios de este tratamiento se le asignó un valor de 3.Además, este sistema requiere la capacitación del nuevo operario debido a que se necesitacierto control del proceso. A la necesidad de capacitación de la nitrificación-desnitrificación se le asignó un valor de 1.

Para implementar la eliminación biológica incrementada del fósforo se requieren variosreactores y un sedimentador secundario. Por esa razón este tratamiento requiere dostrabajadores adicionales. A la necesidad de operarios de la nitrificación-desnitrificación sele asignó un valor de 1. Con el fin de incorporar este proceso al sistema actual, es necesariocapacitar a uno de los trabajadores nuevos y darle indicaciones específicas al otro. A lanecesidad de capacitación de la eliminación biológica incrementada del fósforo se le asignóun valor de 1.

La eliminación biológica conjunta de nitrógeno y fósforo requiere varios reactores y unsedimentador secundario. Al igual que en el caso de la eliminación biológica incrementadadel fósforo se requerirían dos trabajadores adicionales. A la casilla correspondiente a lanecesidad de operarios se le asignó un valor de 1. Debido a la mayor complejidad de esteproceso, sería necesario capacitar a los dos trabajadores nuevos. A la casilla quecorresponde a la necesidad de capacitación de la eliminación biológica conjunta denitrógeno y fósforo se le asignó un valor de 1.

7.4 Evaluación de los costos iniciales, de operación y de mantenimiento

Con el fin de evaluar el costo aproximado de cada tratamiento se investigaron los preciosde los insumos más importantes en el mercado nacional y se realizaron cálculos a nivel depredimensionamiento. En el siguiente cuadro se resumen los resultados de estos cálculospreliminares. En los párrafos que siguen se muestran los valores dados a cada sistema enbase a las escalas definidas anteriormente.

Cuadro 7.2 Resultados del costeo a nivel de predimensionamiento de los tratamientosincluidos en la matriz de selección

TratamientoCosto inicial

(colones)

Costo de operacióny mantenimiento

(colones/mes)Precipitación química 996 000 1 599 000

Cultivo de algas u plantas acuáticas < 300 000 < 200 000Nitrificación-desnitrificación 2 119 000 378 000

Eliminación biológica incrementada del fósforo 1 683 000 378 000Eliminación biológica conjunta de nutrientes 3 267 880 378 000

El costo inicial de la precipitación química consiste básicamente en la construcción delsedimentador secundario y la compra e instalación de la bomba dosificadora. A la casillacorrespondiente al costo de capital de este tratamiento se le asignó un valor de 6. El costode operación y mantenimiento de la precipitación química consiste principalmente en elcosto del coagulante y el costo del operario adicional que se requiere. Se investigaron losprecios de distintos coagulantes en varias empresas del mercado nacional. El sulfato dealuminio tiene un precio aproximado de 1,60 dólares por kilogramo y tanto el cloruro dealuminio como el cloruro de hierro tienen un precio aproximado de 1,85 dólares por



kilogramo. Uno de los floculantes más comunes en el país es el policloruro de aluminio,cuyo precio es 3,15 dólares por kilogramo aproximadamente. Los cálculos preliminares delconsumo de coagulante se realizaron con sulfato de aluminio, por ser uno de los que seconsiguen con mayor facilidad y por su bajo costo. A la casilla correspondiente al costo deoperación y mantenimiento de este tratamiento se le asignó un valor de 1.

Los costos iniciales del cultivo de algas o plantas acuáticas suelen ser nulos puesto que losorganismos se pueden obtener de cuerpos de agua naturales o de otras plantas detratamiento. En caso de que se requiera ampliar la laguna de maduración para obtener unrendimiento mayor los costos iniciales serían los de excavación e impermeabilización.Dado que la laguna de maduración es lo suficientemente grande para los caudales quemaneja la granja porcina al costo inicial del cultivo de algas o plantas acuáticas se le asignóun valor de 8. Los costos de operación y mantenimiento del cultivo de algas u otras plantasacuáticas son despreciables pues consisten básicamente en los costos asociados al controldel proceso, como por ejemplo la remoción del exceso de algas. Además, no se contrataríaningún operario sino que estas funciones se le asignarían al trabajador que actualmente leda mantenimiento a las lagunas. A los costos de operación y mantenimiento de este procesose le asignó un valor de 10.

A nivel de predimensionamiento, se consideró que el costo inicial de la nitrificación-desnitrificación consiste solamente en el relativo a la construcción del reactor aerobio y elreactor anóxico. A la casilla correspondiente al costo capital de este proceso se le asignó unvalor de 1. En caso de implementar la nitrificación-desnitrificación se requeriría de unoperario calificado que trabaje 6 días por semana, 8 horas por día. A la casillacorrespondiente al costo de operación y mantenimiento de este proceso se le asignó unvalor de 10.

Los costos iniciales de la eliminación biológica incrementada del fósforo consistenprincipalmente en los relativos a la construcción de los reactores y el sedimentadorsecundario. Los cálculos preliminares se realizaron para el sistema A/O debido a susimplicidad en relación a otros procesos similares. A la casilla correspondiente al costoinicial de la eliminación biológica incrementada del fósforo se le asignó un valor de 3. Encaso de implementar este proceso se requeriría de dos operarios calificados que trabajen 6días por semana, 8 horas por día. A la casilla correspondiente al costo de operación ymantenimiento de este proceso se le asignó un valor de 8.

Los costos iniciales de la eliminación biológica conjunta de nitrógeno y fósforo consistenprincipalmente en los relativos a la construcción de los reactores y el sedimentadorsecundario. Los cálculos preliminares se realizaron para el sistema A2/O debido a susimplicidad en relación a otros procesos similares. A la casilla correspondiente al costoinicial de la eliminación biológica conjunta de nitrógeno y fósforo se le asignó un valor de4. En caso de implementar este proceso se requeriría de dos operarios calificados quetrabajen 6 días por semana, 8 horas por día. A la casilla correspondiente al costo deoperación y mantenimiento de este proceso se le asignó un valor de 8.

7.5 Disponibilidad de los insumos en el país

En esta sección se discute la disponibilidad a nivel nacional de cada uno de los insumos querequieren los distintos tratamientos considerados en la matriz de selección; asimismo se leasigna un número a cada sistema de acuerdo a la escala definida con anterioridad.

Los principales insumos de la precipitación química son los agentes precipitantes. En elpaís existen varias empresas dedicadas a la venta de agentes precipitantes, coagulantes yfloculantes, por lo que no es difícil obtenerlos. En cuanto a los materiales de construcciónnecesarios, estos son ordinarios y se pueden comprar en el mercado nacional.Adicionalmente, en caso de implementar este tratamiento, se necesitaría una bombadosificadora, la cual es posible comprarla en el país. A la disponibilidad de los insumos deeste proceso se le asignó un valor de 7.

Las algas o plantas acuáticas necesarias para la implementación de un sistema de remociónde nutrientes se pueden obtener de lagos o de otras plantas de tratamiento de aguas en elpaís. Además, como ya se mencionó, en caso de elegir este proceso no se requeriría de laconstrucción de la laguna de estabilización, pues se puede utilizar la laguna de maduraciónexistente. A la disponibilidad de los insumos de este proceso se le asignó un valor de 7.

Las bacterias necesarias para el proceso de nitrificación-desnitrificación se pueden obtenerde los lodos activados de otras plantas de tratamiento de aguas. Manteniendo lascondiciones ambientales adecuadas se puede favorecer el crecimiento de las bacterias deinterés para este proceso. Adicionalmente, los materiales de construcción necesarios sonordinarios y están disponibles a nivel nacional. A la disponibilidad de los insumos de esteproceso se le asignó un valor de 7.

Las bacterias necesarias para la eliminación biológica incrementada del fósforo se puedenobtener de los lodos activados de otras plantas de tratamiento de agua. Los materiales deconstrucción son ordinarios y se encuentran disponibles en el país. A la disponibilidad delos insumos de este proceso se le asignó un valor de 7.

Al igual que en el caso de la nitrificación-desnitrificación y la eliminación biológicaincrementada del fósforo, las bacterias necesarias para la eliminación biológica conjunta denitrógeno y fósforo se pueden obtener de los lodos activados de otras plantas de tratamientode agua. Además, los materiales de construcción son ordinarios y se encuentran disponiblesa nivel nacional. A la disponibilidad de los insumos de este proceso se le asignó un valor de7.



Tratamiento/ Criterio

Pre

cipi

taci

ón q

uím

ica/

Coa

gula

ción

Cul

tivo

de

alga

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plan

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Nit

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ión

Eli

min

ació

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ósfo

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ógen

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fósf

oro

Eficacia en la eliminación de nitrógeno (1-10) 2 6 8 2 8Eficacia en la eliminación de fósforo (1-10) 8 3 2 8 8Costo de capital (1-8) 6 8 3 4 1Costos de operación y mantenimiento (1-10) 1 10 8 8 8Necesidad de operarios (1-5) 3 5 1 1 1Necesidad de capacitar operarios (1-3) 1 3 1 1 1Necesidad de espacio (1-5) 5 1 3 4 2Adaptabilidad al sistema de tratamiento actual (1-3) 1 3 1 1 1Disponibilidad de los insumos en el país (1-8) 7 7 7 7 7Total 34 46 34 36 37

Figura 7.1 Matriz de selección de la tecnología

7.6 Elección del sistema

El tratamiento de remoción de nutrientes que obtuvo la mayor puntuación al aplicar lamatriz de selección es el cultivo de algas o plantas acuáticas, debido a que este presentaimportantes ventajas como un costo inicial nulo, un costo de operación y mantenimientomuy bajo, no requiere de espacio adicional, entre otras. Se decidió implementar estetratamiento en la laguna de maduración y no en la laguna facultativa, con el fin de evitaruna deficiencia de nutrientes en la laguna facultativa que disminuya la degradación de lamateria orgánica en esta laguna. A pesar de todas las ventajas que presenta la utilización dealgas o plantas acuáticas, esta tiene niveles de remoción de fósforo muy bajos e inclusopuede no ser capaz de realizar la eliminación del nitrógeno al nivel que se requiere en estecaso particular; por lo que se decidió implementar también el segundo tratamiento conmayor puntaje en la matriz de selección: la eliminación biológica conjunta de fósforo ynitrógeno. Es conveniente que este tratamiento se ubique después de la laguna facultativapara evitar el agotamiento de nutrientes que necesitan las bacterias de esta laguna.


8. DIMENSIONAMIENTO DE LA AMPLIACIÓN DEL SISTEMA DETRATAMIENTO DE AGUAS RESIDUALES

La modificación de la planta de tratamiento consiste en la implementación de un sistemabiológico de eliminación conjunta de nutrientes y en la incorporación de microalgas a lalaguna de maduración. El sistema biológico de eliminación conjunta de nitrógeno total yfosfatos se encuentra a la salida de la laguna facultativa, para evitar de esta manera unadeficiencia de nutrientes en la laguna anaerobia y la laguna facultativa. Debido a que lafunción de la laguna de maduración es llevar a cabo un refino del efluente y a que, desde elpunto de vista de la remoción de nutrientes las microalgas no requieren de una fuente decarbono (Aslan y Kapdan, 2006, pp. 64), el contenido de carbono orgánico no es crítico enla laguna de maduración, y por lo tanto puede estar precedida por el sistema biológico deeliminación conjunta de nutrientes. Además, la concentración de oxígeno disuelto en lalaguna facultativa es baja, por su alto tiempo de retención hidráulica y la ausencia de unsistema mecánico de aireación; razón por la cual el reactor anaerobio puede estar precedidopor la laguna facultativa. En la siguiente figura se muestra esquemáticamente el sistema detratamiento ampliado.

Figura 8.1 Diagrama de flujo simplificado del sistema de tratamiento de aguas propuesto

El sistema biológico de eliminación conjunta de nitrógeno total y fosfatos que se proponeconsiste en un reactor anaerobio, un reactor anóxico, un reactor aerobio y un sedimentador.La función del reactor anaerobio es realizar la liberación del fósforo como ortofosfato, en elreactor anóxico se lleva cabo la desnitrificación y en el reactor aerobio ocurresimultáneamente la incorporación del ortofosfato al tejido celular y la nitrificación. Unaparte del efluente del reactor aerobio, rico en nitratos, se recircula al reactor anóxico para su

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desnitrificación. Finalmente, en el sedimentador la masa celular se separa del líquido paraproducir un lodo rico en células y un efluente clarificado. Parte del lodo se recircula alreactor anaerobio para mantener la concentración de células constante en el sistema. Estetratamiento está basado en el proceso A2/O, y su escogencia se debe a su relativasimplicidad, en el alto valor como fertilizante que tiene el fango purgado y el menor costode bombeo en comparación con otros sistemas similares (Metcalf y Eddy, 1996, pp.833).

La modificación de la laguna de maduración consiste en la incorporación del microalgaChlorella vulgaris, la cual tiene altos rendimientos de eliminación tanto de nitrógeno totalcomo de fosfatos.

De acuerdo con el propietario, se espera que en los próximos quince años la cantidad decerdos con los que cuenta la granja porcina aumente de 3 050 a entre 5 000 y 6 000. Por esarazón se dimensionó utilizando el caudal máximo proyectado para 6000 cerdos.Dimensionando con este caudal se asegura que la planta de tratamiento modificada tengauna vida útil de al menos 15 años.

Cuadro 8.1 Caudales medio y punta para 3050 y 6000 cerdosCantidad de cerdos Caudal medio (m3/h) Caudal punta (m3/h)

3050 4,82 6,586000 9,48 12,94

Debido a que la caracterización de las aguas se realizó en el efluente de la laguna demaduración, fue necesario estimar las concentraciones de DBO5,20, nitrógeno total yfosfatos a la salida de la laguna facultativa por medio de las eficacias típicas de eliminaciónde estos tres parámetros en una laguna terciaria. Las eficacias típicas de las lagunas demaduración son: 85% de eliminación de la DBO5,20, 65% de eliminación de nitrógeno totaly 40% de eliminación de los fosfatos (Oke et al, 2006, pp. 454). Los resultados se resumenen el siguiente cuadro.

Cuadro 8.2 Estimación de la DBO5,20, el nitrógeno total y los fosfatos a la salida de lagunafacultativa

ParámetroConcentración a la salida

de la laguna de maduración(mg/l)

Eficaciatípica(%)

Concentración a la entradade la laguna de maduración

(mg/l)DBO5,20 172 85 1 147

Nitrógeno total 312 65 891Fosfatos 166 40 277

El recircular los lodos activados desde el sedimentador hasta el reactor anaerobio conduce ala muerte endógena de gran parte de las bacterias recicladas, debido a que pasanabruptamente de un medio aerobio a uno anaerobio. Es por esta razón que el porcentaje derecirculación de lodos de ser alto. En los balances de masa de microorganismos realizados,se tomó en cuenta la muerte de una parte de las bacterias mediante el uso de coeficientes de


51 Dimensionamiento de la ampliación del sistema de tratamiento de aguas residuales

descomposición endógena apropiados para este tipo de procesos, los cuales se obtuvieronde la literatura consultada. Adicionalmente, se dimensionó el sistema de remoción denutrientes de tal manera que la concentración de células sea mayor en el reactor aerobio queen el reactor anóxico y mayor en el reactor anóxico que en el reactor anaerobio, aun cuandolas concentraciones sean constantes en cada uno de los reactores; esto ayuda a compensarlas perdida de masa celular por muerte endógena. Las bacterias que mueren al serrecirculadas de un medio aerobio a uno anaerobio se convierten en materia orgánica que losmicroorganismos utilizan como alimento para la síntesis de nuevas células en el reactoranaerobio; lo cual se ve reflejado en el aumento de masa celular en el reactor anóxico.

Se seleccionó una recirculación de lodos del 12,5% del efluente de la laguna facultativa yuna recirculación interna del 80% del efluente de la laguna facultativa. Estos porcentajes derecirculación se encuentran dentro del ámbito de valores típicos para el proceso A2/O(Metcalf y Eddy, 1996; pp.831). A continuación se presentan los resultados obtenidos en eldimensionamiento de cada una de las unidades agregadas o modificadas, así como algunasconsideraciones importantes. En la muestra de cálculo (Apéndice C) se detallan los cálculosrealizados para obtener estos resultados.

8.1. Dimensionamiento del reactor anaerobio

El dimensionamiento del reactor anaerobio se basó en el balance de masa de polifosfato eneste reactor. El modelo cinético se obtuvo de la literatura consultada. En la siguiente figurase muestra el volumen de control en el cual se realizó el balance de masa.

Figura 8.2 Volumen de control para el balance de masa de polifosfato en el reactoranaerobio

Se aplicaron los siguientes criterios de diseño:

Condiciones estacionarias. Reactor tipo flujo pistón.

La concentración de polifosfato en el lodo recirculado es despreciable. Modelo cinético de conversión de polifosfato en ortofosfato basado en la ecuación

de Monod. No hay liberación de ortofosfato antes del reactor anaerobio. La concentración de células en el reactor anaerobio es 1 000 mg/l. La conversión en el reactor anaerobio es 90%.

El reactor anaerobio consiste en un tanque de base cuadrada construido en concreto. Debidoa que la relación largo-ancho no tiene tanta relevancia como la profundidad o el tiempo deretención, se eligió una base cuadrada con el fin de facilitar el mantenimiento. Este reactortiene dos alimentaciones: una del agua residual proveniente de la laguna facultativa y otrade los lodos recirculados desde el sedimentador. Antes de llegar al reactor, la tubería dealimentación del agua residual se separa en tres tuberías equidistantes. Este sistema dedistribución del afluente impide la formación de remolinos y propicia que el flujo dentrodel reactor sea tipo pistón ascendente, tal como se modeló. El efluente único se mezcla conla recirculación interna en un cárcamo de bombeo, para ser alimentado a su vez al reactoranóxico. Se debe mantener cubierta la cara superior del reactor para contener el biogásgenerado y que luego pueda ser extraído y aprovechado; evitando así que éste escape a laatmósfera y aprovechar su potencial energético. Es importante recolectar el metano que seobtiene de la degradación anaerobia de la materia orgánica, debido a que este compuestocontribuye al calentamiento global, mediante el efecto invernadero. Otra razón para nopermitir la emisión de metano a la atmósfera es su valor energético; este gas se puedequemar para disminuir el consumo eléctrico. Tanto las tuberías de entrada como las desalida de agua y metano son de PVC de 0,05 m (2 pulgadas) de diámetro interno, el cual esun tamaño conveniente para los flujos para los que se dimensiona el reactor. Con el fin depermitir un control del proceso adecuado se propone que haya válvulas de globo en las dosentradas y en la salida.

Cuadro 8.3 Resultados del dimensionamiento del reactor anaerobio Característica Valor

Tiempo de retención hidráulico a caudal medio actual 2,44 hTiempo de retención hidráulico a caudal medio proyectado a 15 años 1,24 h

Volumen total 15,66 m3

Largo 2,10 mAncho 2,10 m

Altura total 3,55 mNivel del líquido 3,00 m

Altura de la alimentación de agua nivel del sueloAltura de la alimentación de lodos nivel del suelo

Altura del efluente 3,00 mProducción de metano a caudal pico proyectado a 15 años 3,5 m3/hDiámetro de la tubería de entrada y salida de agua residual 0,05 m

Diámetro de la tubería de entrada de lodos 0,05 mDiámetro de la tubería de salida de metano 0,05 m



a) b)

c)

Figura 8.3 a) Isométrico del reactor anaerobio b) Vista superior del reactor anaerobio c)Corte A (incluyendo el cárcamo de bombeo)

Cuadro 8.4 Resultados del dimensionamiento del sistema de bombeo al reactor anaerobio Característica Valor

Volumen total del cárcamo de bombeo 4,60 m3

Largo del cárcamo de bombeo 2,00 mAncho del cárcamo de bombeo 2,00 m

Altura total del cárcamo de bombeo 1,15 mNivel máximo del agua en el cárcamo de bombeo 0,93 mNivel mínimo del agua en el cárcamo de bombeo 0,33 m

Eficiencia de la bomba 0,65Cabeza sobre la bomba 2,83 mPotencia de la bomba 1 HP (746 W)

Todas las paredes del reactor y el cárcamo de bombeo tienen un grosor de 0,15 m y susfondos un grosor de 0,30 m. Las dimensiones los cuadros 8.3 y 8.4 se refieren a laslongitudes internas, sin tomar en cuenta el grosor de las paredes.

8.2 Dimensionamiento del reactor anóxico

El dimensionamiento del reactor anóxico se basó en el balance de masa de nitrógeno enforma de nitrato en este reactor. El modelo cinético empleado para describir la velocidad dedesnitrificación se obtuvo de la literatura consultada. En la siguiente figura se muestra elvolumen de control en el cual se realizó el balance de masa.

Figura 8.4 Volumen de control para el balance de masa de nitrógeno en forma de nitrato enel reactor anóxico


Condiciones estacionarias. Reactor tipo flujo pistón. Velocidad de reacción de orden cero. La concentración de células en el reactor anóxico es 1 750 mg/l. La conversión en el reactor anóxico es 90%.

a) b)



c)

Figura 8.5 a) Isométrico del reactor anóxico b) Vista superior del reactor anóxico c) CorteA (incluyendo el cárcamo de bombeo)

El reactor anóxico consiste en un tanque de base cuadrada construido en concreto. Debido aque la relación largo-ancho no tiene tanta relevancia como la profundidad o el tiempo deretención, se eligió una base cuadrada con el fin de facilitar el mantenimiento. La

alimentación de este reactor es una mezcla de la recirculación interna y el efluente delreactor anaerobio. La tubería de alimentación del agua residual se separa en tres tuberíasequidistantes justo antes de llegar al reactor. Este sistema de distribución del afluenteimpide la formación de remolinos y propicia que el flujo dentro del reactor sea tipo pistónascendente, tal como se modeló. El efluente se alimenta directamente al reactor aerobio. Sedebe mantener cubierta la cara superior del reactor para contener el biogás generado y queluego pueda ser extraído y aprovechado; evitando así que éste escape a la atmósfera yaprovechar su potencial energético. Valga recordar aquí que el metano producido se deberecolectar por dos razones fundamentales: cuando se libera a la atmósfera, este gascontribuye al calentamiento global; y el metano tiene un alto valor energético, ya que sepuede utilizar como combustible. Todas las tuberías son de PVC de 0,05 m (2 pulgadas) dediámetro interno, el cual es un tamaño conveniente para los flujos para los que sedimensiona el reactor. Para permitir un control del proceso adecuado se propone que hayaválvulas de globo en las dos entradas y la salida.

Cuadro 8.5 Resultados del dimensionamiento del reactor anóxico Característica Valor

Tiempo de retención hidráulico a caudal medio actual 6,69 hTiempo de retención hidráulico a caudal medio proyectado a 15 años 3,44 h




Producción de metano a caudal pico proyectado a 15 años 1,9 m3/hAltura de la alimentación de agua nivel del suelo

Altura del efluente 3,00 mDiámetro de las tuberías de entrada y salida de agua residual 0,05 m

Diámetro de la tubería de salida de metano 0,05 m

Cuadro 8.6 Resultados del dimensionamiento del sistema de bombeo al reactor anóxico Característica Valor



Altura total del cárcamo de bombeo 1,15 mNivel máximo del agua del cárcamo de bombeo 0,93 mNivel mínimo del agua del cárcamo de bombeo 0,33 m




Todas las paredes del reactor y el cárcamo de bombeo tienen un grosor de 15 cm y susfondos un grosor de 30 cm. Las dimensiones los cuadros 8.5 y 8.6 se refieren a laslongitudes internas, sin tomar en cuenta el grosor de las paredes.

8.3 Dimensionamiento del reactor aerobio

El dimensionamiento del reactor aerobio se basó en los balances de masa de ortofosfato yde nitrógeno amoniacal en el reactor aerobio. Los modelos cinéticos utilizados se tomaronde la literatura consultada. En la siguiente figura se muestra el volumen de control en elcual se realizaron los balances de masa.

Figura 8.6 Volumen de control para los balances de masa en el reactor aerobio


Condiciones estacionarias. Reactor tipo mezcla completa. Consumo de ortofosfato dependiente de la concentración de sustrato. Modelo cinético de la nitrificación basado en la ecuación de Monod. La concentración de células en el reactor aerobio es 2 800 mg/l. La conversión de ortofosfato en el reactor aerobio es 90%. La conversión de nitrógeno amoniacal en el reactor aerobio es 90%.

El reactor aerobio consiste en un tanque abierto de base cuadrada construido en concreto.Se eligió una base cuadrada con el fin conseguir una adecuada distribución del aire dentrodel reactor; además de facilitar su mantenimiento. La alimentación de este reactor es elefluente del reactor anóxico y su único efluente se bifurca para recircular una parte del aguaresidual al reactor anóxico y alimentar la otra parte al sedimentador. Para proporcionar eloxígeno necesario y mantener el reactor en un régimen de mezcla completa se debeninstalar nueve difusores verticales de tubería de PVC perforada de diámetro interno 0,025m (1 pulgada) dispuestos de manera equidistante. Tanto la tubería de entrada como la desalida son de PVC de 0,05 m (2 pulgadas) de diámetro interno. Con el fin de permitir un

control del proceso adecuado se propone que haya válvulas de globo en la entrada y lasalida al reactor.

Cuadro 8.7 Resultados del dimensionamiento del reactor aerobioCaracterística Valor

Tiempo de retención hidráulico a caudal medio actual 4,91 h Tiempo de retención hidráulico a caudal medio a 15 años 2,50 h




Altura de la alimentación de agua 1,50 mDiámetro de la tubería de entrada 0,05 mDiámetro de la tubería de salida 0,05 m

Longitud de los difusores 3,00 mDiámetro de los difusores 0,025 mFlujo de aire por difusor 48,9 m3/h.difusorEficiencia del soplador 0,70Potencia del soplador 2 HP (1491 W)

Cuadro 8.8 Resultados del dimensionamiento del sistema de bombeo al reactor aerobioCaracterística Valor





Todas las paredes del reactor y el cárcamo de bombeo tienen un grosor de 15 cm y susfondos un grosor de 30 cm. Las dimensiones los cuadros 8.7 y 8.8 se refieren a laslongitudes internas, sin tomar en cuenta el grosor de las paredes.



a) b)

c) d)

Figura 8.7 a) Isométrico del reactor aerobio b) Vista superior del reactor aerobio c) Detallede la tubería de distribución de aire d) Corte A (incluyendo el cárcamo debombeo)

8.4 Dimensionamiento del sedimentador

El sedimentador se dimensionó utilizando un tiempo de retención de 2 h y una cargasuperficial de 1 m3/m2h (Hernández Muñoz, 1998; pp. 391). Este consiste en una estructurade concreto y desde el punto de vista estructural tiene dos secciones. La parte superior es unparalelepípedo con una razón largo-ancho de aproximadamente 2 a 1. La pared frontal y lapared trasera de la parte inferior tienen una pendiente de 30º para permitir de esta formauna evacuación de los lodos más eficiente. Con el fin de lograr un control del procesoadecuado se propone que haya válvulas de globo en la entrada del agua residual, la salidadel efluente clarificado y la salida de los lodos. . Cuadro 8.9 Resultados del dimensionamiento del sedimentador

Característica ValorTiempo de retención hidráulico a caudal medio actual 8,64 h

Tiempo de retención hidráulico a caudal medio a 15 años 4,40 hVolumen total 46,86 m3

Largo de la parte superior 5,20 mLargo de la base 1,75 m

Ancho de la parte superior 2,80 mNivel del líquido 3,00 m

Altura total de la parte superior 2,55 mAltura total de la parte inferior 1,00 m

Altura total 3,55 m Inclinación de la tolva (respecto a la horizontal) 60º

Diámetro de la tubería de entrada 0,05 mDiámetro de la tubería de salida 0,05 m

Cuadro 8.10 Resultados del dimensionamiento del sistema de bombeo al sedimentador Característica Valor




Eficiencia de la bomba 0,65Cabeza sobre la bomba 13,70 mPotencia de la bomba 2,5 HP (1860 W)

Todas las paredes del sedimentador y el cárcamo de bombeo tienen un grosor de 15 cm ysus fondos un grosor de 30 cm. Las dimensiones los cuadros 8.9 y 8.10 se refieren a laslongitudes internas, sin tomar en cuenta el grosor de las paredes.

a) b)



b)

Figura 8.8 a) Vista frontal del sedimentador b) Vista superior del sedimentador c) Corte A(incluyendo el cárcamo de bombeo)

Cuadro 8.11 Resultados del dimensionamiento del sistema de bombeo de lodosCaracterística Valor

Caudal de lodos producidos 3,47 m3/hCaudal de lodos recirculados 1,85 m3/h

Caudal de lodos purgados 1,62 m3/hEficiencia de la bomba 0,65Cabeza sobre la bomba 1,73 mPotencia de la bomba 0,25 HP (186 W)

8.5 Modificación de la laguna de maduración

Se determinó que utilizando microalgas en la laguna de maduración es posible llevar a cabola eliminación de nutrientes requerida sin que sea necesario ampliar la laguna. Por ejemplo,para que el agua vertida a la quebrada tenga una concentración de fosfato 20% por debajode lo estipulado en el Reglamento de Vertido y Reuso de Aguas Residuales se requiere quela laguna tenga un volumen de apenas 311 m3 mientras que actualmente el volumen de lalaguna es 600 m3. De igual forma, para que la concentración final de nitrógeno total seencuentre 26% por debajo de lo estipulado en dicho reglamento se requiere que la lagunatenga un volumen de 435 m3.


9. MANUAL DE OPERACIÓN Y MANTENIMIENTO DEL SISTEMA DETRATAMIENTO DE AGUAS AMPLIADO

El manual de operación y mantenimiento del sistema de tratamiento de aguas ampliado seelaboró de acuerdo con lo establecido en el artículo 29 del Reglamento de Aprobación yOperación de Sistemas de Tratamiento de Aguas Residuales.

9.1 Descripción del proceso de generación

El agua residual proviene del lavado de las porquerizas, el cual se lleva a cabo todos losdías de la semana de 8:00 a.m. a 12:00 mediodía. Este lavado es realizado por dos operariosutilizando mangueras para remover las heces y la orina mediante chorros de agua. El aguacae a través las ranuras del piso hasta un tanque recolector ubicado debajo de lasporquerizas. El tanque recolector funciona también como un homogenizador.

La granja porcina cuenta actualmente con 3050 cerdos y de acuerdo con su propietario seespera que en los próximos 15 años este número llegue a 5000 o 6000. Eldimensionamiento de la ampliación del sistema de tratamiento se realizó en base a unaproyección de la necesidad de agua de 6000 cerdos, asegurándose de esta manera una vidaútil de al menos 15 años.

9.2 Procesos de tratamiento

La ampliación de la planta de tratamiento consiste un sistema biológico de eliminaciónconjunta de nitrógeno total y fosfatos, basado en el proceso A2/O, y en la modificación dela laguna de maduración existente para que además de bacterias contenga algas. El sistemabiológico de eliminación conjunta está formado un reactor anaerobio, un reactor anóxico,un reactor aerobio y un sedimentador.

El reactor anaerobio consiste en un recipiente de concreto con una profundidad adecuadapara propiciar las condiciones anaerobias. Este reactor tiene como función la liberación defósforo en forma de fosfatos solubles. El operario asignado debe velar por que no hayaobstrucciones en la alimentación de lodos y por mantener la superficie del reactor limpia dehojas, ramas, etc.

El reactor anóxico es un recipiente de concreto deficiente en oxígeno molecular pero condisponibilidad de oxígeno químicamente ligado en forma de nitritos y nitratos. La funciónde este reactor es llevar a cabo la desnitrificación de la corriente nitrificada recirculada delreactor aerobio. El operario asignado debe encargarse de mantener la superficie del reactorlibre de contaminantes externos, tales como hojas, ramas, etc.

El reactor aerobio consiste en un recipiente de concreto con difusores verticales parapropiciar las condiciones aerobias. Este reactor tiene dos funciones: el consumo de los

63

fosfatos solubles y la conversión del nitrógeno orgánico y nitrógeno amoniacal a nitritos ynitratos. El operario asignado debe velar por que los difusores operen adecuadamente y pormantener la superficie del reactor limpia de hojas, ramas, etc.

El sedimentador es un recipiente de concreto cuya función es la decantación de la masacelular y la producción de un efluente clarificado. Los lodos purgados de este equipo sedeshidratan para ser utilizados como abono. El operario asignado debe encargarse de velarque no haya obstrucciones a la salida de los lodos y de mantener la superficie delsedimentador limpia de hojas, ramas, etc.

La laguna de maduración es un estanque excavado en el suelo cuyo fondo se encuentraimpermeabilizado con arcilla. Esta laguna es aerobia y tiene como función realizar unrefino antes del vertido en el río. En la laguna de maduración se da una reducción de laDBO5,20, el nitrógeno total y los fosfatos. El operario asignado debe encargarse de mantenerla superficie de la laguna limpia de hojas, ramas, etc.

Figura 9.1 Diagrama del sistema de tratamiento de aguas ampliado9.3 Información básica de diseño


65 Manual de operación y mantenimiento del sistema de tratamiento de aguas ampliado

Jornada de operación de la planta de tratamiento: continua (24 horas por día, 7 díaspor semana, 52 semanas por año).

Capacidad de la planta de tratamiento: 12,94 m3/h. Caudal promedio durante la producción del agua residual: 4,82 m3/h. Caudal máximo durante la producción del agua residual: 6,58 m3/h. Caudal promedio diario de la planta de tratamiento: 19,28 m3/día Caudal máximo diario de la planta de tratamiento: 77,12 m3/día

Cuadro 9.1 Valores máximos o ámbitos permisibles de los parámetros de análisisobligatorio

Parámetro Límite máximo / ámbito permisiblepH 5 a 9

Sólidos suspendidos totales mg/l 200Sólidos sedimentables ml/l 1

DQO mg/l 500DBO5,20 mg/l 200

Grasas y aceites mg/l 30SAAM mg/l 5

Temperatura ºC 15 °C ≤ T ≤ 40Nitrógeno total (como N) mg/l 50

Fosfato (como PO4) mg/l 25

Cuadro 9.2 Volúmenes de diseño de los distintos equipos

EquipoVolumen de diseño

(m3)Laguna anaerobia 600Laguna facultativa 900Reactor anaerobio 15,66Reactor anóxico 73,49Reactor aerobio 76,76

Sedimentador 80,16Laguna de maduración 600

El agua residual generada por la granja porcina se considera de tipo especial, pues no seproduce como consecuencia de las actividades cotidianas del hombre (duchas, inodoros,lavado de ropa, etc.) sino de la producción de animales para su consumo. Esta actividadentra dentro del Código Internacional Industrial Unificado (CIIU) 01221. La planta detratamiento está diseñada para que su efluente último tenga una concentración de DBO5,20,de 40 mg/l, una concentración de nitrógeno total inferior a 37 mg/l y una concentración defosfatos inferior a 20 mg/l.

9.4 Personal

Jefe de planta: Para este puesto se requiere una persona con estudios en ingeniería yadministración u otra profesión afín. Debe tener experiencia en la administración y controlde plantas de tratamientos de aguas y amplios conocimientos en materia legal ambiental yseguridad laboral. Además, debe ser capaz de tomar decisiones basadas en datos técnicos.Entre las responsabilidades del jefe de planta se encuentran las labores administrativas y decontrol del proceso, el establecimiento de políticas a seguir, la contratación de personalexterno para labores de mantenimiento mayor, etc.

Primer operario: Para este puesto se requiere una persona capacitada tanto para elmantenimiento preventivo como correctivo de la planta. Debe tener conocimientos demecánica, buena coordinación motora y destreza manual, de observación y análisis. Eloperador debe comprender el funcionamiento de los distintos equipos, así como lasespecificaciones técnicas dadas por los fabricantes de estos. Es indispensable que tengainformación acerca de prácticas de seguridad laboral. Entre las responsabilidades deloperario se encuentran las revisiones periódicas de las bombas, el soplador y el sistema detuberías y válvulas. En caso de presentarse alguna falla en un equipo debe ser capaz derepararla de acuerdo con lo establecido en los manuales proporcionados por el fabricante.

Segundo operario: Para este puesto se requiere una persona responsable, ordenada y conconocimientos básicos de mecánica. Este trabajador es el responsable de la limpieza yorden de la planta de tratamiento. Debe verificar diariamente que las lagunas, los reactoresy los cárcamos de bombeo se encuentren libres de hojas ramas u otros objetos. Así mismo,es su responsabilidad la remoción del exceso de microalgas de la laguna de maduración.Este operario debe ayudar en las labores de mantenimiento de los equipos cuando así serequiera.

9.5 Equipos

Bomba para el reactor anaerobio: sumergible, con una potencia mínima de 1 HP ycon capacidad de flujo de 15 m3/h.

Bomba para el reactor anóxico: sumergible, con una potencia mínima de 2 HP y concapacidad de flujo de 30 m3/h.

Bomba para el reactor aerobio: sumergible, con una potencia mínima de 2 HP y concapacidad de flujo de 30 m3/h.

Bomba para el sedimentador: sumergible, con una potencia mínima de 2,5 HP y concapacidad de flujo de 20 m3/h.

Bomba de lodos: centrífuga, con una potencia mínima de 0,25 HP y con capacidadde flujo de 5 m3/h.

Soplador: centrífugo, con una potencia mínima de 2 HP, una presión de descarga de19 pulgadas de agua (6 kPa) y con capacidad de flujo de 500 m3/h de aire.



Equipos de medición:

Cono Inhoff: de policarbonato, de 1000 ml, graduado. Termómetro de alcohol. pH-metro: de bolsillo, de electrodo intercambiable, ámbito de pH de -2 a 16,

resolución de 0,1. Medidor de caudal: para tubería cerrada, tipo pitot, ámbito de 10 a 120 galones por

minuto (2,3 m3/h a 27,3 m3/h), para tubería de 2 pulgadas de diámetro interno (0,05m).

Herramientas:

Pala. Escoba. Rastrillo. Red recolectora de hojas. Carretillo. Manguera. Llave de fontanería. Martillo. Alicate.

Equipos de seguridad:

Botas de hule. Guantes. Anteojos de protección. Mascarilla protectora de nariz y boca. Botiquín.

9.6 Puesta en marcha

En caso se que necesite detener la operación del sistema biológico de eliminación denutrientes (reactor anaerobio, reactor anóxico, reactor aerobio y sedimentador) es posiblepasar el agua de laguna facultativa directamente a la laguna de maduración. Elprocedimiento de arranque de la planta completa es el siguiente:

Abrir las válvulas que comunican al reactor anaerobio con el reactor anóxico, alreactor anóxico con el reactor aerobio, al reactor aerobio con el sedimentador y alsedimentador con la laguna de maduración. Verificar que las válvulas quecomunican al sedimentador con el reactor anaerobio y al reactor aerobio con elreactor anóxico estén completamente cerradas.

Abrir la válvula que se encuentra entre la laguna facultativa y el reactor anaerobio,para permitir el paso del agua al reactor.

Cerrar la válvula que se encuentra entre la laguna facultativa y la laguna demaduración para que todo el efluente de la laguna facultativa pase por el reactoranaerobio.

Permitir que el reactor anaerobio, el reactor anóxico y el reactor aerobio se llenencompletamente hasta sus volúmenes de diseño.

Encender el soplador. Abrir las válvulas que comunican al sedimentador con el reactor anaerobio y al

reactor aerobio con el reactor anóxico hasta alcanzar una recirculación de lodos del12,5% del efluente de la laguna facultativa y una recirculación interna del 80% delefluente de la laguna facultativa. Para determinar que los porcentajes derecirculación son los deseados se utiliza el medidor de caudal para tubería cerradatipo pitot.

9.7 Operación y control operacional

Durante la operación de la planta de tratamiento se debe estar verificando que tanto lasbombas como el soplador estén funcionando adecuadamente, sin presentar vibraciones niruido excesivo. También debe revisarse periódicamente que no existan fugas uobstrucciones en las tuberías y las válvulas. Finalmente, debe estarse midiendo el flujo endistintas partes del proceso para garantizar que los porcentajes de recirculación son los dediseño: un reciclo de lodos del 12,5% del efluente de la laguna facultativa y un reciclointerno del 80% del efluente de la laguna facultativa. Estos porcentajes de recirculaciónpueden modificarse si el jefe de planta lo considera oportuno.

Pruebas de campo:

Se deben medir semanalmente el caudal, pH, temperatura y sólidos sedimentablesdel efluente del sistema de tratamiento.

Se debe realizar semestralmente un análisis de laboratorio de una muestracompuesta representativa del efluente del sistema de tratamiento. Este análisis debeser llevado a cabo por un laboratorio certificado y debe incluir los siguientesparámetros: pH, sólidos suspendidos totales, sólidos sedimentables, DQO, DBO5,20,grasas y aceites, sustancias activas al azul de metileno, temperatura, nitrógeno totaly fosfatos.

Se recomienda medir semanalmente el caudal, pH, temperatura y sólidossedimentables del afluente al sistema de tratamiento (salida del tanque derecolección de aguas de lavado).

Se recomienda realizar semestralmente un análisis de laboratorio de una muestracompuesta representativa del afluente del sistema de tratamiento (salida del tanquede recolección de aguas de lavado) que incluya los siguientes parámetros: pH,



sólidos suspendidos totales, sólidos sedimentables, DQO, DBO5,20, grasas y aceites,sustancias activas al azul de metileno, temperatura, nitrógeno total y fosfatos.

9.8 Posibles problemas

Obstrucciones en el sistema de distribución de aire del reactor aerobio: En caso de que lastuberías de distribución de aire presenten obstrucciones se debe detener la operación delsistema biológico de eliminación de nutrientes (pasando el agua de la laguna facultativa a lalaguna de maduración) para proceder a la limpieza manual de los difusores.

Lodos voluminosos: Este fenómeno dificulta la sedimentación y causa desbordamientos alproducir lodos que permanecen en la parte superior del sedimentador. Debido a que lapresencia de microorganismos filamentosos suele ser su principal causa, en caso depresentarse este problema es posible destruir estos organismos mediante la adición deperóxido de hidrógeno (H2O2) a la línea de recirculación de lodos. Una dosis recomendablees 25 mg/l, sin embargo en casos graves se pueden emplear dosis de hasta 200 mg/l. Elperóxido de hidrógeno es tóxico e irritante, por lo que siempre se deben utilizar guantes ymascarilla al manipularlo (Electro Química Mexicana S.A. de C.V.).

Falta de fluido eléctrico: En caso de presentarse este problema se debe notificarinmediatamente a la compañía eléctrica y detener la operación del sistema biológico deeliminación de nutrientes (pasando el agua de la laguna facultativa a la laguna demaduración). Una vez restablecido el fluido eléctrico se deben revisar las bombas y elsoplador y reiniciar la operación normal de la planta.

9.9 Mantenimiento

El mantenimiento preventivo de las bombas y el soplador es esencial para lograr unaoperación satisfactoria de la planta de tratamiento de aguas. A continuación se enumeranalgunos de los aspectos más importantes a considerar:

Es indispensable que los operarios conozcan a fondo las especificaciones técnicasde las bombas y el soplador. Para esto deben haber leído con detenimiento losmanuales y demás información técnica suministrada por los fabricantes; asimismoesta información debe conservarse para futuras consultas.

Se deben realizar inspecciones diarias para comprobar que no hayasobrecalentamientos, vibraciones, ruidos excesivos u otras anormalidades.

Se debe evitar la presencia de tierra en las bombas o el soplador para prevenir dañosen estos equipos.

Cuando se realice el paro de la planta se debe evitar que el lodo permanezca en labomba de lodos o en las tuberías, para de esta manera prevenir la producción degases que dañen la bomba o rompan la tubería.

Se debe revisar a diario que las lagunas, los reactores, el sedimentador y los cárcamos debombeo se encuentren libres de hojas, ramas u otros objetos. Adicionalmente se deberemover semanalmente el exceso de microalgas en la laguna de maduración

Se le debe dar mantenimiento preventivo al sistema de tuberías y válvulas chequeando adiario que no existan obstrucciones ni fugas. Además, las tuberías de PVC deben estardebidamente protegidas de la radiación solar mediante pintura reflectiva.

Es de gran importancia que la planta de tratamiento de aguas se encuentre limpia yordenada. Se deben mantener despejados los espacios entre los diferentes equipos yconservar las herramientas en un lugar apropiado. Además, es recomendable llevar unregistro de los todos los equipos, instrumentos de medición y herramientas, donde se detalleel estado actual de cada uno de ellos.

9.10 Desechos

Desechos sólidos:

Lodos deshidratados: Los lodos purgados del sistema se acumulan para sudeshidratación y su posterior uso como abono. La deshidratación se lleva a cabo eneras de secado, las cuales poseen una capa de arena sobre la cual se colocan loslodos, permitiendo el secado de los mismos tanto por drenaje como porevaporación. Las paredes y el fondo de las eras de secado deben estar debidamenteimpermeabilizados. Para mejorar la deshidratación se puede utilizar precipitantesquímicos, por ejemplo sales de aluminio.

Desechos líquidos:

Agua de escurrimiento de los lodos: El agua proveniente de la deshidratación de loslodos se reincorpora al sistema de tratamiento (afluente de la laguna anaerobia) parasu tratamiento.

Desechos gaseosos:

Gases producidos durante la desnitrificación: Los productos gaseosos de ladesnitrificación anóxica, tales como el nitrógeno gaseoso, se incorporan a laatmósfera y no requieren de ningún tratamiento.

9.11 Reportes operacionales



Según el artículo 46 del Reglamento de Vertido y Reuso de Aguas Residuales, la frecuenciamínima para la presentación de los reportes operacionales es cada seis meses, siempre queel caudal sea inferior a los 100 m3/día; en caso contrario los reportes operacionales debenpresentarse cada tres meses. Estos deben estar firmados por el responsable técnico y lostodos los costos relativos a su elaboración deben ser asumidos por el ente generador.

Los reportes operacionales deben contener como mínimo la siguiente información:

Datos generales del ente generador. Disposición final de las aguas residuales. Medición de caudales. Resultados de las mediciones de parámetros por parte del ente generador. Resultados de los análisis fisicoquímicos y microbiológicos. Evaluación de las unidades de tratamiento. Plan de acciones correctivas (en caso de que alguno de los parámetros se encuentre

por encima del límite máximo permitido) Nombre y firma del responsable técnico del reporte y propietario o representante

legal.

El responsable técnico debe evaluar los resultados de las mediciones semanales, los análisisde laboratorio semestrales y las anotaciones en la bitácora, con el fin de evaluar eldesempeño del sistema de tratamiento y emitir sus conclusiones y recomendaciones.Adicionalmente, se debe reportar cualquier modificación tanto del proceso de produccióncomo del sistema de tratamiento.

Las actividades para elaborar los reportes operacionales se clasifican en medicionesrutinarias y mediciones periódicas. Las mediciones rutinarias deben realizarsesemanalmente por el personal de la planta de tratamiento y deben incluir el caudal, pH,temperatura y sólidos sedimentables. Estas mediciones deben llevarse a cabo a la salida dela última unidad de tratamiento, en un día representativo de la producción de aguasresiduales, durante el periodo total de producción y con una frecuencia de al menos unamedición por hora. Deben reportarse los valores máximos, mínimos y promediosaritméticos de cada uno de los parámetros. Los caudales deben reportarse en metros cúbicospor día, entendiéndose por día un periodo de generación del agua residual. Debe indicarseel método de aforo para la determinación del caudal. Para la medición del pH se utiliza unpH-metro, para la medición de temperatura se utiliza un termómetro de alcohol y para lamedición de los sólidos sedimentables se utiliza un cono Inhoff.

Las mediciones periódicas deben hacerse semestralmente por un laboratorio certificado ydeben incluir: pH, sólidos suspendidos totales, sólidos sedimentables, DQO, DBO5,20,grasas y aceites, sustancias activas al azul de metileno, temperatura, nitrógeno total yfosfatos. Los reportes de laboratorio deben estar refrendados por el Colegio de Químicos yfirmados por el profesional responsable. Los muestreos deben realizarse en base a loestablecido en la ultima edición del “Standards Methods for the Examination of Water and

Wastewaters”, en un periodo no mayor a dos horas, cada 30 minutos, en un díarepresentativo de la producción de aguas residuales.

Debe tenerse un expediente foliado denominado “Bitácora de Manejo de AguasResiduales”, el cual debe estar disponible para los entes legalmente facultados que losoliciten. En esta bitácora se deben registrar al menos lo siguiente:

Registro de las observaciones realizadas sobre la operación y el mantenimiento de laplanta de tratamiento.

Resultados de las mediciones rutinarias. Resultados de los análisis periódicos. Acciones correctivas de accidentes y situaciones anómalas. Observaciones de las visitas de inspección de los entes legalmente facultados. Modificaciones realizadas a los procesos o equipos del sistema de tratamiento. Manejo y destino de los lodos.

Las anotaciones hechas en la bitácora deben ser firmadas por quien las realice,especificando la fecha y hora. Se debe evitar dejar espacios para impedir alteraciones a loanotado con anterioridad.


10. EVALUACIÓN DE COSTOS DEL SISTEMA DE TRATAMIENTOPROPUESTO

En este capítulo se muestra la estimación del costo de inversión de capital y el costo deoperación y mantenimiento de la ampliación propuesta del sistema de tratamiento de aguasresiduales. Los costos de los distintos materiales y equipos son aproximados, pues varíanligeramente de acuerdo a las marcas, modelos, etc; y se obtuvieron de consultas realizadas aproveedores e información disponible en sus respectivas páginas web.

10.1 Costo de adaptación del sistema de tratamiento actual

El costo inicial de la ampliación del sistema de tratamiento consiste en una serie de costosdirectos e indirectos. Los costos directos considerados son: la compra de los equipos, lainstalación de los equipos, la compra e instalación del sistema de tuberías, la compra einstalación del sistema eléctrico y las mejoras al terreno. Los costos indirectos consideradosson: los de ingeniería y supervisión, los gastos de construcción, los honorarios delcontratista, los gastos legales y un porcentaje de contingencia.

El costo de compra de los equipos es la suma del costo del concreto premezclado, la varillanúmero 4, las bombas, el soplador y otros costos menores, tales como el pH-metro, eltermómetro, el cono Inhoff, etc.

Cuadro 10.1 Costo de compra de los equipos

Material / EquipoCosto

(colones)Concreto premezclado 2 020 000

Varilla número 4 1 670 000Bomba para el reactor anaerobio 600 000Bomba para el reactor anóxico 750 000Bomba para el reactor aerobio 750 000Bomba para el sedimentador 850 000

Bomba de lodos 500 000Soplador 500 000

Otros 500 000Total 8 140 000

El costo de compra de los equipos es aproximadamente 8 140 000 colones. Los demáscostos de inversión se determinaron utilizando porcentajes típicos respecto al costo decompra de los equipos. Estos porcentajes se escogieron de acuerdo con los ámbitospropuestos por Peters, Timmerhaus y West (2003). Los resultados de esto se muestran en elsiguiente cuadro.

75

Cuadro 10.2 Porcentajes de costos directos e indirectos de inversión de capital (Peters,Timmerhaus y West, 2003; pp. 240)

Tipo decosto

Costo

Ámbito deporcentajespropuestopor Peters,con base enel costo delos equipos

(%)

Porcentajenormalizadoescogido, con

base en elcosto de los

equipos(%)

Porcentajenormalizadoescogido, con

base en elcosto de

inversión total(%)

Directo Sistema de tuberías 4 a 17 20,73 9, 34Directo Instalaciones eléctricas 2 a 10 12,20 5,49Directo Instalación de los equipos 6 a 14 17,07 7,69Directo Mejoras al terreno 2 a 5 3,66 1,65

Indirecto Ingeniería y supervisión 4 a 20 9,76 4,40Indirecto Gastos de construcción 4 a 17 20,73 9,34Indirecto Honorarios del contratista 2 a 6 4,88 2,20Indirecto Gastos legales 1 a 3 1,22 0,55Indirecto Contingencia 5 a 15 9,75 4,40

Los porcentajes del cuadro 9.2 se eligieron de acuerdo con los siguientes criterios deselección:

Sistema de tuberías: Este costo incluye tuberías, válvulas, accesorios e instalación.Debido que el sistema tiene dos reciclos y una cantidad considerable de accesorios yválvulas, el costo del sistema de tuberías es importante, por lo que se le asignó elvalor superior del ámbito recomendado por Peters: 17% del costo de inversión total,lo cual corresponde a un 20,73% una vez normalizado.

Instalaciones eléctricas: Este costo se refiere a las instalaciones eléctricas yacolocadas. La ampliación de la planta de tratamiento incluye la adición de cincobombas, por lo que el costo del sistema eléctrico es significativo y se seleccionó un10 % del costo de inversión total, lo cual corresponde a un 12,20% una veznormalizado.

Instalación de los equipos: En este apartado se incluyen los costos directos deconstrucción de los reactores, el sedimentador y los cárcamos de bombeo, así comolos relativos a la instalación de las bombas y el soplador. Debido a su granimportancia en este caso en particular se le asignó un 14% del costo de inversióntotal, lo cual corresponde a un 17,07% una vez normalizado.

Mejoras al terreno: Se requiere la excavación de los cárcamos de bombeo, sinembargo ninguno de los reactores ni el sedimentador necesitan de excavación. A


75 Evaluación de costos del sistema de tratamiento propuesto

este costo se le asignó un 3% del costo de inversión total, lo cual corresponde a un3,66% una vez normalizado.

Ingeniería y supervisión: En este apartado se toman en cuenta el costo de los planos,de adquisición del software necesario, royalties, entre otros. Para la ampliación de laplanta de tratamiento propuesta los costos de ingeniería y supervisión se reducenprácticamente al costo de los planos. Se seleccionó un 8 del costo de inversión total,lo cual corresponde a un 9,76% una vez normalizado.

Gastos de construcción: Estos incluyen diversos costos, tales como salarios de losobreros, instalaciones temporales, seguros, entre otros. Tomando en cuenta que laampliación del sistema de tratamiento requiere la construcción de varias estructurasde concreto y excavación, los gastos de construcción son muy importantes en estecaso. Se seleccionó un 17% del costo de inversión total, lo cual corresponde a un20,73% una vez normalizado.

Honorarios del contratista: Se escogió el valor promedio propuesto por Peters, elcual es un 4% del costo de inversión total, lo que corresponde a un 4,88% una veznormalizado.

Gastos legales: Este costo se deriva principalmente de la compra de tierras, comprade equipos y contratos de construcción. Dado que no se requiere comprar terreno niequipos muy costosos, se escogió el valor inferior del ámbito recomendado porPeters: 1%, el cual representa un 1,22% del costo de inversión total una veznormalizado.

Contingencia: Este costo se incluye para tomar en cuenta los eventos inesperados,cambios en el diseño y todos aquellos imprevistos que puedan aumentar el costototal de inversión. De acuerdo con Peters, Timmerhaus y West (2003, pp. 249) un8% del costo total de inversión es un valor razonable para la contingencia, lo cualcorresponde a un 9,75% una vez normalizado.

Algunos costos directos definidos por Peters, Timmerhaus y West (2003, pp. 240) no setomaron en cuenta debido a que no aplican en este caso en particular. No es necesariorealizar ninguna compra de terreno, ni se requieren servicios como agua de enfriamiento yvapor. Tampoco se tomaron en cuenta los costos de instrumentación y control ya que noexisten sistemas de control automático y el costo de los instrumentos de medición secontempla en el costo de los equipos.

Cuadro 10.3 Estimación de la inversión de capital fijo

Tipo de costo AspectoCosto estimado

(colones)Directo Compra de equipos 8 140 000Directo Sistema de tuberías 1 383 800

Cuadro 10.3 (continuación) Estimación de la inversión de capital fijo

Tipo de costo AspectoCosto estimado

(colones)Directo Instalaciones eléctricas 814 000Directo Instalación de los equipos 1 139 600Directo Mejoras al terreno 244 200

Indirecto Ingeniería y supervisión 651 200Indirecto Gastos de construcción 1 383 800Indirecto Honorarios del contratista 325 600Indirecto Gastos legales 81 400Indirecto Contingencia 651 200

Total 14 814 800

El costo de inversión total de la ampliación del sistema de tratamiento de aguas residualeses aproximadamente 15 000 000 colones.

10.2 Costo de operación y mantenimiento del sistema de tratamiento propuesto

Actualmente, la planta de tratamiento de aguas residuales tiene un costo de operación ymantenimiento de aproximadamente 950 000 colones mensuales, el cual incluye lossalarios de los dos operarios, sus respectivas cargas sociales, análisis de aguas, reportesoperacionales, entre otros. Con el fin de estimar el costo de operación y mantenimiento delsistema ampliado se utilizaron los siguientes criterios:

Salarios: En la planta de tratamiento se requiere un jefe de planta y dos operadores. Elsalario del jefe de planta se calculó como el 120% del salario mínimo para un licenciadouniversitario: 510 000 colones/mensuales. De igual forma, los salarios de los operarios secalcularon como 120% del salario mínimo para un trabajador calificado: 230 000colones/mes.operario. Estos salarios se basan en jornadas de 8 horas, seis días por semana.

Cargas sociales: Estas se calcularon como un 40% de los salarios. Este aspecto incluyeaguinaldos, incapacidades, liquidaciones, etc. Consumo eléctrico: Este costo se estimó basándose en la potencia requerida por las bombasy el soplador si estas operaran de manera continúa.

Análisis de aguas y reportes operacionales: El costo dos reportes operacionales por año ylos análisis de laboratorio respectivos es de alrededor de 80 000 mensuales.

Costo de mantenimiento: Este apartado incluye todos aquellos costos debidos a laoperación normal de la planta. Por ejemplo compra de repuestos para las bombas,contrataciones de personal externo para reparaciones (en caso de que sea necesario),cambio de tuberías dañadas, etc. Se estimó como un 3% del costo de compra de losequipos.


77 Evaluación de costos del sistema de tratamiento propuesto

Cuadro 10.4 Estimación del costo de operación y mantenimiento del sistema ampliado

AspectoCosto estimado (colones/mes)

Salarios 970 000Cargas sociales 388 000

Consumo eléctrico 104 000Análisis de aguas y reportes operacionales 80 000

Costo de mantenimiento 244 200Total 1 786 200

El costo de operación y mantenimiento del sistema de tratamiento de aguas ampliado esaproximadamente 1 800 000 colones, lo que representa 850 000 colones adicionales pormes con respecto al sistema actual.

Es importante destacar que la estimación de los costos de operación y mantenimientorealizada es solamente un cálculo del orden de magnitud, debido a la imposibilidad deprever eventualidades que afectan directamente a estos costos. Por ejemplo el tarifa delfluido eléctrico puede aumentar, puede ser necesario realizar reparaciones mayores a lascontempladas, el costo de los análisis de aguas puede variar, etc.

11. CONCLUSIONES Y RECOMENDACIONES

En general, los procesos biológicos se adaptan mejor al tratamiento de las aguasresiduales de una granja porcina que los procesos fisicoquímicos, debido a lanaturaleza de estas aguas. Además, los procesos biológicos presentan la ventaja detener costos de operación significativamente más bajos que los fisicoquímicos.

El cultivo de microalgas es el sistema de remoción de nutrientes con mayorpuntuación en la matriz de selección diseñada, debido a que este proceso presentamuchas ventajas, tales como un costo inicial nulo, un costo de operación muy bajo,disponibilidad de las microalgas en el país, entre otras. Sin embargo la eficacia deltratamiento mediante microalgas no es suficiente para remover satisfactoriamentelas altas concentraciones de nutrientes presentes en las aguas residuales de unagranja porcina. El segundo sistema con mayor puntuación en la matriz de selecciónes la eliminación biológica conjunta de nitrógeno total y fosfatos, el cual sí posee laeficacia requerida para una granja porcina.

Mediante la combinación de un sistema biológico eliminación de nutrientes, basadoen el proceso A2/O, y el cultivo de microalgas es posible obtener un efluente últimocon concentraciones de nitrógeno total y fosfatos por debajo de límite máximoestipulado en el Reglamento de Vertido y Reuso de Aguas Residuales. Laconcentración de nitrógeno total del sistema modificado es inferior 37 mg/l y laconcentración de fosfatos es inferior a 20 mg/l; mientras que los valores máximospermisibles son 50 mg/l y 25 mg/l respectivamente.

Es posible implementar un sistema biológico de remoción de nutrientes basado en elproceso A2/O en una granja porcina sin la necesidad de emplear una fuente externade carbono orgánico. Las aguas residuales de una granja porcina tienen el sustratosuficiente para llevar a cabo de manera satisfactoria la eliminación de tanto elnitrógeno total como los fosfatos.

Además de presentar altos porcentajes de eliminación de nitrógeno total y fosfatos,el sistema biológico de eliminación conjunta de nutrientes reduce significativamentela demanda bioquímica de oxígeno del agua vertida a la quebrada. Mientras laDBO5,20, del sistema sin modificar es 172 mg/l, la DBO5,20, del sistema modificadoes 40 mg/l.

Se dimensionó un reactor anaerobio con un volumen de 15,7 metros cuadrados y untiempo de retención hidráulico a caudal medio de 2.4 horas.

Se dimensionó un reactor anóxico con un volumen de 73,5 metros cuadrados y untiempo de retención hidráulico a caudal medio de 6,7 horas.

79

Se dimensionó un reactor aerobio con un volumen de 54 metros cuadrados y untiempo de retención hidráulico a caudal medio de 4,9 horas.

Se dimensionó un sedimentador con un volumen de 46,9 metros cuadrados y untiempo de retención hidráulico a caudal medio de 8,6 horas.

El costo de inversión de capital de la ampliación del sistema de tratamiento de aguasresiduales es aproximadamente 15 000 000 colones.

El costo de operación y mantenimiento del sistema de tratamiento de aguasresiduales ampliado es aproximadamente 1 800 000 colones por mes, lo cualrepresenta un incremento de 850 000 colones con respecto al costo mensual delsistema actual.

Se recomienda diseñar eras de secado para la deshidratación de los lodos purgadosdel sedimentador y utilizar los lodos secos como abono.

Se recomienda la utilización del metano que se obtiene en los reactores anaerobio yanóxico con el fin de reducir el consumo eléctrico y evitar la liberación de este gas ala atmósfera. El metano es uno de los gases que más contribuyen al calentamientoglobal, por lo que se deben evitar las emisiones de este compuesto.


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APÉNDICES

A. DATOS INICIALES

Cuadro A.1 Resultados de la caracterización de las aguas realizada el viernes 1 de Agostodel 2008

Parámetro Valor en el efluente de la laguna de maduraciónpH 7,78 ± 0,04

Sólidos suspendidos totales 172 ± 6 mg/lSólidos sedimentables 0,5 ± 0,1 ml/l

DQO 529 ± 10 mg/lDBO5,20 172 ± 8 mg/l

Grasas y aceites 12 ± 1 mg/lSAAM 1,0 ± 0,1 mg/l

Temperatura 29 ºCNitrógeno total (como N) 312 ± 8 mg/l

Fosfato (como PO4) 166 ± 2 mg/l

Cuadro A.2 Datos para la determinación volumétrica del caudal obtenidos el 1 de Agostodel 2008

Muestra(1 galón)

Tiempo (s)

1 3,032 2,673 2,834 3,225 2,466 2,077 3,11

Cuadro A.3 Resultados de la prueba de jarras preliminar con sulfato de aluminio realizadael 22 de abril del 2008

Muestra Parámetro ValorAgua sin adición de sulfato de aluminio Nitrógeno total 455 ± 9 mg/lAgua sin adición de sulfato de aluminio Fosfatos 149 ± 3 mg/lAgua sin adición de sulfato de aluminio pH 8,02 ± 0,03Agua con 1 g/l de sulfato de aluminio Nitrógeno total 380 ± 8 mg/l

Agua con 1 g/l de sulfato de aluminio Fosfatos 10,6 ± 0,1 mg/lAgua con 1 g/l de sulfato de aluminio pH 6,90 ± 0,03Agua con 1 g/l de sulfato de aluminio Volumen de lodos por hora 17 ± 3

Agua con 2 g/l de sulfato de aluminio Nitrógeno total 370 ± 8 mg/lAgua con 2 g/l de sulfato de aluminio Fosfatos 1,3 ± 0,1 mg/lAgua con 2 g/l de sulfato de aluminio pH 6,04 ± 0,03Agua con 2 g/l de sulfato de aluminio Volumen de lodos por hora 30 ± 3

87

B. DATOS INTERMEDIOS

Cuadro B.1 Caudales medidos por medio del método volumétrico el 1 de Agosto del 2008

MuestraCaudal(m3/h)

1 4,502 5,103 4,824 4,235 5,546 6,587 4,38

Cuadro B.2 Caudal pico y caudal medio medidos el 1 de Agosto del 2008Caudal pico

(m3/h)Caudal medio

(m3/h)6,58 4,82

Cuadro B.3 Caudal pico y caudal medio proyectados a 15 añosCaudal pico

(m3/h)Caudal medio

(m3/h)12,94 9,48

Cuadro B.4 Resumen del predimensionamiento de la precipitación químicaCaracterística Valor

Volumen del líquido en el sedimentador sin incluir lodos 25,88 m3

Volumen del líquido en el sedimentador incluyendo lodos 31,06 m3

Volumen total del sedimentador 36,46 m3

Altura del líquido en el sedimentador 2,50 mAltura total del sedimentador 2,94 m

Largo del sedimentador 4,98 mAncho del sedimentador 2,49 m

Volumen de concreto necesario para el sedimentador 5,39 m3

Longitud de varilla necesaria para el sedimentador 1001,40 mConsumo de sulfato de aluminio 1 kg/m3

Precio del sulfato de aluminio$1,60/kg

(908 colones/kg)Días trabajados por el operario 24 días/mes

89

Cuadro B.5 Resumen del costeo de la precipitación química a nivel depredimensionamiento

Tipo de costoValor

(colones)Concreto necesario para el sedimentador 358 435Varilla necesaria para el sedimentador 278 710

Costo del sedimentador 746 431Costo de la bomba dosificadora 200 000

Costo inicial 996 431Costo mensual del coagulante 1 409 942

Salario mínimo del operario calificado (por jornada de 8 h) 7 154Costo mensual del operador 188 866

Costo de operación total (por mes) 1 598 808

Cuadro B.6 Resumen del predimensionamiento de la nitrificación-desnitrificaciónCaracterística Valor

Tasa máxima de crecimiento específico 1,22/díaCoeficiente de producción máxima 0,2 mg/mg

Tasa máxima de utilización del sustrato 6,1/díaTiempo de retención celular 0,85 día

Tiempo de retención de sólidos para la nitrificación 5,67 díaCoeficiente de descomposición endógena 0,05/día

Fracción degradable de los SSVLM durante la aireación 0,76Tiempo de retención hidráulico aerobio global 4,3 h

Fracción de volumen de la zona aerobia. 0,15Tiempo de detención anóxica 3,6 h

Concentración de células en zona aerobia 2 500 mg/lConcentración de células en la zona anóxica 6 000 mg/lVolumen del líquido en el reactor aerobio 55,64 m3

Volumen del líquido en el reactor anóxico 46,58 m3

Altura del líquido en el reactor anóxico 3,00 mAltura total del reactor anóxico 3,53 m

Largo del reactor anóxico 3,94 mAncho del reactor anóxico 3,94 m

Volumen total del reactor anóxico 54,80 m3 Volumen de concreto necesario para el reactor anóxico 6,76 m3

Longitud de varilla necesaria para el reactor anóxico 1248,81 mAltura del líquido en el reactor aerobio 3,00 m

Altura total del reactor aerobio 3,53 mLargo del reactor aerobio 4,31 mAncho del reactor aerobio 4,31 m

Volumen total del reactor aerobio 65,57 m3

Volumen de concreto necesario para el reactor aerobio 7,63 m3

Longitud de varilla necesaria para el reactor aerobio 1405,79 m


91 Apéndice B: Datos intermedios

Cuadro B.6 (continuación) Resumen del predimensionamiento de la nitrificación-desnitrificación

Característica ValorDías trabajados por el operario 24 días/mes

Cuadro B.7 Resumen del costeo de la nitrificación-desnitrificación a nivel depredimensionamiento

Tipo de costoValor

(colones)Concreto necesario para los dos reactores 956 935Varilla necesaria para los dos reactores 738 828

Costo inicial 2 119 704Salario mínimo del operario calificado (por jornada de 8 h) 7 154

Costo mensual de los operadores 377 731Costo de operación total (por mes) 377 731

Cuadro B.8 Resumen del predimensionamiento de la eliminación biológica incrementadadel fósforo

Característica ValorCoeficiente de producción máxima 0,2 mg/mg

Coeficiente de descomposición endógena 0,05/díaConcentración de células en el reactor aerobio 4 000 mg/l

Tiempo de retención celular 10 díaVolumen del líquido en el reactor aerobio 17,81 m3

Tiempo de retención en el reactor aerobio 1,38 hVolumen del líquido en el reactor anaerobio 8,93 m3

Tiempo de retención en el reactor anaerobio 0,69 hAltura del líquido en el reactor aerobio 2,50 m

Altura total del reactor aerobio 2,94 mAncho del reactor aerobio 2,67 mLargo del reactor aerobio 2,67 m

Volumen total del reactor aerobio 20,96 m3

Volumen del concreto necesario para el reactor aerobio 3,61 m3

Longitud de la varilla necesaria para el reactor aerobio 676,80 mAltura del líquido en el reactor anaerobio 2,50 m

Altura total del reactor anaerobio 2,94 mAncho del reactor anaerobio 1,89 mLargo del reactor anaerobio 1,89 m

Volumen total del reactor anaerobio 10,50 m3

Volumen del concreto necesario para el reactor anaerobio 2,36 m3

Longitud de la varilla necesaria para el reactor anaerobio 447,17 mDías trabajados por el operario 24 días/mes

Cuadro B.9 Resumen del costeo de la eliminación biológica incrementada del fósforo anivel de predimensionamiento

Tipo de costoValor

(colones)Concreto necesario para los dos reactores y el sedimentador 755 440Varilla necesaria para los dos reactores y el sedimentador 591 533

Costo inicial 1 683 716Salario mínimo de cada operario calificado (por jornada de 8 h) 7 154


Cuadro B.10 Resumen del costeo de un sistema biológico de eliminación conjunta denitrógeno total y fosfatos a nivel de predimensionamiento

Tipo de costoValor

(colones)Concreto necesario para los tres reactores y el sedimentador 1 472 310Varilla necesaria para los tres reactores y el sedimentador 1 141 994

Costo inicial 3 267 880Salario mínimo de cada operario calificado (por jornada de 8 h) 7 154


Cuadro B.11 Estimación de la DBO5, el nitrógeno total y los fosfatos a la salida de lagunafacultativa

ParámetroSalida de la laguna

de maduraciónEficacia típica

Entrada a la lagunade maduración

DBO5 172 mg/l 85% 1147 mg/lNitrógeno total 312 mg/l 65% 891 mg/l

Fosfatos 166 mg/l 40% 277 mg/l

Cuadro B.12 Caudales medio y pico proyectados a 15 años del sistema de remoción denutrientes propuesto

CorrienteCaudal medio a 15 años

(m3/h)Caudal pico a 15 años

(m3/h)1 9,48 12,942 9,48 12,943 9,48 12,944 9,48 12,945 10,67 14,566 18,25 24,917 18,25 24,918 18,25 24,919 10,67 14,56



Cuadro B.12 (continuación) Caudales medio y pico proyectados a 15 años del sistema deremoción de nutrientes propuesto

CorrienteCaudal medio a 15 años

(m3/h)Caudal pico a 15 años

(m3/h)11 7,50 10,2410 7,50 10,2412 7,58 10,3513 2,54 3,4714 1,35 1,8515 1,19 1,62

Cuadro B.13 Cálculo de las velocidades de desaparición de polifosfato en el reactoranaerobio a distintas conversiones

Conversión(%)

DBO5

(mg/l)COT(mg/l)

Sustrato(mg/l)

Velocidad dereacción

(mg-P /l-dia)30 1110 657 2628 -90,9260 1074 635 2540 -90,9190 1037 614 2456 -90,90

Cuadro B.14 Dimensionamiento del reactor anaerobioCaracterística Valor

Coeficiente de mantenimiento celular 2,4 mg-P /g-SS VLM díaConsumo de polifosfato/ Concentración de células 56 mg-P /g-SSVLM

Coeficiente de saturación del polifosfato 54 mg-P /g-SSVLMCoeficiente de saturación del sustrato (ácido acético) 9 mg-Ac/l

Consumo de polifosfato/ Consumo de sustrato 2,3 g-P/ g-AcContenido de polifosfato en la masa celular 120 mg-P/g-SSVLM

Desaparición de polifosfato/ Consumo de DBO5 0,5 mg-Pp/ mg DBO5

DBO5/ COT 1,69 mg-DBO5/ mg-COTMasa acido acético/ Masa COT 4 mg-Ac/ mg-COT

Concentración de polifosfato en la entrada al reactor 61 mg/lConcentración de células 1 g-SSVLM/ l

Volumen del líquido 12,89 m3

Altura del líquido 3 mLargo 2,10 mAncho 2,10 m

Altura total 3.55 mTiempo de detención hidráulico en el carcamo de bombeo 0,25 h

Volumen entre el nivel máximo y mínimo del agua 2,37 m3

Nivel máximo del agua en el carcamo de bombeo 0,93 mNivel mínimo del agua en el carcamo de bombeo 0,33 m

Área del carcamo de bombeo 3,95 m2

Cuadro B.14 (continuación) Dimensionamiento del reactor anaerobioCaracterística Valor

Ancho del cárcamo de bombeo 2,00 mAltura total del carcamo de bombeo 1,15 m

Largo del carcamo de bombeo 2,00 mVolumen total del cárcamo de bombeo 4,60 m3

Altura de la alimentación 0 mCabeza sobre la bomba sin tomar en cuenta las pérdidas 1,15 m

Diámetro interno de la tubería 0,050 mÁrea transversal de la tubería 0,001963 m2

Densidad del agua a 25º C 997 kg/m3

Viscosidad del agua a 25º C 8,91*10-4 Pa.sFactor de fricción en la tubería 0,008

Coeficiente de resistencia en la entrada 0,5Coeficiente de resistencia en la salida 1,0

Aceleración de la gravedad 9,81 m/s2

Longitud de la tubería 4,63 mPerdidas en la tubería 1,68 m

Peso específico del agua a 25º C 9,78 kN/m3

Eficiencia de la bomba 0,65Cabeza sobre la bomba 2,83 mPotencia de la bomba 0,18 HP

Concentración de células 1 000 mg/lCoeficiente de producción máxima 0,1 mg SSV/mg DBO5

Coeficiente de descomposición endógena 0,005 h-1

Concentración de sustrato a la entrada del reactor 2715 mg/lConcentración de sustrato a la salida del reactor 2456 mg/l

Cuadro B.15 Iteración para obtener las concentraciones de nitrógeno total, nitrógeno enforma de nitratos y nitrógeno amoniacal a la entrada del reactor anóxico

CorrienteNitrógeno total

(mg/l)% Nitrato

Nitrato(mg/l)

% AmoniacalAmoniaco

(mg/l)6 1000 95 950 5 507 145 66 95 44 5012 100 95 95 5 56 561 54 304 46 2577 287 10 30 90 25712 56 54 30 46 266 543 51 277 49 2667 294 10 28 90 26612 55 51 28 49 276 542 51 276 49 2667 294 10 28 90 26612 55 51 28 49 27



Cuadro B.16 Dimensionamiento del reactor anóxicoCaracterística Valor

Tasa de utilización de nitrógeno en forma de nitrato 0,250 mgNO3-N/mgSSV.diaConcentración de células 1 750 mg/l

Conversión 90%Volumen del líquido en el reactor 62,23 m3


Altura del liquido 3,00 mAltura total 3,55 m

Caudal medio proyectado a 15 años 18,25 m3/hTiempo de detención hidráulico del carcamo de bombeo 0,25 h


Nivel máximo del agua en el cárcamo de bombeo 0,93 mNivel mínimo del agua en el cárcamo de bombeo 0,33 m


Altura total del carcamo de bombeo 1,15 mLargo del carcamo de bombeo 2,75 mAncho del carcamo de bombeo 2,75 m

Volumen total del carcamo de bombeo 8,70 m3

Altura de la alimentación 1,5 mCaudal pico proyectado a 15 años 24,94 m3/h

Cabeza sobre la bomba sin tomar en cuenta las pérdidas 1,15 mDiámetro interno de la tubería 0,050 mÁrea transversal de la tubería 0,001963 m2







Eficiencia de la bomba 0,65Cabeza sobre la bomba 7,38 mPotencia de la bomba 1,02 HPCaudal medio actual 9,76 m3/h

Volumen total del reactor 73,49 m3

Cuadro B.17 Tabla estequiométrica para la asimilación bacteriana de los fosfatos solublesen el reactor aerobio

EspecieTasa de alimentación

al reactor(mmol/h)

Cambio dentro delreactor

(mmol/h)

Tasa de efluente del reactor(mmol/h)

34PO 7,0pF CFpo 7, )1(7,08, CFF ppo

CHON 7SF CFpo 7,8

110

C

F

FFF

p

sps 8

110

7,0

77,08

Cuadro B.18 Dimensionamiento del reactor aerobioCaracterística Valor

Concentración de ortofosfato a la entrada al reactor 271 mg/lMasa molar del ortofosfato 95 g/mol

Flujo molar de ortofosfato a la entrada al reactor 71,1 mol/hCoeficiente de producción máxima 0,06 mg SSV/mg DBO5

Coeficiente de degradación endógena 0,034 día-1

Masa molar del sustrato 48 mg/lFlujo molar de sustrato a la entrada del reactor 1203,5 mol/hFlujo molar de sustrato a la entrada del reactor 2319 mg/l

Concentración de células en el reactor 2 800 mg/lConcentración de ortofosfato a la entrada al reactor 27 mg/l

Tasa de de crecimiento máximo bajo limitación de sustrato 0,643 h-1

Constante de saturación media del fosfato 0,0096mg P/lPrimera constante de saturación media de Andrews 12,86 mg C/lSegunda constante de saturación media de Andrews 2638,39 mg C/l

Coeficiente de crecimiento basado en el fosfato utilizado 146,89 mg células /mg PCoeficiente de conversión de ortofosfato a polifosfato 0,0427 mg P/ mg células

Volumen del líquido en el reactor 45,55 m3

Altura del líquido en el reactor 3,00 mAltura total del reactor 3,55 m

Conversión 90%Flujo molar de ortofosfato a la salida al reactor 7,1 mol/h

Flujo molar de oxígeno molecular consumido en el reactor 2025 mol/hMasa molar del oxígeno molecular 32 g/mol

Concentración de oxígeno consumido en el reactor 3233 mg/lConstante de los gases ideales 8,3145 J/K.mol

Masa molar del aire 29 g/molEficiencia del soplador 0,70

Temperatura ambiental de referencia 293 KPresión ambiental de referencia 101 325 PaPresión de descarga del soplador 106 000 Pa

Densidad del aire de descarga del soplador 1,26 kg/m3



Cuadro B.18 (continuación) Dimensionamiento del reactor aerobioCaracterística Valor

Potencia requerida del soplador 1,10 HPCaudal medio proyectado a 15 años 18,25 m3/h

Caudal medio actual 11,57 m3/hTiempo de detención hidráulico del carcamo de bombeo 0,25 h


Nivel máximo del agua del carcamo de bombeo 0,93 mNivel mínimo del agua del carcamo de bombeo 0,33 m


Altura total del carcamo de bombeo 1,15 mLargo del carcamo de bombeo 2,75 mAncho del carcamo de bombeo 2,75 m

Volumen total del carcamo de bombeo 8,76 m3

Altura de la alimentación 1,50 mCaudal pico proyectado a 15 años 24,91 m3/h








Eficiencia de la bomba 0,65Cabeza sobre la bomba 8,56 mPotencia de la bomba 0,50 HP

Tasa máxima de remoción de sustrato para la nitrificación 0,213 día-1

Constante de saturación media para la nitrificación 1,0 mg/lVolumen de líquido necesario para la eliminación del fosfato 19,29 m3

Flujo molar de sustrato a la salida del reactor 323,6 mol/hConcentración de sustrato a la salida del reactor aerobio 624, mg/l

Ancho del reactor 3,90 mLargo del reactor 3,90 m

Volumen total del reactor 54,00 m3

Flujo de aire 440 m3/h

Cuadro B.19 Dimensionamiento del sedimentadorCaracterística Valor

Tiempo de retención a caudal pico 2 h

Cuadro B.19 (continuación) Dimensionamiento del sedimentadorCaracterística Valor

Profundidad del nivel del líquido 3 mVolumen del líquido 29,12 m3

Área de la parte superior 14,56m3

Profundidad de la parte superior 2,00 mCarga superficial 1 m3/m2.h

Ancho 2,80 mLargo 5,20 m

Caudal pico sobre el sedimentador proyectado a 15 años 14,56 m3/hAltura de la alimentación de lodos al reactor anaerobio 1,50 mDistancia entre el sedimentador y el reactor anaerobio 16,50 m


Densidad de los lodos 1240 kg/m3

Viscosidad de los lodos 0,04 Pa.sFactor de fricción en la tubería 0,008



Longitud de la tubería de recirculación de lodos 18,00 mPerdidas en la tubería de recirculación de lodos 0,23 m

Peso específico del lodo 12,16 kN/m3

Eficiencia de la bomba de lodos 0,65Cabeza sobre la bomba de lodos 1,73 mPotencia de la bomba de lodos 0,04 HP

Concentración de células a la entrada del sedimentador 2 800 mg/lConcentración de células a la salida del sedimentador 840 mg/l

Concentración de células en el lodo recirculado 9 260 mg/lDensidad del agua a 25ºC 997 kg/m3

Largo de la base del sedimentador 1,75 mTiempo de detención hidráulico en el carcamo de bombeo 0,25 h


Nivel máximo del agua en el cárcamo de bombeo 0,93 mNivel mínimo del agua en el cárcamo de bombeo 0,33 m

Área del cárcamo de bombeo 3,95 m2

Altura total del cárcamo de bombeo 1,15 mLargo del cárcamo de bombeo 2,00 mAncho del cárcamo de bombeo 2,00 m


Caudal pico sobre el cárcamo proyectado a 15 años 24,91 m3/hAceleración de la gravedad 9,81 m/s2

Viscosidad del agua a 25º C 8,91*10-4 Pa.s



Cuadro B.19 (continuación) Dimensionamiento del sedimentadorCaracterística Valor


Eficiencia de la bomba de recirculación interna 0,65Pérdidas en la tubería de recirculación interna 12,55 m

Cabeza sobre la bomba de recirculación interna 13,70 mCabeza sobre la bomba de recirculación interna sin pérdidas 1,15 m

Longitud de la tubería de recirculación interna 23 mPotencia de la bomba de recirculación interna 1,91 HP

Cuadro B.20 Dimensionamiento de la laguna de maduración Característica Valor

Concentración de células en el afluente 840 mg/lConcentración de ortofosfato en el afluente 27 mg/lConcentración de polifosfato en el afluente 6 mg/l

Concentración de fosfato en la masa celular remanente 21 mg/lConcentración de fosfato total en el afluente 54 mg/l

Concentración de nitrógeno amoniacal en el afluente 27 mg/lConcentración de nitrógeno en forma de nitrato 28 mg/l

Concentración de nitrógeno en la masa celular remanente 115 mg/lConcentración de nitrógeno total en el afluente 170 mg/l

Cuadro B.21 Cálculo de las velocidades de desaparición de fosfato en la laguna demaduración a distintas conversiones

Conversión(%)

34PO

(mg/l)

Velocidad de reacción(mg PO4/ mg Cholorella

vulgaris día)21 41,87 -0,4042 30,74 -0,3763 19,61 -0,33

Cuadro B.22 Cálculo de las velocidades de desaparición de nitrógeno total en la laguna demaduración a distintas conversiones

Conversión(%)

Nitrógeno total(mg/l)

Velocidad de reacción(mg PO4/ mg Cholorella

vulgaris día)26 126 -1,2052 82 -1,0878 37 -0,81

Cuadro B.23 Costeo de la ampliación del sistema de tratamiento Característica Valor

Volumen de concreto necesario total 30 m3

Cuadro B.23 (continuación) Costeo de la ampliación del sistema de tratamiento Característica Valor

Precio del concreto premezclado 6 500 colones/ m3

Costo total del concreto 2 020 000 colonesLongitud de varilla necesaria total 5 980 m

Precio de la varilla número 4 7 000 colones/ 25 kgPeso de la varilla número 4 0,994 kg

Costo total de la varilla número 4 1 670 000 colonesPrecio del fluido eléctrico 45 colones/kW.h

Potencia total de las bombas y el soplador 3,2 kW


C. MUESTRA DE CÁLCULO

C.1 Cálculo del caudal pico y el caudal medio

Para obtener un caudal por el método volumétrico se divide el volumen de cada muestratomada entre el tiempo que se tardó en obtener ese volumen:

t

VQ (C.1)

Donde Q es el caudal, V es el volumen y t es el tiempo. Tomando el valor de la fila 1,columna 2 del cuadro A.2 se tiene:

hmsgalQ /50,4/33,003,3

1 3

Los resultados de estos cálculos se muestran en el cuadro B.1. El caudal pico correspondeal valor más alto obtenido: 6,58 m3/h. El caudal medio corresponde a la mediana de losvalores obtenidos: 4,82 m3/h.

C.2 Cálculo del caudal pico proyectado a 15 años

Se espera que en los próximos 15 años la población de cerdos aumente de 3050 a entre5000 y 6000. Para obtener una proyección a 15 años se divide el caudal pico actual entre elnúmero de cerdos actual y se multiplica por el número de cerdos futuro:

3050

60000,15, PP QQ (C.2)

Donde 15,PQ es el caudal pico proyectado a 15 años y 0,PQ es el caudal pico actual.Tomando el valor de la fila 1, columna 1 del cuadro B.2 se tiene:

hmQP /94,123050

600058,6 3

15,

C.3 Cálculo de los tiempos de retención de las lagunas de estabilización

Con el fin de calcular los tiempos de retención de las lagunas de estabilización se divide elvolumen de cada una entre el caudal pico. Para calcular el tiempo de retención de la lagunaanaerobia se utiliza la siguiente ecuación:

101

0,P

LNLN Q

V (C.3)

Donde LN es el tiempo de retención de la laguna anaerobia y LNV es el volumen de lalaguna anaerobia. Tomando los valores de la fila 1, columna 4 del cuadro 6.1 y fila 1,columna 1 del cuadro B.2 se tiene:

hLN 9158,6

600

Para calcular el tiempo de retención de la laguna facultativa se utiliza la siguiente ecuación:

0,P

LFLF Q

V (C.4)

Donde LF es el tiempo de retención de la laguna facultativa y LFV es el volumen de lalaguna facultativa. Tomando los valores de la fila 2, columna 4 del cuadro 6.1 y fila 1,columna 1 del cuadro B.2 se tiene:

hLF 13758,6

900

Para calcular el tiempo de retención de la laguna de maduración se utiliza la siguienteecuación:

0,P

LMLM Q

V (C.5)

Donde LM es el tiempo de retención de la laguna de maduración y LMV es el volumende la laguna de maduración. Tomando los valores de la fila 3, columna 4 del cuadro 6.1 yfila 1, columna 1 del cuadro B.2 se tiene:

hLM 9158,6

600

C.4 Predimensionamiento de un sedimentador para precipitación química

Para calcular el volumen de un sedimentador se utiliza la siguiente relación:

PQPQ QV (C.6)


103 Apéndice C: Muestra de cálculo

Donde PQV es el volumen del líquido en el sedimentador, Q es el caudal y PQ es eltiempo de retención hidráulica en el sedimentador. Tomando el valor de la fila 1, columna 1del cuadro B.3 y empleando un tiempo de retención hidráulica de 2 horas se tiene:

388,25294,12 mVPQ

Para incluir el volumen que ocupan los lodos (20% adicional) se utiliza la siguienteexpresión:

PQPQ VV 20,1 (C.7)

Donde PQV es el volumen del líquido y los lodos en el sedimentador. Tomando el valor dela fila 1, columna 2 del cuadro B.4 se tiene:

306,3188,2520,1 mVPQ

Utilizando una relación largo-ancho de 2-1, el ancho del sedimentador está dado por:

PQ

PQPQ h

VA

2

(C.8)

Donde PQA es el ancho del sedimentador y PQh es la altura del líquido en elsedimentador. Tomando el valor de la fila 2, columna 2 del cuadro B.4 y utilizando unaaltura de líquido de 2,5 m se tiene:

mAPQ 49,25,22

06,31

El largo del sedimentador está dado por:

PQPQ AL 2 (C.9)

Donde PQL es el largo del sedimentador. Tomando el valor de la fila 6, columna 2 delcuadro B.4 se tiene:

mLPQ 98,449,22

La altura del líquido en el sedimentador debe ser 85% de la altura total. La altura total estádada por:

85,0PQ

PQ

hH (C.10)

Donde PQH es la altura total del sedimentador. Tomando el valor de la fila 4, columna 2del cuadro B.4 se tiene:

mH PQ 94,285,0

5,2

El volumen total del sedimentador está dado por:

PQPQPQPQ ALHV (C.11)

Donde PQV es el volumen total de sedimentador. Tomando los valores de la fila 5,columna 2; fila 6, columna 2 y fila 7, columna 2 del cuadro B.4 se tiene:

346,3649,298,494,2 mVPQ

Si el sedimentador es de concreto con paredes de 15 cm de grosor y fondo de 30 cm degrosor el volumen de concreto requerido está dado por la siguiente ecuación:

PQPQPQPQPQC VALHV )15,0)(15,0(15,0, (C.12)

Donde PQCV , es el volumen de concreto necesario. Tomando los valores de la fila 5,columna 2; fila 6, columna 2; fila 7, columna 2 y fila 3, columna 2 del cuadro B.4 se tiene:

3, 39,546,36)15,049,2)(15,098,4(15,094,2 mV PQC

Además del concreto se requiere varilla número 4 en cada una de las paredes cada 15 cmtanto vertical como horizontalmente y doble malla en el fondo. El cálculo de la varillanecesaria se realiza de la siguiente manera:

15,0215,0215,0

15,0

)15,0(215,0215,0

15,0

15,0215,0215,0

15,0,

PQPQPQ

PQPQPQ

PQPQPQ

PQV

LHA

AHL

ALH

L

(C.13)

Donde PQVL , es la longitud de varilla requerida. Tomando los valores de la fila 5, columna 2; fila 6, columna 2; fila 7, columna 2 y fila 3, columna 2 del cuadro B.4 se tiene:



m

L PQV

40,100115,098,4215,094,2215,0

15,049,2

)15,049,2(215,094,2215,0

15,098,4

15,049,2215,098,4215,0

15,094,2,

C.5 Costeo a nivel de predimensionamiento para la precipitación química

El costo aproximado del concreto premezclado es 66 500 colones por metro cúbico. Elcosto del concreto necesario para construir un sedimentador para la precipitación químicase calcula de la siguiente forma:

PQCPQC VCosto ,, 66500 (C.14)

Donde PQCCosto , es el costo del concreto necesario para un sedimentador paraprecipitación química. Tomando el valor de la fila 8, columna 2 del cuadro B.4 se tiene:

colonesCosto PQC 35843539,566500,

El costo de la varilla número 4 es aproximadamente 7000 colones por cada 25 kilogramos yun metro de esta varilla pesa 0,994 kilogramos. El costo de la varilla necesaria para secalcula de la siguiente forma:

25

994,07000,,

PQVPQV LCosto (C.15)

Donde PQVCosto , es el costo de varilla necesaria de un sedimentador para precipitaciónquímica. Tomando el valor de la fila 9, columna 2 del cuadro B.4 se tiene:

colonesCosto PQV 27871025

994,0700040,1001,

El costo del sedimentador se calcula multiplicando la suma del costo del concreto y el costode la varilla por 1,25 para tomar en cuenta la mano de obra. Expresando lo anteriormatemáticamente:

PQVPQCPQS CostoCostoCosto ,,, 25,1 (C.16)

Donde PQSCosto , es el costo del sedimentador para precipitación química. Tomando losvalores de la fila 1, columna 2 y fila 2, columna 2 del cuadro B.5 se tiene:

colonesCosto PQS 79643127871035843525,1,

A nivel de predimensionamiento se supuso que el costo inicial de la precipitación químicaconsiste solamente en el costo inicial del sedimentador más el costo inicial de la bombadosificadora Las bombas dosificadoras Milton-Roy tienen un costo aproximado de 200 000colones ya instaladas.

200000,, PQSPQI CostoCosto (C.17) Donde PQICosto , es el costo inicial para la precipitación química. Tomando el valor de lafila 3, columna 2 del cuadro B.5 se tiene:

colonesCosto PQI 996431200000796431,

De acuerdo con la prueba de jarras preliminar con sulfato de aluminio realizada el 22 deabril del 2008 (cuadro A.3), por medio de un kilogramo de sulfato de aluminio por cadametro cúbico de agua residual es posible la eliminación de fosfatos al 92%. El consumo desulfato de aluminio se calcula de la siguiente forma:

PQFPQFPQF ecioQConsumoCosto ,,, Pr304 (C.18)

Donde PQFCosto , es el costo mensual del coagulante, Q es el caudal, PQFConsumo , es elconsumo de coagulante en kilogramos por metro cúbico y PQFecio ,Pr es el precio de unkilogramo coagulante. Para pasar de horas a días se utiliza la conversión hdia 41 ,debido a que el agua se produce solo durante 4 horas al día. El sulfato de aluminio tiene unprecio aproximado de 1,60 dólares por kilogramo (al tipo de cambio vigente el 3 de mayodel 2009: 908 colones por kilogramo). Sustituyendo los valores de la fila 10, columna 2;fila 11, columna 2 del cuadro B.4 y fila 1, columna 1 del cuadro B.3 se tiene:

colonesCosto PQF 1409942908194,12304,

La implementación de la precipitación química requeriría un operario calificado, cuyosalario mínimo es 7 154 colones por cada jornada laboral (de 8 horas). Incluyendo un 10%de cargas sociales, el costo mensual de un operario calificado es:

PQTPQTPQT díasSalarioCosto ,,, 10,1 (C.19)

Donde PQTCosto , es el costo mensual del operario, PQTSalario , es el salario por jornadalaboral y PQTdías , son los días trabajados por mes. Se requiere que el operario trabaje 6



días por semana (24 días al mes). Tomando los valores de la fila 7, columna 2 del cuadroB.5 y fila 12, columna 2 del cuadro B.4 se tiene:

colonesCosto PQT 18886624715410,1,

A nivel de predimensionamiento se considera que el costo de operación de la precipitaciónquímica consiste solamente en el costo del coagulante y del operador adicional que serequiere, de acuerdo con la siguiente ecuación:

PQTPQFPQO CostoCostoCosto ,,, (C.20)

Donde PQOCosto , es el costo mensual de operación de la precipitación química. Tomandolos valores de la fila 6, columna 2; fila 8 columna 2 del cuadro B.5 se tiene:

colonesCosto PQO 15988081888661409942,

C.6 Predimensionamiento de un sistema de nitrificación-desnitrificación

Para obtener la tasa máxima de crecimiento específico a las condiciones de funcionamientoadecuadas se utiliza la siguiente expresión:

pHDOK

DOe

Omm

2,7833,01

2

49,0 (C.21)

(Metcalf y Eddy, 1996, pp. 796). Donde m es la tasa máxima de crecimiento específico a

las condiciones de funcionamiento adecuadas, m es la tasa máxima de crecimientoespecífico a un pH de 7,2 y exceso de oxígeno, DO es la concentración de oxígenodisuelto,

2OK es la constante de media velocidad del oxígeno disuelto y pH es el pH delagua residual. Suponiendo que la concentración de oxígeno disuelto es aproximadamenteigual la constante de media velocidad, la ecuación C.21 se simplifica a:

pHemm 2,7833,012

149,0

Tomando el valor de la fila 1, columna 2 del cuadro A.1, con una tasa máxima decrecimiento específico de 1,0/día (Metcalf y Eddy, 1996, pp. 795) se tiene:

149,01 22,18,72,7833,012

1)0,1( diaediam

La tasa máxima de utilización del sustrato se define como:

Yk m (C.22)

(Metcalf y Eddy, 1996, pp. 424). Donde k es la tasa máxima de utilización del sustrato eY es el coeficiente de producción máxima. Tomando el valor de la fila 1, columna 2 delcuadro B.6 y un valor de Y de 0,2 mg/mg (Metcalf y Eddy, 1996, pp. 795) se tiene:

11,62,0

22,1 diak

Suponiendo que la concentración de células en el afluente es nula, que predominan lascondiciones estacionarias, que el régimen hidráulico es de mezcla completa en la zonaaerobia y que el sustrato se encuentra en exceso la siguiente ecuación es aplicable:

dc

kYk 1

(C.23)

(Metcalf y Eddy, 1996, pp. 448). Donde C es el tiempo de retención celular y dk es elcoeficiente de descomposición endógena. Tomando los valores de la fila 2, columna 2; fila3, columna 2 del cuadro B.6 y un coeficiente de descomposición endógena de 0,05/día(Metcalf y Eddy, 1996, pp. 795).

111 17,105,0)1,6()/2.0(1 diadiadiamgmgkYk d

c

Despejando c :

diadiac 85,0

17,1

11

El tiempo de retención de sólidos necesario para la nitrificación en un sistema de una solafase se obtiene a partir de la siguiente ecuación:

A

cc V

(C.24)

Donde c es el tiempo de retención de sólidos necesario para la nitrificación en sistemas

de una sola fase y AV es la fracción de volumen de la zona aerobia. Tomando el valor dela fila 4, columna 2 del cuadro B.6 y un valor de AV de 0,15 se tiene:



diac 67,515,0

85,0

La fracción degradable de los sólidos suspendidos volátiles varía con el tiempo y elcoeficiente de degradación endógena de acuerdo con la siguiente expresión:

])1(1[ cdSSV

SSVSSV kf

ff

(C.25)

(Metcalf y Eddy, 1996, pp. 813). Donde SSVf es la fracción degradable de los sólidos

suspendidos volátiles durante la aireación y SSVf es la fracción degradable inicial de lossólidos suspendidos volátiles. Tomando los valores de la fila 6, columna 2; fila 5, columna2 y un valor típico de SSVf es 0,8 (Metcalf, 1996, pp. 814) se tiene:

76,0)67,5(05,08,011

8,0

])1(1[ 1

diadiakf

ff

cdSSV

SSVSSV

El tiempo de retención hidráulico aerobio global se puede calcular mediante la siguienteecuación:

cVSSdRA

HcA fkX

SSY

1

)( 0(C.26)

(Metcalf y Eddy, 1996, pp. 812). Donde HY es el coeficiente de producción heterótrofa,

RAX es la concentración de células presentes en el reactor aerobio y SS 0 es el consumode sustrato en el sistema, aunque se puede aproximar como la DBO de entrada al proceso.Tomando los valores de la fila 5, columna 2 del cuadro B.6; fila 5, columna 2 del cuadroA.1; fila 6, columna 2 del cuadro B.6, fila 7, columna 2 de B.6, un valor del coeficiente deproducción heterótrofa de 0,55 (Metcalf y Eddy, 1996, pp. 813) y una concentración decélulas en el reactor de 2 500 mg/l se tiene:

hdiadiadialmg

mgmgmgdiaA 3,418,0

)67,5)(76,0)(05,0(1)/2500(

/)172)(/55,0)(67,5(1

El tiempo de detención anóxico está dado por:

aADN V )1( (C.27)

(Metcalf y Eddy, 1996, pp. 813). Donde DN es el tiempo de detención anóxica. Tomandolos valores de la fila 9, columna 2 y fila 8, columna del cuadro B.6 se tiene:

hDN 6,33,4)15,01(

El tiempo de detención anóxica para que se produzca la desnitrificación esta dado por:

RXDN

NDN XU

N (C.28)

(Metcalf y Eddy, 1996, pp. 813). Donde DN es el tiempo de detención anóxica para que

se produzca la desnitrificación, NN es la cantidad de nitrato a desnitrificar, DNU es lavelocidad de desnitrificación y RXX es la concentración de células en el reactor anóxico.En el agua residual bruta de las granjas porcinas, el 70% del nitrógeno total corresponde anitrógeno amoniacal (Boursier, Béline y Paul, 2004, pp. 355), por lo tanto, suponiendo queno hay nitrógeno orgánico, la cantidad de nitrato a desnitrificar corresponde al 30% delvalor de la fila 9, columna 2 del cuadro A.1: 94 mg/l. Utilizando un valor de DNU de 0,11día-1 (Metcalf y Eddy, 1996, pp. 808) y una concentración de células de 6 000 mg/l se tiene:

hdíaDN 4,314,0600011,0

94

Por lo tanto el tiempo de retención anóxico calculado en la ecuación C.27 es suficiente paracompletar la desnitrificación. El volumen del líquido en el reactor anóxico está dado por lasiguiente expresión:

DNRX QV (C.29)

Donde RXV es el volumen del líquido en el reactor anóxico. Tomando los valores de la fila1, columna 1 del cuadro B.3 y fila 10, columna 2 del cuadro B.6 se tiene:

358,466,394,12 mVRX

El volumen del líquido en el reactor aerobio está dado por la siguiente expresión:

ARA QV (C.30)

Donde RAV es el volumen del líquido en el reactor aerobio. Tomando los valores de la fila1, columna 1 del cuadro B.3 y fila 8, columna 2 del cuadro B.6 se tiene:

364,553,494,12 mVRA

Utilizando una relación largo-ancho de 1-1, tanto el ancho como el largo del reactoranóxico están dados por:



RX

RXRXRX h

VLA (C.31)

Donde RXA es el ancho del reactor anóxico, RXL es el largo del reactor anóxico, RXV esel volumen del reactor anóxico y RXh es la altura del líquido en el reactor anóxico.Tomando el valor de la fila 14, columna 2 del cuadro B.6 y utilizando una altura de líquidode 3 m se tiene:

mLA RXRX 94,33

58,46

La altura del líquido en el reactor debe ser 85% de la altura total. La altura total está dadapor:

85,0RX

RX

hH (C.32)

Donde RXH es la altura total del reactor anóxico. Tomando el valor de la fila 15, columna2 del cuadro B.6 se tiene:

mH RX 53,385,0

3

El volumen total del reactor anóxico está dado por:

RXRXRXRX ALHV (C.33)

Donde RXV es el volumen total del reactor anóxico. Tomando los valores de la fila 16,columna 2; fila 17, columna 2 y fila 18, columna 2 del cuadro B.6

380,5494,394,353,3 mVRX

Si el reactor anóxico es de concreto con paredes de 15 cm de grosor y fondo de 30 cm degrosor el volumen de concreto requerido está dado por la siguiente ecuación:

RXRXRXRXRXC VALHV )15,0)(15,0(15,0, (C.34)

Donde RXCV , es el volumen de concreto necesario para el reactor anóxico. Tomando losvalores de la fila 16, columna 2; fila 17, columna 2; fila 18, columna 2 y fila 19, columna 2del cuadro B.6 se tiene:

3, 76,680,54)15,094,3)(15,094,3(15,053,3 mV RXC


15,0215,0215,0

15,0

)15,0(215,0215,0

15,0

15,0215,0215,0

15,0,

RXRXRX

RXRXRX

RXRXRX

RXV

LHA

AHL

ALH

L

(C.35)

Donde RXVL , es la longitud de varilla requerida para el reactor anóxico. Tomando losvalores de la fila 16, columna 2; fila 17, columna 2 y fila 18, columna 2 del cuadro B.6 setiene:

m

L RXV

81,124815,094,3215,053,3215,0

15,094,3

)15,094,3(215,053,3215,0

15,094,3

15,094,3215,094,3215,0

15,053,3,

Utilizando una relación largo-ancho de 1-1, tanto el ancho como el largo del reactor aerobioestán dados por:

RA

RARARA h

VLA (C.36)

Donde RAA es el ancho del reactor aerobio, RAL es el largo del reactor aerobio y RAh esla altura del líquido en el reactor aerobio. Tomando el valor de la fila 13, columna 2 delcuadro B.6 y utilizando una altura de líquido de 3 m se tiene:

mLA RARA 31,43

64,55




85,0RA

RA

hH (C.37)

Donde RAH es la altura total del reactor aerobio. Tomando el valor de la fila 22, columna2 del cuadro B.6 se tiene:

mH RA 53,385,0

3

El volumen total del reactor aerobio está dado por:

RARARARA ALHV (C.38)

Donde RAV es el volumen total del reactor aerobio. Tomando los valores de la fila 23,columna 2; fila 24, columna 2 y fila 25, columna 2 del cuadro B.6

357,6531,431,453,3 mVRA

Si el reactor aerobio es de concreto con paredes de 15 cm de grosor y fondo de 30 cm degrosor el volumen de concreto requerido está dado por la siguiente ecuación:

RARARARARAC VALHV )15,0)(15,0(15,0, (C.39)

Donde RACV , es el volumen de concreto necesario para el reactor aerobio. Tomando losvalores de la fila 23, columna 2; fila 24, columna 2; fila 25, columna 2 y fila 26, columna 2del cuadro B.6 se tiene:

3, 63,757,65)15,031,4)(15,031,4(15,053,3 mV RAC


15,0215,0215,0

15,0

)15,0(215,0215,0

15,0

15,0215,0215,0

15,0,

RARARA

RARARA

RARARA

RAV

LHA

AHL

ALH

L

(C.40)

Donde RAVL , es la longitud de varilla requerida para el reactor aerobio. Tomando losvalores de la fila 23, columna 2; fila 24, columna 2 y fila 25, columna 2 del cuadro B.6 setiene:

m

L RAV

79,140515,031,4215,053,3215,0

15,031,4

)15,031,4(215,053,3215,0

15,031,4

15,031,4215,031,4215,0

15,053,3,

C.7 Costeo a nivel de predimensionamiento para la nitrificación-desnitrificación

El costo aproximado del concreto premezclado es 66 500 colones por metro cúbico. Elcosto del concreto necesario para construir los reactores para la nitrificación-desnitrificación se calcula de la siguiente forma:

)(66500 ,,, RACRXCNDC VVCosto (C.41)

Donde NDCCosto , es el costo del concreto necesario para la nitrificación-desnitrificación.Tomando los valores de la fila 20, columna 2 y fila 27, columna 2 del cuadro B.6 se tiene:

colonesCosto NDC 956935)63,776,6(66500,


25

994,07000,,,

RAVRXVNDV LLCosto (C.42)

Donde NDVCosto , es el costo de varilla necesaria para la nitrificación-desnitrificación.Tomando los valores de la fila 21, columna 2 y fila 28, columna 2 del cuadro B.6 se tiene:

colonesCosto NDV 73882825

994,0700079,140581,1248,

A nivel de predimensionamiento se considera que el costo inicial de la nitrificación-desnitrificación consiste solamente en el costo del concreto, varilla y mano de obra (25%),de acuerdo con la siguiente expresión:



DNVNDCNDI CostoCostoCosto ,,, 25,1 (C.43)

Donde NDICosto , es el costo inicial para la nitrificación-desnitrificación. Tomando losvalores de la fila 1, columna 2 y fila 2, columna 2 del cuadro B.7 se tiene:

colonesCosto NDI 211970473882895693525,1,

A nivel de predimensionamiento se considera que el costo de operación de la nitrificación-desnitrificación consiste solamente en el costo de los operarios que se requieren. El salariomínimo de un operario adicional es 7 154 colones por cada jornada laboral (de 8 horas).Incluyendo un 10% de cargas sociales, el costo de operación de este proceso esta dado por:

NDTNDTNDO díasSalarioCosto ,,, 10,1 (C.44)

Donde NDOCosto , es el costo de operación de la nitrificación-desnitrificación,NDTSalario , es el salario por jornada laboral y NDTdías , son los días trabajados por mes.

Se requiere que el operario trabaje 6 días por semana (24 días al mes). Tomando los valoresde la fila 4, columna 2 del cuadro B.7 y fila 29, columna 2 del cuadro B.6 se tiene:

colonesCosto NDO 377731247154210,1,

C.8 Predimensionamiento de un sistema de eliminación biológica incrementada delfósforo

El predimensionamiento del sistema de eliminación biológica incrementada del fósforo sebasa en el proceso A/O, debido a su simplicidad en relación a otros procesos similares. Elvolumen del líquido en el reactor aerobio está dado por la siguiente ecuación

)1(

)( 0

cdRA

cRA kX

SSQYV

(C.45)

(Metcalf y Eddy, 1996, pp. 675). Donde RAV es el volumen del líquido en el reactoraerobio, c es el tiempo de retención celular, Q es el caudal, Y es el coeficiente derendimiento máximo durante un periodo de crecimiento logarítmico, SS 0 es la DBOeliminada (se aproxima como la DBO de entrada al reactor), RAX es la concentración decélulas en el reactor aerobio y dk es el coeficiente de descomposición endógena. Tomandolos valores de la fila 1, columna 1 del cuadro B.3; fila 5, columna 2 del cuadro A.1, uncoeficiente de producción máxima de 0,2 mg/mg, un coeficiente de descomposiciónendógena de 0,05 día-1, una concentración de células en el reactor aerobio de 4000 mg/l yun tiempo de retención celular global de 10 días (Metcalf y Eddy, 1996, pp. 813, 826).

3

1

3

81,17

)10)(05,0(1)/4000(

/24/172/2,0/94,12)10(

mV

diadialmg

diahlmgmgmghmdiaV

RA

RA

El tiempo de retención aerobio está dado por la siguiente expresión:

Q

VRAA (C.46)

Donde A es el tiempo de retención aerobio. Tomando los valores de la fila 5, columna 2del cuadro B.8 y fila 1, columna 1 del cuadro B.3 se tiene:

hA 38,194,12

81,17

Utilizando una relación largo-ancho de 1-1, tanto el ancho como el largo del reactor aerobioestán dados por:

RA

RARARA h

VLA (C.47)

Donde RAA es el ancho del reactor aerobio, RAL es el largo del reactor aerobio y RAh esla altura del líquido en el reactor aerobio. Tomando el valor de la fila 5, columna 2 delcuadro B.8 y utilizando una altura de líquido de 2,5 m se tiene:

mLA RARA 67,25,2

81,17


85,0RA

RA

hH (C.48)

Donde RAH es la altura total del reactor aerobio. Tomando el valor de la fila 9, columna 2del cuadro B.8 se tiene:

mH RA 94,285,0

5,2

El volumen total del reactor aerobio está dado por:



RARARARA ALHV (C.49)

Donde RAV es el volumen total del reactor aerobio. Tomando los valores de la fila 10,columna 2; fila 11, columna 2 y fila 12, columna 2 del cuadro B.8 se tiene:

396,2067,267,294,2 mVRA

Si el reactor aerobio es de concreto con paredes de 15 cm de grosor y fondo de 30 cm degrosor el volumen de concreto requerido está dado por la siguiente ecuación:

RARARARARAC VALHV )15,0)(15,0(15,0, (C.50)

Donde RACV , es el volumen de concreto necesario para el reactor aerobio. Tomando losvalores de la fila 10, columna 2; fila 11, columna 2; fila 12, columna 2 y fila 13, columna 2del cuadro B.8 se tiene:

3, 61,396,20)15,067,2)(15,067,2(15,094,2 mV RAC


15,0215,0215,0

15,0

)15,0(215,0215,0

15,0

15,0215,0215,0

15,0,

RARARA

RARARA

RARARA

RAV

LHA

AHL

ALH

L

(C.51)

Donde RAVL , es la longitud de varilla requerida para el reactor aerobio. Tomando losvalores de la fila 10, columna 2; fila 11, columna 2 y fila 12, columna 2 del cuadro B.8 setiene:

m

L RAV

80,67615,067,2215,094,2215,0

15,067,2

)15,067,2(215,094,2215,0

15,067,2

15,067,2215,067,2215,0

15,094,2,

El tiempo de retención de la zona anaerobia del proceso A/O es típicamente la mitad deltiempo de retención aerobio (Metcalf y Eddy, 1996, pp. 826). Por lo tanto, a nivel depredimensionamiento, el tiempo de retención anaerobio es 0,69 h. El volumen del líquidoen el reactor anaerobio está dado por la siguiente expresión:

QV NRN (C.52)

Donde RNV es el volumen del líquido en el reactor anaerobio y N es el tiempo deretención anaerobio. Tomando los valores de la fila 8, columna 2 del cuadro B.8 y fila 1,columna 1 del cuadro B.3 se tiene:

393,894,1269,0 mVRN (C.53)

Utilizando una relación largo-ancho de 1-1, tanto el ancho como el largo del reactoranaerobio están dados por:

RN

RNRNRN h

VLA (C.54)

Donde RNA es el ancho del reactor anaerobio, RNL es el largo del reactor anaerobio y

RNh es la altura del líquido en el reactor anaerobio. Tomando el valor de la fila 7, columna2 del cuadro B.8 y utilizando una altura de líquido de 2,5 m se tiene:

mLA RNRN 89,15,2

93,8


85,0RN

RN

hH (C.55)

Donde RNH es la altura total del reactor anaerobio. Tomando el valor de la fila 16,columna 2 del cuadro B.8 se tiene:

mH RN 94,285,0

5,2

El volumen total del reactor anaerobio está dado por:

RNRNRNRN ALHV (C.56)



Donde RNV es el volumen total del reactor anaerobio. Tomando los valores de la fila 17,columna 2; fila 18, columna 2 y fila 19, columna 2 del cuadro B.8 se tiene:

350,1089,189,194,2 mVRN

Si el reactor anaerobio es de concreto con paredes de 15 cm de grosor y fondo de 30 cm degrosor el volumen de concreto requerido está dado por la siguiente ecuación:

RNRNRNRNRNC VALHV )15,0)(15,0(15,0, (C.57)

Donde RNCV , es el volumen de concreto necesario para el reactor anaerobio. Tomando losvalores de la fila 17, columna 2; fila 18, columna 2; fila 19, columna 2 y fila 20, columna 2del cuadro B.8 se tiene:

3, 36,250,10)15,089,1)(15,089,1(15,094,2 mV RNC


15,0215,0215,0

15,0

)15,0(215,0215,0

15,0

15,0215,0215,0

15,0,

RNRNRN

RNRNRN

RNRNRN

RNV

LHA

AHL

ALH

L

(C.58)

Donde RNVL , es la longitud de varilla requerida para el reactor anaerobio. Tomando losvalores de la fila 17, columna 2; fila 18, columna 2 y fila 19, columna 2 del cuadro B.8 setiene:

m

L RNV

17,44715,089,1215,094,2215,0

15,089,1

)15,089,1(215,094,2215,0

15,089,1

15,089,1215,089,1215,0

15,094,2,

C.9 Costeo a nivel de predimensionamiento para la eliminación biológicaincrementada del fósforo

Además de los reactores, la eliminación biológica incrementada del fósforo requiere de unsedimentador secundario. Se considera que las dimensiones de este sedimentador sonsimilares a las de la precipitación química. El costo aproximado del concreto premezcladoes 66 500 colones por metro cúbico. El costo del concreto necesario para construir losreactores y el sedimentador secundario para este tratamiento se calcula de la siguienteforma:

)(66500 ,,,, PQCRNCRACBPC VVVCosto (C.59)

Donde BPCCosto , es el costo del concreto necesario para la eliminación biológicaincrementada del fósforo. Tomando los valores de la fila 14, columna 2; fila 21, columna 2del cuadro B.8 y fila 8, columna 2 del cuadro B.4 se tiene:

colonesCosto BPC 755440)39,536,261,3(66500,


25

994,07000,,,,

PQVRNVRAVBPV LLLCosto (C.60)

Donde BPVCosto , es el costo de varilla necesaria para la eliminación biológicaincrementada del fósforo. Tomando los valores de la fila 15, columna 2; fila 22, columna 2del cuadro B.8 y fila 9, columna 2 del cuadro B.4 se tiene:

colonesCosto BPV 59153325

994,0700040,100117,44780,676,

A nivel de predimensionamiento se considera que el costo inicial de la eliminaciónbiológica incrementada del fósforo consiste solamente en el costo del concreto, varilla ymano de obra (25%), de acuerdo con la siguiente expresión:

BPVBPCBPI CostoCostoCosto ,,, 25,1 (C.61)

Donde BPICosto , es el costo inicial para la eliminación biológica incrementada delfósforo. Tomando los valores de la fila 1, columna 2 y fila 2, columna 2 del cuadro B.9 setiene:

colonesCosto BPI 168371659153375544025,1,



A nivel de predimensionamiento se considera que el costo de operación de la eliminaciónbiológica incrementada del fósforo consiste solamente en el costo de los operariosadicionales que se requieren. El salario mínimo de cada operario adicional es 7 154 colonespor cada jornada laboral (de 8 horas). Incluyendo un 10% de cargas sociales, el costo deoperación de este proceso esta dado por:

BPTBPTBPO díasSalarioCosto ,,, 210,1 (C.62)

Donde BPOCosto , es el costo de operación de la eliminación biológica incrementada delfósforo, BPTSalario , es el salario por jornada laboral y BPTdías , son los días trabajadospor mes. Se requiere que el operario trabaje 6 días por semana (24 días al mes). Tomandolos valores de la fila 4, columna 2 del cuadro B.9 y fila 23, columna 2 del cuadro B.8 setiene:

colonesCosto BPO 377731247154210,1,

C.10 Costeo a nivel de predimensionamiento de un sistema biológico de eliminaciónconjunta de nitrógeno total y fosfato

El predimensionamiento de un sistema biológico de eliminación conjunta de nitrógeno totaly fosfatos se basa en el proceso A2/O, debido a su relativa simplicidad en relación a otrosprocesos similares. Se asume que las dimensiones del reactor anóxico y aerobio son lasmismas que para la nitrificación-desnitrificación y las dimensiones del reactor anaerobioson las mismas que para la eliminación incrementada del fósforo. Además se asume que lasdimensiones del sedimentador secundario son similares al de la precipitación química. Elcosto aproximado del concreto premezclado es 66 500 colones por metro cúbico. El costodel concreto necesario para construir los tres reactores se calcula de la siguiente forma:

)(66500 ,,,,, PQCRNCRACRXCNPC VVVVCosto (C.63)

Donde NPCCosto , es el costo del concreto necesario para un sistema biológico deeliminación conjunta de nitrógeno total y fosfatos. Tomando los valores de la fila 20,columna 2; fila 27, columna 2 del cuadro B.6; fila 21, columna 2 del cuadro B.8 y fila 8,columna 2 del cuadro B.4 se tiene:

colonesCosto NPC 1472310)39,536,263,776,6(66500,


25

994,07000,,,,,

PQVRNVRAVRXVNPV LLLLCosto (C.64)

Donde NPVCosto , es el costo de varilla necesaria para un sistema biológico de eliminaciónconjunta de nitrógeno total y fosfatos. Tomando los valores de la fila 21, columna 2; fila28, columna 2 del cuadro B.6; fila 22, columna 2 del cuadro B.8 y fila 9, columna 2 delcuadro B.4 se tiene:

colones

Costo NPV

114199425

994,0700040,100117,44779,140581,1248,

A nivel de predimensionamiento se considera que el costo inicial de un sistema biológicode eliminación conjunta de nitrógeno total y fosfatos consiste solamente en el costo delconcreto, varilla y mano de obra (25%), de acuerdo con la siguiente expresión:

NPVNPCNPI CostoCostoCosto ,,, 25,1 (C.65)

Donde NPICosto , es el costo inicial para un sistema biológico de eliminación conjunta denitrógeno total y fosfatos. Tomando los valores de la fila 1, columna 2 y fila 2, columna 2del cuadro B.10 se tiene:

colonesCosto NPI 32678801141994147231025,1,

A nivel de predimensionamiento se considera que el costo consiste solamente en el costo delos operarios adicionales que se requieren. El salario mínimo de cada operario adicional es7 154 colones por cada jornada laboral (de 8 horas). Incluyendo un 10% de cargas sociales,el costo de operación de este proceso esta dado por:

NPTNPTNPO díasSalarioCosto ,,, 210,1 (C.66)

Donde NPOCosto , es el costo de operación de un sistema biológico de eliminaciónconjunta de nutrientes, NPTSalario , es el salario por jornada laboral y NPTdías , son losdías trabajados por mes. Se requiere que el operario trabaje 6 días por semana (24 días almes). Tomando los valores de la fila 4, columna 2 del cuadro B.10 y fila 23, columna 2 delcuadro B.8 se tiene:

colonesCosto NPO 377731247154210,1,

C.11 Estimación de la DBO, el nitrógeno total y los fosfatos a la salida de la lagunafacultativa

Las eficacias típicas de las lagunas de maduración son: 85% de eliminación de la DBO,65% de eliminación del nitrógeno total y 40% de eliminación de los fosfatos (Oke et al,



2006, pp. 454). Utilizando estas eficiencias, y basándose en la caracterización de las aguasrealizada, se estima el valor de estos tres parámetros a la salida de la laguna facultativa. LaDBO5 a la salida de la laguna facultativa esta dada por la siguiente ecuación:

1001 ,

1110

LMDBOE

DBODBO

(C.67)

Donde 10DBO es la DBO a la salida de la laguna facultativa, 11DBO es la DBO a lasalida de la laguna de maduración y LMDBOE , es la eficacia porcentual de remoción deDBO de la laguna de maduración. Tomando los valores de la fila 1, columna 2 y fila 1,columna 3 del cuadro B.11 se tiene:

lmgDBO /1147

100

851

17210

La concentración de nitrógeno total a la salida de la laguna facultativa esta dada por lasiguiente ecuación:

1001 ,

1110

LMNE

NN

(C.68)

Donde 10N es la concentración de nitrógeno total a la salida de la laguna facultativa, 11N

es la concentración de nitrógeno total a la salida de la laguna de maduración y LMNE , es laeficacia porcentual de remoción de nitrógeno total de la laguna de maduración. Tomandolos valores de la fila 2, columna 2 y fila 2, columna 3 del cuadro B.11 se tiene:

lmgN /891

100

651

31210

La concentración de fosfato a la salida de la laguna facultativa esta dada por la siguienteecuación:

1001 ,

1110

LMPE

PP

(C.69)

Donde 10P es la concentración de fosfato a la salida de la laguna facultativa, 11P es laconcentración de fosfato a la salida de la laguna de maduración y LMPE , es la eficacia

porcentual de remoción de fosfato de la laguna de maduración. Tomando los valores de lafila 3, columna 2 y fila 3, columna 3 del cuadro B.11 se tiene:

lmgP /277

100

401

16610

C.12 Cálculo del volumen del reactor anaerobio

Realizando un balance de masa de polifosfato en el reactor anaerobio se obtuvo la siguienteecuación:

ppRNpppRNRNp rVPQPQPQV

dt

dP,5,515,154,4

, (C.70)

Donde dt

dP RNp, es la derivada de la concentración de polifosfato en el reactor anaerobio

con respecto al tiempo (velocidad de acumulación de polifosfato en el reactor anaerobio),RNV es el volumen del líquido en reactor anaerobio, iQ la proyección del caudal pico a

30 años en la corriente i, ipP , es la concentración de polifosfato en la corriente i y ppr ,

es la velocidad de desaparición de polifosfato. Suponiendo condiciones estacionarias seobtiene:

pp

pppRN r

PQPQPQV

,

5,515,154,4

Para el caso de un reactor tipo flujo pistón se tiene:

pp

RNpRN r

dPQV

,

,5

Donde RNpP , es la concentración de polifosfato en el reactor un momento dado.Suponiendo que la concentración de polifosfato en el lodo recirculado es despreciable seobtiene la siguiente relación:

CPPP ppRNp 4,4,, (C.71)

Donde C es la conversión expresada en fracción. Combinando las dos ecuacionesanteriores se obtiene:



pp

pRN r

dCPQV

,

4,5

(C.72)

Integrando:

pp

CpRN r

dCPQV

,04,5

Se dimensiona el reactor anaerobio para una conversión de 90%. Aplicando la regla deSimpson para la evaluación numérica de integrales:

)9,0(

1

)6,0(

4

)3,0(

1

3

3,09,0

,,,4,5

pppppppRN rrr

PQV (C.73)

Donde )3,0(, ppr es la velocidad de desaparición de polifosfato cuando la conversión es30%, )6,0(, ppr es la velocidad de desaparición de polifosfato cuando la conversión es60% y )9,0(, ppr es la velocidad de desaparición de polifosfato cuando la conversión es90%. De acuerdo con Romanski, Heider y Weismann (1997), un modelo cinético adecuadopara la conversión de polifosfato en ortofosfato en un reactor anaerobio es el siguiente:

RNcpppp

pp

RNs

RNPSRNpp Xk

KSK

SYkXr

, (C.74)

Donde k es la tasa de consumo de polifosfato por concentración de células, RNX es laconcentración de células en el reactor anaerobio, PSY es la tasa de consumo de polifosfatopor consumo de sustrato, RNS es la concentración de sustrato en el reactor anaerobio en unmomento dado, sK es el coeficiente de saturación del sustrato (ácido acético), pp es elcontenido de polifosfato en la masa celular, ppK es el coeficiente de saturación delpolifosfato y ck es el coeficiente de mantenimiento celular. Los valores utilizados de loscoeficientes cinéticos de obtuvieron de la literatura consultada: diagSSVLMmgPkc /4,2

, gSSVLMmgPk /56 , gSSVLMmgPK PP /54 , lmgAcK s /9 y gAcgPYPS /3,2

(Romanski, Heider y Wiesmann, 1996, pp. 3144). Se utiliza un valor degSSVLMmgPpp /120 (Romanski, Heider y Wiesmann, 1996, pp. 3143).

De acuerdo con Ra, Lo, Shin, Oh y Hong (1999, pp. 970), el 78% del fosfato total de lasaguas residuales de una granja porcina típica es ortofosfato. Suponiendo que no hayliberación de ortofosfato adicional antes del reactor anaerobio, el 22% del fosfato total queentra a este reactor corresponde a polifosfato. La concentración de polifosfato de la entradaal reactor anaerobio se calcula mediante la siguiente ecuación:

44, 22,0 PPp (C.75)

Donde 4,pP es la concentración de polifosfato a la entrada del reactor anaerobio y 4P esla concentración de fosfato total a la entrada del reactor anaerobio. Tomando el valor de lafila 3, columna 4 del cuadro B.11 se tiene:

lmgPp /6127722,04,

Para el agua residual de una granja porcina, la relación entre DBO y el contenido decarbono orgánico total es aproximadamente 1,69 (Ra et al, página 1999). En todos losmodelos cinéticos utilizados el sustrato es acido acético, por lo tanto se utilizó una relaciónentre el carbono orgánico total y el acido acético equivalente: 1mg/l de carbono orgánicototal equivale a 4mg/l de ácido acético. Tomando en cuenta lo anterior, se calcula laconcentración de sustrato en el reactor a distintas conversiones mediante la siguienteecuación:

DBOPp

pRN R

CPDBOS

/

4,4 10069,1

4(C.76)

Donde 4DBO es la DBO a la entrada del reactor anaerobio y DBOPpR / es la razón de ladesaparición de polifosfato por consumo de DBO, la cual es típicamente

mgDBOmgPp /5,0 (Carlsson, Aspegren y Hilmer, 1995, pp. 1527). Tomando los valoresde la fila 1, columna 4 del cuadro B.11; fila 10, columna 2 y fila 7, columna 2 del cuadroB.14 y para una conversión de 30% se tiene:

lmgSRN /26285,0100

30611147

69,1

4)30,0(

Tomando los valores de la fila 1, columna 4 del cuadro B.11; fila 10, columna 2 y fila 7,columna 2 del cuadro B.14 y para una conversión de 60% se tiene:

lmgSRN /25405,0100

60611147

69,1

4)60,0(

Tomando los valores de la fila 1, columna 4 del cuadro B.11; fila 10, columna 2 y fila 7,columna 2 del cuadro B.14 y para una conversión de 90% se tiene:

lmgS RN /24565,0100

90611147

69,1

4)90,0(

Tomando los valores de la fila 1, columna 4 del cuadro B.13; fila 2, columna 2; fila 11,columna 2; fila 5, columna 2; fila 4, columna 2; fila 3, columna 2; fila 6, columna 2; fila 1,



columna 2 del cuadro B.14; una concentración de células de 1000 mg/l y una conversión de30% la ecuación C.74 da el siguiente resultado:

dialmgPr pp ./92,9014,212054

120

26289

26283,2156)30,0(,

Tomando los valores de la fila 2, columna 4 del cuadro B.13; fila 2, columna 2; fila 11,columna 2; fila 5, columna 2; fila 4, columna 2; fila 3, columna 2; fila 6, columna 2; fila 1,columna 2 del cuadro B.14; una concentración de células de 1000 mg/l y una conversión de60% la ecuación C.74 da el siguiente resultado:

dialmgPr pp ./91,9014,212054

120

25409

25403,2156)60,0(,

Tomando los valores de la fila 3, columna 4 del cuadro B.13; fila 2, columna 2; fila 11,columna 2; fila 5, columna 2; fila 4, columna 2; fila 3, columna 2; fila 6, columna 2; fila 1,columna 2 del cuadro B.14; una concentración de células de 1000 mg/l y una conversión de90% la ecuación C.74 da el siguiente resultado:

dialmgPr pp ./90,9014,212054

120

24569

24563,2156)90,0(,

Tomando los valores de la fila 5, columna 3 del cuadro B.12; fila 10, columna 2 del cuadroB.14; fila 1, columna 5; fila 2, columna 5 y fila 3, columna 5 del cuadro B.13 la ecuaciónC.76 da como resultado:

372,1190,90

1

91,90

4

92,90

1

3

3,09,06156,14 mVRN

Utilizando un 10% de factor de seguridad el volumen del líquido en el reactor anaerobio es12,89 m3.

C.13 Dimensionamiento del reactor anaerobio

Utilizando una relación largo-ancho de 1:1, tanto el largo como el ancho del reactor estándados por la siguiente expresión:

RN

RNRNRN h

VAL (C.77)

Donde RNL es el largo del reactor anaerobio, RNA es el ancho del reactor anaerobio y

RNh es la altura del reactor anaerobio. Tomando el valor de la fila 12, columna 2 del

cuadro B.14 y escogiendo una profundidad del reactor de 3 m (para propiciar condicionesanaerobias) se tiene:

mAL RNRN 10,23

89,12

La altura de líquido en el reactor debe ser 85% de la altura total del reactor, de acuerdo con la siguiente ecuación:

85,0RN

RN

hH (C.78)

Donde RNH es la altura total del reactor anaerobio y RNh es la altura del líquido en elreactor anaerobio. Tomando el valor de la fila 13, columna 2 del cuadro B.14 se tiene:

mH RN 55,385,0

3

C.14 Dimensionamiento del cárcamo de bombeo antes del reactor anaerobio

El volumen del líquido entre el nivel mínimo y el nivel máximo del agua está dado por lasiguiente expresión:

RNCMRNMm tQV ,15,, (C.79)

Donde RNMmV , es el volumen del líquido entre el nivel mínimo y el nivel máximo delagua en el cárcamo de bombeo del reactor anaerobio, 15,MQ es el caudal medioproyectado a 15 años y RNCt , es el tiempo de retención del líquido en el cárcamo debombeo del reactor anaerobio. Es recomendable que el tiempo de detención hidráulico en elcárcamo de bombeo no sea superior a los 10 minutos pero que no exceda los 30 minutos(Sistemas Hidroneumáticos C.A., página 55). Se emplea el caudal medio proyectado a 15años. Tomando el valor de la fila 1, columna 2 del cuadro B.3 y un tiempo de detenciónhidráulico de 15 minutos (0,25 h) a caudal medio se tiene:

3, 37,225,048,9 mV RNMm

El tiempo de retención para el caudal medio actual está dado por:

0,

,,

M

RNMmRNC Q

Vt (C.80)



Donde 0,MQ es el caudal medio actual. Tomando el valor de la fila 19, columna 2 delcuadro B.14 y el valor de la fila 1, columna 2 del cuadro B.2

min50,2949,082,4

37,2, ht RNC

Este tiempo de retención no sobrepasa el límite de 30 minutos, por lo tanto el volumen dellíquido entre el nivel mínimo y el nivel máximo del agua en el cárcamo de bombeocalculado es apropiado. De acuerdo con el fabricante de la bomba seleccionada lainmersión mínima de la bomba debe ser 0,325 m. Es recomendable que la diferencia entrela inmersión mínima y la inmersión a la cual se activa la bomba sea al menos 0,60 m(Sistemas Hidroneumáticos C.A., página 55), por lo tanto se eligió una altura máxima dellíquido en el cárcamo de 0,93 m. El área de la bomba esta dada por la siguiente expresión:

mM

RNMmRNC hh

VAL

,

, (C.81)

Donde RNCAL , es el área del cárcamo de bombeo del reactor anaerobio, Mh es la alturamáxima del líquido en el cárcamo y mh es la altura mínima del líquido en el cárcamo.Tomando los valores de la fila 18, columna 2; fila 19, columna 2 y fila 20, columna 2 delcuadro B.14 se tiene:

2, 95,3

33,093,0

37,2mAL RNC

Tomando en cuenta unos 20 cm de seguridad, la altura total del cárcamo de bombeo estádada por la siguiente ecuación:

2,0, MRNC hH (C.82)

Donde RNCH , es la altura total del cárcamo de bombeo. Tomando el valor de la fila 19,columna 2 del cuadro B.14 se tiene:

mH RNC 15,12,093,0,

Tomando una relación largo-ancho de 1-1, tanto el largo como el ancho del cárcamo debombeo están dados por la siguiente ecuación:

RNCRNCRNC ALAL ,,, (C.83)

Donde RNCL , es el largo del cárcamo de bombeo del reactor anaerobio y RNCA , es elancho del cárcamo de bombeo del reactor anaerobio. Tomando el valor de la fila 21,columna 2 del cuadro B.14 se tiene:

mAL RNCRNC 00,295,3,,

El volumen total del cárcamo de bombeo es:

RNCRNCRNCRNC HALV ,,,, (C.84)

Donde RNCV , es el volumen total del cárcamo de bombeo del reactor anaerobio. Tomandolos valores de la fila 22, columna 2; fila 23, columna 2 y fila 24, columna 2 del cuadro B.14se tiene:

3, 60,415,100,200,2 mV RNC

C.15 Cálculo de la potencia de la bomba para el reactor anaerobio

Se realiza un balance de energía entre la bomba del reactor anaerobio y la entrada delreactor anaerobio:

g

vz

Phh

g

vz

PLA 22

22

22

21

11

(C.85)

Donde 1P es la presión manométrica al inicio de la línea de tubería, 2P es la presiónmanométrica al final de la línea de tubería, es el peso específico del agua, 1z es laaltura al inicio de la línea de tubería, 2z es la altura al final de la línea de tubería, 1v es lavelocidad al inicio de la línea de tubería, 2v es la velocidad al final de la línea de tubería,g es la aceleración de la gravedad, Ah es la cabeza total sobre la bomba, Rh son laspérdidas totales en la tubería.

Dado que tanto el cárcamo de bombeo como el reactor anaerobio están expuestos a laatmósfera, 1P y 2P son cero. Los cambios de velocidad en la tubería son despreciables,por lo tanto 21 vv . Tomando en cuenta lo anterior la ecuación C.85 se reduce a:

LA hzzh 12 (C.86)

El reactor anaerobio se alimenta a la mitad de la altura del líquido, es decir a 1,5 de su base.Por lo tanto la diferencia de altura entre el inicio de la línea de tubería y su final está dadopor:

RNaRNC hHzz ,,12 (C.87)



Donde 12 zz es la cabeza sobre la bomba sin tomar en cuenta las pérdidas y RNah , es laaltura de alimentación el reactor anaerobio. Tomando los valores de la fila 22, columna 2 yfila 26 columna 2 del cuadro B.14 se tiene:

mzz 15,1015,112

Las pérdidas en la tubería están dadas por la siguiente ecuación:

g

vK

g

v

D

Lf

g

v

D

Lf

g

v

D

Lf

g

vKh

c

ec

v

evL 222

222

22

2

22

22

22

21

1

(C.88)

Donde 1K es el coeficiente de resistencia en la entrada, 2K es el coeficiente deresistencia en la salida, f es el factor de fricción en la tubería, vf es el factor de friccióndebido a la válvula de globo, cf es el factor de fricción debido a los codos, L es la

longitud de la tubería, D es el diámetro ve DL / es longitud equivalente para una válvula

de globo completamente abierta y ce DL / es la longitud equivalente para un codoestándar.La velocidad se calcula mediante la siguiente ecuación:

t

p

A

Qvv 15,

21 (C.89)

Donde 15,pQ es el caudal pico proyectado a 15 años y tA es el área transversal de latubería. Combinando las dos ecuaciones anteriores se tiene:

21

2

15, 22

1K

D

Lf

D

Lf

D

LfK

A

Q

gh

c

ec

v

ev

t

pL (C.90)

Para el cálculo del coeficiente de fricción en la tubería se requiere conocer el número deReynolds, el cual está dado por la siguiente ecuación:

t

pR A

DQN 15, (C.91)

Donde RN es el número de Reynolds, es la densidad del agua y es la viscosidad delagua. Se toman los valores del agua pura a 25ºC para la densidad (997 kg/m3), la viscosidad(8,91*10-4 Pa.s) y el peso específico (9,78 kN/m3) (Mott, 1996; pp. 535). De acuerdo conlas especificaciones del la bomba seleccionada, el diámetro de la tubería debe ser 0,050 m

(área transversal: 0,001963 m2). Tomando el valor de la fila 1, columna 1 del cuadro B.3 setiene:

810*7,3000891,0001963,0

99705,094,12

RN

La tubería de PVC se puede considerar completamente lisa. De acuerdo con el diagrama deMoody, para un conducto liso y el número de Reynolds calculado, el factor de fricción de latubería es 0,008 (Mott, 1996; pp. 535). Los valores de 1K y 2K son 0,5 1,0;respectivamente. Para una válvula de globo completamente abierta la longitud equivalentees 340 y el factor de fricción es 0,019. Para un codo estándar la longitud equivalente es 30 yel factor de fricción es 0,019 (Mott, 1996; pp. 283). La longitud de la tubería debe ser 4,65m para contemplar 2 metros de separación entre el cárcamo de bombeo y el reactor.

Tomando el valor de la fila 35, columna 2 del cuadro B.14; fila 1, columna 1 del cuadroB.3 y fila 29, columna 2 del cuadro B.14 la ecuación C.90 da el siguiente resultado:

m

hL

68,10,1050,0

65,4008,0)30019,0(2340019,05,0

0,001963

94,12

360081,92

12

2

Tomando el valor de la fila 27, columna 2 y fila 37, columna 2 del cuadro B14 se tiene:

mhA 83,268,115,1

La potencia de la bomba está dada por la siguiente ecuación:

B

ApB E

hQP

15, (C.92)

Donde BP es la potencia de la bomba y BE es la eficiencia de la bomba. Tomando losvalores de la fila 1, columna 1 del cuadro B.3; fila 38, columna 2; fila 41, columna 2 delcuadro B.14 y una eficiencia de 0,65 se tiene:

HPkWPB 18,015,0360065,0

33,478,994,12

Se requiere una bomba sumergible, con una potencia mínima de 1 HP y con capacidad deflujo para 15 m3/h.

C.16 Cálculo del volumen del reactor anóxico



Realizando un balance de masa de nitrógeno en forma de nitrato en el reactor anóxico:

nnRXnnRXRXn rVNQNQV

dt

dN,7,76,6

, (C.93)

Donde dt

dN RXn, es la derivada de la concentración de nitrógeno en forma de nitrato en el

reactor anóxico con respecto al tiempo (velocidad de acumulación de nitrógeno en formade nitrato en el reactor anóxico), RXV es el volumen del líquido en reactor anóxico, iQ esla proyección del caudal pico a 30 años en la corriente i, inN , es la concentración denitrógeno en forma de nitrato en la corriente i y nnr , es la velocidad de desaparición denitrógeno en forma de nitrato. Suponiendo condiciones estacionarias y siendo 76 QQ seobtiene:

nn

nnRX r

NNQV

,

7,6,7 )( (C.94)

Para el caso de un reactor tipo flujo pistón la ecuación anterior se puede expresar como:

nn

RXnRX r

dNQV

,

,7 (C.95)

Donde RXnN , es la concentración de nitrógeno en forma de nitrato en el reactor en unmomento dado. Arreglando la ecuación anterior para incluir la conversión:

nn

nRX r

dCNQV

,

6,7

(C.96)

Integrando:

nn

CnRX r

dCNQV

,06,7 (C.97)

De acuerdo con Carucci, Ramadori, Rossetti y Tomei (1995, pp. 54), un modelo cinético deorden cero es adecuado para describir la desnitrificación anóxica es sistemas de un sololodo:

RXDnn Xkr , (C.98)

Donde Dk es la tasa de utilización de nitrógeno en forma de nitrato y RXX es laconcentración de células en el reactor anóxico. En la ecuación anterior se observa que la

velocidad de desnitrificación es independiente de la conversión, por lo que la ecuación C.97se puede expresar como:

RXD

nRX Xk

CNQV 6,6 (C.99)

Para obtener la concentración de nitrógeno en forma de nitrato y la concentración denitrógeno amoniacal se realizó el proceso iterativo que se muestra en el cuadro B.15, dondese considera que solamente hay nitratos y nitrógeno amoniacal y no nitrógeno orgánico. A20ºC, pH neutro y con una fuente interna de carbono orgánico

diamgSSVNmgNOkD /250,0 3 (Carucci et al, 1995, pp. 55). Tomando el valor de lafila 6, columna 3 del cuadro B.12; fila 10, columna 4 del cuadro B.15, con unaconcentración de células de 1 750 mg/l y una conversión de 90% se tiene:

357,56

1750250,0

9,027691,244

mV

V

RX

RX

El 4 de la ecuación anterior se agregó por consistencia dimensional y corresponde a laconversión de horas a días en el denominador de la tasa de utilización de nitrógeno enforma de nitrato. Debido a que el agua residual se produce únicamente durante cuatro horasal día y a que el caudal pico se obtuvo durante la producción de agua la conversiónadecuada es: diah 14 . Usando un factor de seguridad de 10% el volumen de líquido enel reactor anóxico es 62,23 m3.

C.17 Dimensionamiento del reactor anóxico


RX

RXRXRX h

VAL (C.100)

Donde RXL es el largo del reactor anóxico, RXA es el ancho del reactor anóxico y RXh esla altura del reactor anóxico. Tomando el valor de la fila 4, columna 2 del cuadro B.16 yescogiendo una profundidad del reactor de 3 m (para propiciar condiciones anóxicas) setiene:

mAL RXRX 55,43

23,62




85,0RX

RX

hH (C.101)

Donde RXH es la altura total del reactor anóxico y RXh es la altura del líquido en elreactor anóxico. Tomando el valor de la fila 7, columna 2 del cuadro B.16 se tiene:

mH RX 55,385,0

3

C.18 Dimensionamiento del cárcamo de bombeo antes del reactor anóxico


RXCMRXMm tQV ,15,, (C.102)

Donde RXMmV , es el volumen del líquido entre el nivel mínimo y el nivel máximo delagua en el cárcamo de bombeo del reactor anóxico, 15,MQ es el caudal medio proyectado a15 años y RXCt , es el tiempo de retención del líquido en el cárcamo de bombeo del reactoranóxico. Es recomendable que el tiempo de detención hidráulico en el cárcamo de bombeono sea superior a los 10 minutos pero que no exceda los 30 minutos (SistemasHidroneumáticos C.A., página 55). Se emplea el caudal medio proyectado a 15 años.Tomando el valor de la fila 9, columna 2 del cuadro B.16 y un tiempo de detenciónhidráulico de 15 minutos (0,25 h) a caudal medio se tiene:

3, 57,425,025,18 mV RXMm


0,

,,

M

RXMmRXC Q

Vt (C.103)

Donde 0,MQ es el caudal medio actual. Tomando el valor de la fila 11, columna 2 y elvalor de la fila 36, columna 2 del cuadro B.16 se tiene:

min09,2847,076,9

57,4, ht RXC

Este tiempo de retención no sobrepasa el límite de 30 minutos, por lo tanto el volumen dellíquido entre el nivel mínimo y el nivel máximo del agua en el cárcamo de bombeo

calculado es apropiado. De acuerdo con el fabricante de la bomba seleccionada lainmersión mínima de la bomba debe ser 0,325 m. Es recomendable que la diferencia entrela inmersión mínima y la inmersión a la cual se activa la bomba sea al menos 0,60 m(Sistemas Hidroneumáticos C.A., página 55), por lo tanto se eligió una altura máxima dellíquido en el carcamo de 0,93 m. El área de la bomba esta dada por la siguiente expresión:

mM

RXMmRXC hh

VA

,

, (C.104)

Donde RXCAL , es el área del cárcamo de bombeo del reactor anóxico, Mh es la alturamáxima del líquido en el cárcamo y mh es la altura mínima del líquido en el cárcamo.Tomando los valores de la fila 11, columna 2; fila 12, columna 2 y fila 13, columna 2 delcuadro B.16 se tiene:

2, 62,7

33,093,0

57,4mAL RXC


2,0, MRXC hH (C.105)

Donde RXCH , es la altura total del cárcamo de bombeo. Tomando el valor de la fila 12,columna 2 del cuadro B.16 se tiene:

mH RXC 15,12,093,0,


RXCRXCRXC ALAL ,,, (C.106)

Donde RXCL , es el largo del cárcamo de bombeo del reactor anóxico y RXCA , es el anchodel cárcamo de bombeo del reactor anóxico. Tomando el valor de la fila 14, columna 2 delcuadro B.16 se tiene:

mAL RXCRXC 75,262,7,,

El volumen total del cárcamo de bombeo es:

RXCRXCRXCRXC HALV ,,,, (C.107)



Donde RXCV , es el volumen total del cárcamo de bombeo del reactor anóxico. Tomandolos valores de la fila 15, columna 2; fila 16, columna 2 y fila 17, columna 2 del cuadro B.16se tiene:

3, 70,815,175,275,2 mV RXC

C.19 Cálculo de la potencia de la bomba para el reactor anóxico

Se realiza un balance de energía entre la bomba del reactor anóxico y la entrada del reactoranóxico:

g

vz

Phh

g

vz

PLA 22

22

22

21

11

(C.108)


Dado que tanto el cárcamo de bombeo como el reactor anóxico están expuestos a laatmósfera, 1P y 2P son cero. Los cambios de velocidad en la tubería son despreciables,por lo tanto 21 vv . Tomando en cuenta lo anterior la ecuación C.108 se reduce a:

LA hzzh 12 (C.109)

El reactor anóxico se alimenta a la mitad de la altura del líquido, es decir a 1,5 de su base.Por lo tanto la diferencia de altura entre el inicio de la línea de tubería y su final está dadopor:

RXaRXC hHzz ,,12 (C.110)

Donde 12 zz es la cabeza sobre la bomba sin tomar en cuenta las pérdidas y RXah , es laaltura de alimentación el reactor anóxico.

Tomando los valores de la fila 15, columna 2 y fila 19 columna 2 del cuadro B.16 se tiene:

mzz 15,1015,112


g

vK

g

v

D

Lf

g

v

D

Lf

g

v

D

Lf

g

vKh

c

ec

v

evL 222

222

22

2

22

22

22

21

1

(C.111)



de globo completamente abierta y ce DL / es la longitud equivalente para un codoestándar.La velocidad se calcula mediante la siguiente ecuación:

t

p

A

Qvv 15,

21 (C.112)


21

2

15, 22

1K

D

Lf

D

Lf

D

LfK

A

Q

gh

c

ec

v

ev

t

pL (C.113)


t

pR A

DQN 15, (C.114)

Donde RN es el número de Reynolds, es la densidad del agua y es la viscosidad delagua. Se toman los valores del agua pura a 25ºC para la densidad (997 kg/m3), la viscosidad(8,91*10-4 Pa.s) y el peso específico (9,78 kN/m3) (Mott, 1996; pp. 535). De acuerdo conlas especificaciones del la bomba seleccionada, el diámetro de la tubería debe ser 0,050 m(área transversal: 0,001963 m2). Tomando el valor de la fila 20, columna 2 del cuadro B.16se tiene:

810*1,7000891,0001963,0

99705,091,24

RN

La tubería de PVC se puede considerar completamente lisa. De acuerdo con el diagrama deMoody, para un conducto liso y el número de Reynolds calculado, el factor de fricción de latubería es 0,008 (Mott, 1996; pp. 535). Los valores de 1K y 2K son 0,5 y 1,0;respectivamente. Para una válvula de globo completamente abierta la longitud equivalentees 340 y el factor de fricción es 0,019. Para un codo estándar la longitud equivalente es 30 y



el factor de fricción es 0,019 (Mott, 1996; pp. 283). La longitud de la tubería debe ser 4,65m para contemplar 2 metros de separación entre el carcamo de bombeo y el reactorTomando los valores de la fila 29, columna 2; fila 20, columna 2, fila 22, columna 2; fila23, columna 2 del cuadro B.16 la ecuación C.113 da el siguiente resultado:

m

hL

23,60,1050,0

65,4008,0)30019,0(2340019,05,0

0,001963

91,24

360081,92

12

2

Tomando los valores de la fila 21, columna 2; fila 31, columna 2 del cuadro B.16 se tiene:

mhA 88,823,615,1


B

ApB E

hQP

15, (C.115)

Donde BP es la potencia de la bomba y BE es la eficiencia de la bomba. Tomando losvalores de la fila 20, columna 2; fila 32, columna 2, fila 34, columna 2 del cuadro B.16 yuna eficiencia de 0,65 se tiene:

HPkWPB 02,177,0360065,0

38,778,991,24


C.20 Estimación del consumo de sustrato en el reactor anóxico

Haciendo un balance de masa de bacterias en la unión entre el efluente del reactoranaerobio y la recirculación interna del agua residual y suponiendo que no hay crecimientoni decaimiento de bacterias en las tuberías se tiene:

66121255 XQXQXQ (C.116)

Donde iQ es el caudal pico proyectado a 15 años en la corriente i y iX es laconcentración de células en la corriente i. Despejando se tiene:

6

1212556 Q

XQXQX

(C.117)

Tomando los valores de la fila 5, columna 3; fila 12, columna 3; fila 6, columna 3 delcuadro B.12; fila 11, columna 2 del cuadro B.14 y fila 9, columna 2 del cuadro B.18 setiene:

lmgX /174891,24

280035,10100056,146

(C.118)

Realizando un balance de masa de microorganismos en el reactor anóxico se obtuvo lasiguiente ecuación:

gRXRXRX rVXQXQV

dt

dX 7766 (C.119)

Donde dt

dX RX es la acumulación de bacterias en el reactor anóxico y gr es la tasa media

de crecimiento bacteriano. Suponiendo que predominan las condiciones estacionarias seobtuvo:

RX

g V

XXQr 677

(C.120)

La tasa media de crecimiento bacteriano está dada por:

RXdsug XkYrr (C.121)

Donde Y es el coeficiente de producción máxima, sur es la tasa de utilización de sustratoy dk es el coeficiente de degradación endógena. (Metcalf y Eddy, 1996, pp. 424). La tasade utilización de sustrato está dada por:

RXsu V

SSQr

)( 767 (C.122)

(Metcalf y Eddy, 1996, pp. 442). Combinando las ecuaciones C.120, C.121 y C.122 setiene:

YQ

XXQXkVSS RXdRX

7

67776

)()(

(C.123)

Tomando los valores de la fila 4, columna 2; fila 2, columna 2 del cuadro B.16; fila 7,columna 3 del cuadro B.12, un coeficiente de producción máxima de 0,06 mg SSV/mg



DBO5 y coeficiente de degradación endógena de 0,034 día-1 (Metcalf y Eddy, 1996, pp.485) se tiene:

lmgSS /13706,091,24

)17481750(91,241750)24/034,0(23,62)( 76

Despreciando el sustrato de la recirculación interna, lmgSS /245665 y lmgS /23197

C.21 Estimación de la producción de metano en los reactores anaerobio y anóxico

Al igual que en los cálculos relativos al volumen del reactor anaerobio, para estimar laproducción de metano en los reactores anaerobio y anóxico se aproximó el sustrato al ácidoacético. La reacción de producción de metano es la siguiente:

441660243 COCHCOOHCH

(C.124)

(Metcalf y Eddy, 1996, pp. 483). Con el fin de tomar en cuenta la oxidación del metano, seutiliza también la siguiente ecuación:

OHCOOCH 2224 63

192

6

48

3 (C.125)

(Metcalf y Eddy, 1996, pp. 485). Haciendo una relación estequiométrica:

23,060/192

60/444 kgDBO

kgCH(C.126)

Por cada kg de DBO consumido se producirá 0,23 kg de metano.

De acuerdo con la fila 1, columna 2 del cuadro B.11 la DBO de entrada al reactor anaerobioes 1147 mg/l. La DBO de salida está dada por la siguiente expresión.

4

69,15

RNSDBO (C.127)

Tomando el resultado de la ecuación C.76 para una conversión de 90%:

lmgDBO /10384

245669,15

Por lo tanto el consumo de DBO es 109 mg/l. Para un caudal pico proyectado a 15 años de14,56 m3/h, el consumo de DBO en el reactor anaerobio es 15 kg/h y el metano producidoes 3,5 m3/h.

El consumo de sustrato en el reactor anóxico es 137 mg/l, de acuerdo con el resultado de laecuación C.123. El consumo de DBO en este reactor está dada por:

4

69,1 RNRN

SDBO (C.128)

lmgDBORN /584

13769,1

Para un caudal pico proyectado a 15 años de 14,56 m3/h, el consumo de DBO en el reactoranóxico es 8 kg/h y el metano producido es 1,9 m3/h.

C.21 Cálculo del volumen del reactor aerobio necesario para el consumo deortofosfato

Realizando un balance de masa de ortofosfato libre en el reactor aerobio se obtuvo lasiguiente ecuación:

opRAooRARAo rVPQPQV

dt

dP,8,87,7

, (C.129)

Donde dt

dP RAo, es la derivada de la concentración de ortofosfato en el reactor aerobio con

respecto al tiempo (velocidad de acumulación de ortofosfato en el reactor aerobio), RAV

es el volumen del líquido en reactor aerobio, iQ la proyección del caudal pico a 15 años enla corriente i, ioP , es la concentración de ortofosfato en la corriente i y opr , es lavelocidad de desaparición de ortofosfato. Suponiendo condiciones estacionarias y tomandoen cuenta que 876 QQQ se obtiene:

RA

ooop V

PPQr 8,7,8

,

(C.130)

En la ecuación anterior se asume que el reactor es tipo mezcla completa. De acuerdo conZafiri, Kornaros y Lyberatos (1998, pp. 2774-2775), un modelo cinético adecuado para elconsumo aerobio de ortofosfato libre es el siguiente:



RApxsRAs

RA

RAop

RAoop X

YKSK

S

PK

Pr

1

/22

1,

,1max,

1

)/( (C.131)

Donde 1max es la tasa de crecimiento máximo bajo condiciones limitantes de sustrato,pK es la constante de saturación media del fosfato, 1sK y 2sK son las constantes de

saturación media de Andrews, pxY / es coeficiente de crecimiento basado en el fosfatoutilizado, 1 es el coeficiente de conversión de ortofosfato a polifosfato, RAS es laconcentración de sustrato en el reactor aerobio y RAX es la concentración de células en elreactor aerobio. Combinando las dos ecuaciones anteriores se tiene:

RApxssop

o

ooRA

XYKSK

S

PK

P

PPQV

1/2

281

8

8,

8,1max

8,7,8

1

)/(

)(

(C.132)

En la ecuación anterior se considera que las concentraciones de salida del reactor son lasconcentraciones presentes en todo el volumen de reacción, debido que se trata de un reactorde mezcla completa. La reacción simplificada de la asimilación bacteriana de los fosfatossolubles es la siguiente:

32

12238760234275

19242

52083151108178

NHOH

COPNOHCOCHONPONOHC

(C.133)

Donde NOHC 275 representa la masa celular sin fósforo, PNOHC 12238760 representa lamasa celular con fósforo y CHON representa la materia orgánica (Metcalf y Eddy, 1996,pp. 416 y 437).

En el cuadro B.17 se muestra la tabla estequiométrica para la asimilación bacteriana de losfosfatos solubles en el reactor aerobio expresado en flujos molares.

Para convertir la concentración de ortofosfato a la entrada del reactor en flujo molar seutiliza la siguiente expresión:

po

opo M

QPF 77,

7, (C.134)

Donde 7,poF es el flujo molar de ortofosfato de entrada al reactor aerobio, 7,oP es laconcentración de ortofosfato de entrada al reactor aerobio, 7Q es el caudal que entra alreactor aerobio y poM es la masa molar del ortofosfato. A la entrada al reactor anaerobiose tiene 216 mg/l de ortofosfato y 61 mg/l de polifosfato; debido a que el 90% del

polifosfato se convierte en ortofosfato en el reactor anaerobio, a la entrada al reactoraerobio la concentración de ortofosfato es 271 mg/l. Tomando el valor de la fila 7, columna3 del cuadro B.12 y el valor de la fila 2, columna 2 del cuadro B.18 se tiene:

hmolFpo /1,7195

91,242717,

Para convertir la concentración de sustrato a la entrada del reactor en flujo molar se utilizala siguiente expresión:

ss M

QSF 77

7, (C.135)

Donde 7,sF es el flujo molar de sustrato de entrada al reactor aerobio, 7S es laconcentración de sustrato de entrada al reactor aerobio, 7Q es el caudal que entra al reactoraerobio y sM es la masa molar del sustrato.

Tomando el valor de la fila 7, columna 3 del cuadro B.17; fila 7, columna 3 del cuadroB.12 y fila 2, columna 2 del cuadro B.18 se tiene:

hmolFs /5,120348

91,2423197,

Se dimensiona para un 90% de eficacia de la asimilación bacteriana de fosfatos solubles enel reactor aerobio, por lo tanto lmgPo /278, . Para convertir la concentración deortofosfato a la salida del reactor en flujo molar se utiliza la siguiente expresión:

po

opo M

QPF 88,

8, (C.136)

Donde 8,poF es el flujo molar de ortofosfato a la salida del reactor aerobio, 8,oP es laconcentración de ortofosfato a la salida del reactor aerobio y poM es la masa molar delortofosfato. Tomando el valor de la fila 7, columna 3 del cuadro B.12 y el valor de la fila 2,columna 2 del cuadro B.18 se tiene:

hmolFpo /1,795

91,24278,

De la tabla estequiométrica (cuadro B.17) se tiene que:

C

F

FFF

po

spos 8

110

7,

7,7,8, (C.137)



Donde 8,sF es el flujo molar de sustrato a la salida al reactor aerobio, 7,poF es el flujomolar de ortofosfato a la entrada al reactor aerobio, 7,sF es el flujo molar de sustrato a laentrada al reactor aerobio y 7,poF es el flujo molar de ortofosfato a la entrada al reactoraerobio. Tomando los valores de la fila 7, columna 2; fila 3, columna 2 del cuadro B.18 setiene:

hmolFs /6,32390,08

110

1,71

5,12031,718,

La concentración de sustrato a la salida del reactor aerobio está dada por la siguienteecuación:

8

8,8 Q

MFS ss

(C.138)

Donde 8S es la concentración de sustrato a la salida del reactor aerobio. Tomando losvalores de la fila 64, columna 2; fila 6, columna 2 del cuadro B.18 y fila 7, columna 2 delcuadro B.12 se tiene:

lmgS /62491,24

486,3238

Los coeficientes la ecuación C.130 se toman del artículo de Zafiri, Kornaros y Lyberatos(1998, pp. 2779): 1

1max 643,0 h , lmgPK p /0096,0 , lmgCK s /86,121 ,lmgCK s /39,26382 , mgPmgCélulasY px /89,146/ y mgCélulasmgP /0427,01 .

Tomando el valor de la fila 8, columna 2 del cuadro B.12; fila 1, columna 2; fila 10,columna 2; fila 65, columna 2 y fila 9, columna 2 del cuadro B.18

3

2

54,17

28000427,089,146

1

38,2638

62486,12

624

270096,0

27643,0

)27271(91,24

m

VRA

Utilizando un 10% de factor de seguridad el volumen del líquido en el reactor aerobionecesario para el consumo del ortofosfato es 19,29 m3.

C.22 Cálculo del volumen del reactor aerobio necesario para la nitrificación

Realizando un balance de masa de nitrógeno amoniacal en el reactor aerobio se tiene:

anRAaaRARAa rVNQNQV

dt

dN,8,87,7

, (C.139)

Donde dt

dN RAa, es la derivada de la concentración de nitrógeno amoniacal en el reactor

aerobio con respecto al tiempo (velocidad de acumulación de nitrógeno amoniacal en elreactor aerobio), RAV es el volumen del líquido en reactor aerobio, iQ la proyección delcaudal pico a 15 años en la corriente i, iaN , es la concentración de nitrógeno amoniacal enla corriente i y anr , es la velocidad desaparición de nitrógeno amoniacal. Suponiendocondiciones estacionarias y tomando en cuenta que 76 QQ se obtiene:

RA

aaan V

NNQr

)( 8,7,7,

(C.140)

En la ecuación anterior se asume que el reactor es tipo mezcla completa. Se utiliza unmodelo cinético basado en la ecuación de Monod (Hamoda, Zeidan y Al-Haddad, 1996,pp.46):

8,

8,,

aS

aRAan NK

NKXr

(C.141)

Donde K es la tasa máxima de remoción de sustrato, SK es la constante de saturaciónmedia y RAX es la concentración de células en el reactor aerobio. Combinando las dosecuaciones anteriores se tiene:

8,

8,8,7,7 )(

aRA

aSaaRA NKX

NKNNQV

(C.142)

Tomando los valores de la fila 7, columna 2 del cuadro B.12; fila 11, columna 6; fila 12,columna 6 del cuadro B.15, una concentración de células en el reactor de 2800 mg/l y

1213,0 diaK , lmgK S /0,1 (Hamoda, Zeidan y Al-Haddad, 1996, pp.47) se tiene:

341,41272800213,0

270,1)27266(91,244mVRA

El 4 de la ecuación anterior se agregó por consistencia dimensional y corresponde a laconversión de horas a días en el denominador de la tasa máxima de remoción de sustrato.Debido a que el agua residual se produce únicamente durante cuatro horas al día y a que elcaudal pico se obtuvo durante la producción de agua la conversión adecuada es: diah 14



. Usando un factor de seguridad de 10% el volumen de líquido en el reactor aerobionecesario para la nitrificación es 45,55 m3. Se observa que el volumen del líquido calculadonecesario para la nitrificación es suficiente también para el consumo del ortofosfato. Por lotanto el volumen del líquido en el reactor aerobio debe ser 45,55 m3.

C.23 Dimensionamiento del reactor aerobio


RA

RARARA h

VAL (C.143)

Donde RAL es el largo del reactor aerobio, RAA es el ancho del reactor aerobio y RAh esla altura del reactor aerobio. Tomando el valor de la fila 17, columna 2 del cuadro B.18 yescogiendo una profundidad del reactor de 3 m se tiene:

mAL RARA 90,33

55,45


85,0RA

RA

hH (C.144)

Donde RAH es la altura total del reactor aerobio y RAh es la altura del líquido en elreactor aerobio. Tomando el valor de la fila 18, columna 2 del cuadro B.18 se tiene:

mH RX 55,385,0

3

C.24 Cálculo del requerimiento de aire en el reactor aerobio

De acuerdo con la ecuación C.133 la necesidad de oxigeno molecular está dada por lasiguiente expresión:

8

)(315 8,7,,

popoRAo

FFF

(C.145)

Donde RAoF , es el flujo molar de oxígeno molecular consumido en el reactor aerobio,7,poF es el flujo molar de polifosfato que entra al reactor y 8,poF es el flujo molar de

polifosfato que sale del reactor aerobio. Tomando los valores de la fila 3, columna 2 y fila21, columna 2 del cuadro B.18 se tiene:

hmolF RAo /25208

)1,71,71(315,

La concentración de oxígeno molecular consumido en el reactor aerobio está dada por lasiguiente ecuación:

8

,

Q

MFO oRAo

RA

(C.146)

Donde RAO es la concentración de oxígeno molecular consumido en el reactor aerobio y

oM es la masa molar del oxígeno molecular. Tomando los valores de la fila 22, columna2; fila 23, columna 2 del cuadro B.18 y fila 8, columna 2 del cuadro B.12 se tiene:

lmgORA /323391,24

322520

Para obtener el flujo de aire requerido se utiliza la siguiente ecuación:

a

RARA

QOFA

21,08 (C.147)

Donde RAFA es el flujo de aire necesario en el reactor aerobio y a es la densidad delaire. De acuerdo con la ecuación de los gases ideales la densidad del aire está dada por lasiguiente expresión:

a

Aaa RT

PM (C.148)

Donde aP es la presión de descarga del aire, aM es la masa molar del aire, R es laconstante de los gases ideales y aT es la temperatura de descarga del aire. Combinando lasdos ecuaciones anteriores se tiene:

aa

aRARA PM

RTQOFA

21,08 (C.149)

Suponiendo una compresión adiabática del aire, la temperatura de descarga del sopladorestá dada por la siguiente ecuación:



283,0

atm

a

S

atma P

P

E

TT (C.150)

(Metcalf y Eddy, 1996; pp. 644). Donde atmT es la temperatura ambiental, SE es laeficiencia del soplador y atmP es la presión ambiental. Combinando las dos ecuacionesanteriores se tiene:

283,0

8

21,0

atm

a

asa

atmRARA P

P

PEM

RTQOFA (C.151)

Para encontrar el flujo de aire necesario en el reactor aerobio y la presión de descarga delsoplador se utiliza el gráfico de presión de descarga contra flujo de aire dada por elfabricante del soplador seleccionado por medio de prueba y error. Tomando los valores dela fila 24, columna 2 de cuadro B.18; fila 8, columna 2 del cuadro B.12; fila 25, columna 2;fila 26, columna 2; fila 27, columna 2 del cuadro B.18, una temperatura ambiental de 293K, una presión ambiental de 101 325 Pa y una presión de descarga de 106 000 Pa se tiene:

hmFARA /440101325

106000

10600070,02921,0

2933145,891,243233 3283,0

Este valor coincide con el gráfico de presión de descarga contra flujo de aire dado por elfabricante. Por lo tanto la presión de descarga debe ser 106 000 Pa (19 pulgadas de agua) yel flujo de aire debe ser 440 m3/h. Se elige emplear 9 difusores verticales de tuberíaperforada con un flujo de aire de 48,9 m3/h cada uno. De acuerdo con Metcalf y Eddy, undifusor no poroso longitudinal puede tener un caudal de 7,13 a 76,41 m3/h.difusor (1996,pp. 640).

Tomando los valores de la fila 26, columna 2; fila 30, columna 2; fila 25, columna 2 y fila28, columna 2 del cuadro B.18 la ecuación C.148 da el siguiente resultado:

3/26,110002933145,8

10600029mkga

El termino 1000 se agrega por consistencia dimensional.

C.25 Cálculo de la potencia del soplador

La potencia necesaria para que el soplador lleve a cabo la compresión adiabática sedetermina por medio de la siguiente ecuación:

1

30258

283,0

atm

A

S

atmRAAS P

P

E

RTFAP

(C.152)

Donde SP es la potencia requerida del soplador y RAFA es el flujo de aire. Tomando losvalores de la fila 25, columna 2; fila 69, columna 2; fila 28, columna 2; fila 31, columna 2;fila 27, columna 2; fila 29, columna 2 y fila 30, columna 2 del cuadro B.18 se tiene:

HPkWPS 10,182,01101325

106000

70,030258

2933145,844026,1283,0

Se requiere un soplador centrífugo, con una potencia mínima de 2 HP, una presión dedescarga de 19 pulgadas de agua (106 kPa) y con capacidad para un flujo de 500 m3/h. deaire.

C.26 Dimensionamiento del cárcamo de bombeo antes del reactor aerobio


RACMRAMm tQV ,15,, (C.153)

Donde RAMmV , es el volumen del líquido entre el nivel mínimo y el nivel máximo del aguaen el cárcamo de bombeo del reactor aerobio, 15,MQ es el caudal medio proyectado a 15años y RACt , es el tiempo de retención del líquido en el carcamo de bombeo del reactoraerobio. Es recomendable que el tiempo de detención hidráulico en el cárcamo de bombeono sea superior a los 10 minutos pero que no exceda los 30 minutos (SistemasHidroneumáticos C.A., página 55). Se emplea el caudal medio proyectado a 15 años.Tomando el valor de la fila 33, columna 2 del cuadro B.18 y un tiempo de detenciónhidráulico de 15 minutos (0,25 h) a caudal medio se tiene:

3, 57,425,025,18 mV RAMm


0,

,,

M

RAMmRAC Q

Vt (C.154)

Donde 0,MQ es el caudal medio actual. Tomando el valor de la fila 36, columna 2 y elvalor de la fila 34, columna 2 del cuadro B.18 se tiene:



min70,2339,057,11

57,4, ht RAC

Este tiempo de retención no sobrepasa el límite de 30 minutos, por lo tanto el volumen dellíquido entre el nivel mínimo y el nivel máximo del agua en el cárcamo de bombeocalculado es apropiado. De acuerdo con el fabricante de la bomba seleccionada lainmersión mínima de la bomba debe ser 0,325 m. Es recomendable que la diferencia entrela inmersión mínima y la inmersión a la cual se activa la bomba sea al menos 0,60 m(Sistemas Hidroneumáticos C.A., página 55), por lo tanto se eligió una altura máxima dellíquido en el cárcamo de 0,93 m. El área de la bomba esta dada por la siguiente expresión:

mM

RAMmRAC hh

VA

,

, (C.155)

Donde RACAL , es el área del cárcamo de bombeo del reactor aerobio, Mh es la alturamáxima del líquido en el cárcamo y mh es la altura mínima del líquido en el cárcamo.Tomando los valores de la fila 36, columna 2; fila 37, columna 2 y fila 38, columna 2 delcuadro B.18 se tiene:

2, 62,7

33,093,0

57,4mAL RAC


2,0, MRAC hH (C.156)

Donde RACH , es la altura total del cárcamo de bombeo. Tomando el valor de la fila 37,columna 2 del cuadro B.18 se tiene:

mH RAC 15,12,093,0,


RACRACRAC ALAL ,,, (C.157)

Donde RACL , es el largo del cárcamo de bombeo del reactor aerobio y RACA , es el anchodel cárcamo de bombeo del reactor aerobio. Tomando el valor de la fila 39, columna 2 delcuadro B.18 se tiene:

mAL RACRAC 76,262,7,,

El volumen total del carcamo de bombeo es:

RACRACRACRAC HALV ,,,, (C.158)

Donde RACV , es el volumen total del cárcamo de bombeo del reactor aerobio. Tomando losvalores de la fila 40, columna 2; fila 41, columna 2 y fila 42, columna 2 del cuadro B.18 setiene:

3, 76,815,176,276,2 mV RAC

C.27 Cálculo de la potencia de la bomba para el reactor aerobio

Se realiza un balance de energía entre la bomba del reactor aerobio y la entrada del reactoraerobio:

g

vz

Phh

g

vz

PLA 22

22

22

21

11

(C.159)


Dado que tanto el cárcamo de bombeo como el reactor aerobio están expuestos a laatmósfera, 1P y 2P son cero. Los cambios de velocidad en la tubería son despreciables,por lo tanto 21 vv . Tomando en cuenta lo anterior la ecuación C.159 se reduce a:

LA hzzh 12 (C.160)

El reactor aerobio se alimenta a la mitad de la altura del líquido, es decir a 1,5 de su base.Por lo tanto la diferencia de altura entre el inicio de la línea de tubería y su final está dadopor:

RAaRAC hHzz ,,12 (C.161)

Donde 12 zz es la cabeza sobre la bomba sin tomar en cuenta las pérdidas y RAah , es laaltura de alimentación el reactor aerobio. Tomando los valores de la fila 40, columna 2 yfila 44 columna 2 del cuadro B.18 se tiene:



mzz 65,25,115,112


g

vK

g

v

D

Lf

g

v

D

Lf

g

v

D

Lf

g

vKh

c

ec

v

evL 222

222

22

2

22

22

22

21

1

(C.162)



de globo completamente abierta y ce DL / es la longitud equivalente para un codoestándar.

La velocidad se calcula mediante la siguiente ecuación:

t

p

A

Qvv 15,

21 (C.163)


21

2

15, 22

1K

D

Lf

D

Lf

D

LfK

A

Q

gh

c

ec

v

ev

t

pL (C.164)


t

pR A

DQN 15, (C.165)


810*2,7000891,0001963,0

99705,091,24

RN

La tubería de PVC se puede considerar completamente lisa. De acuerdo con el diagrama deMoody, para un conducto liso y el número de Reynolds calculado, el factor de fricción de latubería es 0,008 (Mott, 1996; pp. 535). Los valores de 1K y 2K son 0,5 1,0;respectivamente. Para una válvula de globo completamente abierta la longitud equivalentees 340 y el factor de fricción es 0,019. Para un codo estándar la longitud equivalente es 30 yel factor de fricción es 0,019 (Mott, 1996; pp. 283). La longitud de la tubería debe ser 4,65m para contemplar 2 metros de separación entre el cárcamo de bombeo y el reactor.

Tomando los valores de la fila 54, columna 2; fila 45, columna 2, fila 48, columna 2; fila47, columna 2 del cuadro B.18 la ecuación C.159 da el siguiente resultado:

m

hL

93,50,1050,0

65,4008,0)30019,0(2340019,05,0

0,001963

94,24

360081,92

12

2


mhA 58,893,565,2


B

ApB E

hQP

15, (C.166)


HPkWPB 17,189,0360065,0

56,878,991,24


C.28 Dimensionamiento del sedimentador

El cálculo del volumen del sedimentador se realiza por medio de la siguiente ecuación:

SS tQV 9 (C.167)



Donde SV es volumen del líquido en el sedimentador y St es el tiempo de retenciónhidráulica en el sedimentador. Un tiempo de retención adecuado en un sedimentadorsecundario es 2 h a caudal pico (Hernández Muñoz, 1998; pp. 391). Tomando el valor de lafila 9, columna 2 del cuadro B.12 se tiene:

312,29256,14 mVS

El área de la parte superior del sedimentador está dada por la siguiente expresión:

CS

QALS

9 (C.168)

Donde SAL es el área de la parte superior del sedimentador y CS es la carga superficial.Tomando el valor de la fila 9, columna 2 del cuadro B.12 y una carga superficial de 1m3/m2h (Hernández Muñoz, 1998; pp. 391) se tiene:

256,141

56,14mALS

La profundidad de la parte superior del sedimentador está dada por la siguiente ecuación:

S

SS AL

Vh (C.169)

Donde Sh es la profundidad de la parte superior del sedimentador. Tomando los valores dela fila 3, columna 2; fila 4, columna 2 del cuadro B.19 se tiene:

mhS 00,256,14

12,29

Se dimensiona el sedimentador con una parte inferior (tolva) con inclinación de 60ºrespecto a la horizontal para facilitar la evacuación de lodos. El largo del sedimentador estádado por:

º30tan

3 SSS

hHL

(C.170)

Donde SL es el largo del sedimentador y SH es el nivel del agua en el sedimentador.Tomando el valor de la fila 2, columna 2 del cuadro B.19 y una profundidad de la partesuperior de 2 m se tiene:

mLS 20,5

º30tan

233

El nivel del líquido en el sedimentador corresponde a un 85% de su altura total, por lo tantola altura total es 3,55 m. El ancho del sedimentador está dado por la siguiente expresión:

S

SS L

ALA (C.171)

Donde SA es el ancho del sedimentador. Tomando los valores de la fila 4, columna 2; fila8 columna 2 del cuadro B.19 se tiene:

mAS 80,220,5

56,14

El largo de la base del sedimentador está dado por la siguiente ecuación:

º30tan

1SL (C.172)

Donde SL es el largo de la base del sedimentador. Resolviendo la ecuación anterior:

mLS 75,1º30tan

1

El volumen total del sedimentador está dado por la siguiente ecuación:

SSS

SSSSSTS ALL

hHALHV

2, (C.173)

Donde TSV , es el volumen total del sedimentador y SH es la altura total delsedimentador. Tomando los valores de la fila 2, columna 2; fila 5, columna 2, fila 7,columna 2; fila 8, columna 2 y fila 31, columna 2 del cuadro B.19 se tiene:

3, 86,4680,2

2

75,120,52380,220,555,3 mV TS

C.29 Dimensionamiento del cárcamo de bombeo y cálculo de la potencia de la bombapara el afluente del sedimentador y la recirculación interna



El cárcamo de bombeo del sedimentador y la recirculación interna tiene las mismasdimensiones que el cárcamo de bombeo del reactor anóxico, pues ambos manejan el mismocaudal. Estas dimensiones son: 1,15 m de profundidad, 2,00 m de largo y 2,00 m de ancho.Para determinar la potencia necesaria de la bomba se realiza un balance de energía entre labomba y el efluente de la recirculación interna:

g

vz

Phh

g

vz

PLA 22

22

22

21

11

(C.174)


Dado que ambos cárcamos de bombeo están expuestos a la atmósfera, 1P y 2P son cero.Los cambios de velocidad en la tubería son despreciables, por lo tanto 21 vv . Tomandoen cuenta lo anterior la ecuación C.174 se reduce a:

LA hzzh 12 (C.175)

La diferencia de altura entre el inicio de la línea de tubería y su final está dado por:

RACHzz ,12 (C.176)

Donde 12 zz es la cabeza sobre la bomba sin tomar en cuenta las pérdidas y SCH , es laaltura total del cárcamo de bombeo. Tomando el valor de la fila 37, columna 2 del cuadroB.19 se tiene:

mzz 15,112


g

vK

g

v

D

Lf

g

v

D

Lf

g

v

D

Lf

g

vKh

c

ec

v

evL 222

32

22

22

2

22

22

22

21

1

(C.177)



de globo completamente abierta y ce DL / es la longitud equivalente para un codoestándar.


t

p

A

Qvv 15,

21 (C.178)


21

2

15, 322

1K

D

Lf

D

Lf

D

LfK

A

Q

gh

c

ec

v

ev

t

pL (C.179)


t

pR A

DQN 15, (C.180)


810*2,7000891,0001963,0

99705,091,24

RN

La tubería de PVC se puede considerar completamente lisa. De acuerdo con el diagrama deMoody, para un conducto liso y el número de Reynolds calculado, el factor de fricción de latubería es 0,008 (Mott, 1996; pp. 535). Los valores de 1K y 2K son 0,5 1,0;respectivamente. Para una válvula de globo completamente abierta la longitud equivalentees 340 y el factor de fricción es 0,019. Para un codo estándar la longitud equivalente es 30 yel factor de fricción es 0,019 (Mott, 1996; pp. 283). La longitud de la tubería debe seraproximadamente 23 m.

Tomando los valores de la fila 42, columna 2; fila 14, columna 2 y fila 41, columna 2 delcuadro B.19 la ecuación C.174 da el siguiente resultado:



m

hL

55,120,1050,0

23008,0)30019,0(3340019,025,0

0,001963

91,24

360081,92

12

2


mhA 70,1355,1215,1


B

ApB E

hQP

15, (C.181)


HPkWPB 91,143,1360065,0

70,1378,991,24

Se requiere una bomba sumergible, con una potencia mínima de 2,5 HP y con capacidad deflujo para 20 m3/h.

C.30 Cálculo de la concentración de células en los lodos

Realizando un balance de masa de microorganismos en el reactor anaerobio se obtiene lasiguiente ecuación:

gRNRNRN rVXQXQXQV

dt

dX 55151544 (C.182)

Donde dt

dX RN es la derivada de la concentración de microorganismos en el reactor

anaerobio respecto al tiempo (acumulación de microorganismos), RNV es el volumen dellíquido en el reactor anaerobio, iQ es el caudal pico proyectado a 15 años de la corriente i,

iX es la concentración de células en la corriente i y gr es la tasa media de crecimientobacteriano. Suponiendo que predominan las condiciones estacionarias y que laconcentración de células que entra al reactor anaerobio es nula se obtuvo:

RNg V

XQXQr 151555 (C.183)

La tasa media de crecimiento bacteriano está dada por:

RNdsug XkYrr (C.184)(Metcalf y Eddy, 1996, pp. 424). Donde Y es el coeficiente de producción máxima,

sur es la tasa de utilización de sustrato, dk es el coeficiente de descomposición endógenay RNX es la concentración de células en el reactor anaerobio. La tasa de utilización desustrato está dada por:

RNsu V

SSQr

)( 545 (C.185)

(Metcalf y Eddy, 1996, pp. 442). En la ecuación anterior se desprecia la concentración desustrato en los lodos recirculados. Combinando las tres ecuaciones anteriores se tiene:

15

5554515

)(

Q

XQSSYQVXkX RNRNd

(C.186)

Tomando los valores de la fila 42, columna 2; fila 12, columna 2 del cuadro B.14; fila 5,columna 2 del cuadro B.12; fila 45, columna 2; fila 46, columna 2; fila 46 del cuadro B.14;fila 15, columna 2 del cuadro B.12, un coeficiente de producción máxima de 0,1 mgSSV/mg DBO5 y un coeficiente de descomposición endógena de 0,005 h-1 (Metcalf y Eddy,1996, pp. 485).

lmgX /926062,1

100056,14)24562715(56,141,089,121000005,015

C.31 Cálculo de la producción de lodos

Haciendo un balance de masa total en el sedimentador se tiene:

1313101099 QQQ (C.187)

Donde iQ es el caudal pico proyectado a 15 años en la corriente i y i es la densidad dela corriente i. Suponiendo que no hay crecimiento ni decaimiento de bacterias en lastuberías se tiene:

1313101099 XQXQXQ (C.188)



Donde iX es la concentración de células en la corriente i. Combinando las dos ecuacionesanteriores se tiene:

1013139

913139910 XX

XXQQ

(C.189)

Se supone que la densidad del agua residual no varía en el sedimentador. Siendo la eficaciade remoción de masa celular en el sedimentador 70% y la concentración de células a laentrada del sedimentador 2800 mg/l (la misma que la salida del reactor aerobio) se tieneque la concentración de células a la salida del sedimentador debe ser 840 mg/l.

Tomando el valor de la fila 9, columna 2 del cuadro B.12; fila 27, columna 2; fila 29,columna 2; fila 28, columna 2 de cuadro B.19 y siendo la densidad del agua residual 997kg/m3 y la densidad de los lodos 1240 kg/m3 (Sears, Allegan, Barnard y Oleszkiewicz,2006; pp. 1235) se tiene:

hmQ /24,10

)1240840(9979260

28001240926099756,14 310

Tomando los valores de la fila 30, columna 2 del cuadro B.19; fila 9, columna 2; fila 10,columna 2 del cuadro B.12 y fila 15, columna 2 del cuadro B.19 la ecuación C.184 da:

hmQ /47,3

1240

24,1056,14997 313

Debido a que no hay cambios en la densidad de los lodos se puede establecer la siguienterelación:

151314 QQQ (C.190)

Tomando los valores de la fila 13, columna 2 y fila 15, columna 2 del cuadro B.12 se tiene:

hmQ /85,162,147,3 314

C.32 Cálculo de la potencia de la bomba de lodos

Se realiza un balance de energía entre la bomba de lodos y la entrada de lodos al reactoranaerobio:

g

vz

Phh

g

vz

PLA 22

22

22

21

11

(C.191)

Donde 1P es la presión manométrica al inicio de la línea de tubería, 2P es la presiónmanométrica al final de la línea de tubería, es el peso específico de los lodos, 1z es laaltura al inicio de la línea de tubería, 2z es la altura al final de la línea de tubería, 1v es lavelocidad al inicio de la línea de tubería, 2v es la velocidad al final de la línea de tubería,g es la aceleración de la gravedad, Ah es la cabeza total sobre la bomba y Lh son laspérdidas totales en la tubería.

Dado que tanto el sedimentador como el reactor anaerobio están expuestos a la atmósfera,

1P y 2P son cero. Los cambios de velocidad en la tubería son despreciables, por lo tanto

21 vv . Tomando en cuenta lo anterior la ecuación C.186 se reduce a:

LA hzzh 12 (C.192)

El reactor anaerobio se alimenta a la mitad de la altura del líquido, es decir a 1,5 de su base.Por lo tanto la diferencia de altura entre el inicio de la línea de tubería y su final está dadopor:

RAahzz ,12 (C.193)

Donde 12 zz es la cabeza sobre la bomba sin tomar en cuenta las pérdidas y RAah , es laaltura de alimentación de los lodos al reactor anaerobio. Por lo tanto:

mzz 5,112


g

vK

g

v

D

Lf

g

v

D

Lf

g

v

D

Lf

g

vKh

c

ec

v

evL 222

22

22

22

2

22

22

22

21

1

(C.194)

Donde 1K es el coeficiente de resistencia en la entrada, 2K es el coeficiente deresistencia en la salida, f es el factor de fricción en la tubería, vf es el factor de fricciónde cada válvula de globo, cf es el factor de fricción debido a los codos, L es la longitud

de la tubería, D es el diámetro ve DL / es longitud equivalente para una válvula de globo

completamente abierta y ce DL / es la longitud equivalente para un codo estándar.


t

p

A

Qvv 15,

21 (C.195)




21

2

15, 222

1K

D

Lf

D

Lf

D

LfK

A

Q

gh

c

ec

v

ev

t

pL (C.196)


t

pR A

DQN 15, (C.197)

Donde RN es el número de Reynolds, es la densidad de los lodos y es la viscosidadde los lodos. De acuerdo con las especificaciones del la bomba seleccionada, el diámetro dela tubería debe ser 0,050 m (área transversal: 0,001963 m2). Tomando el valor de la fila 13,columna 2 del cuadro B.12, una densidad de 1240 kg/m3 (Sears, Allegan, Barnard yOleszkiewicz, 2006; pp. 1235) y una viscosidad de 0,04 Pa.s (Sanin y Vesilind, 1999; pp.191) se tiene

610*74,204,0001963,0

124005,047,3

RN

La tubería de PVC se puede considerar completamente lisa. De acuerdo con el diagrama deMoody, para un conducto liso y el número de Reynolds calculado, el factor de fricción de latubería es 0,008 (Mott, 1996; pp. 535). Los valores de 1K y 2K son 0,5 y 1,0;respectivamente. Para una válvula de globo completamente abierta la longitud equivalentees 340 y el factor de fricción es 0,019. Para un codo estándar la longitud equivalente es 30 yel factor de fricción es 0,019 (Mott, 1996; pp. 283). La longitud de la tubería debe seraproximadamente 18 m. Tomando los valores de la fila 20, columna 2, fila 17, columna 2;fila 21, columna 2 del cuadro B.19 y la fila 13, columna 2 del cuadro B.12 la ecuaciónC.191 da el siguiente resultado:

m

hL

23,00,1050,0

18008,0)30019,0(2340019,025,0

0,001963

47,3

360081,92

12

2

Tomando los valores de la fila 10, columna 2 y fila 22, columna 2 del cuadro B.19 laecuación C.192 da el siguiente resultado:

mhA 73,123,05,1


B

ApB E

hQP

15, (C.198)

Donde BP es la potencia de la bomba y BE es la eficiencia de la bomba. Tomando losvalores de la fila 13, columna 2 del cuadro B.12; fila 23, columna 2; fila 25, columna 2 delcuadro B.19 y una eficiencia de 0,65 se tiene:

HPkWPB 04,003,0360065,0

73,116,1247,3

Se requiere una bomba de lodos centrífuga, con una potencia mínima de 0,25 HP y concapacidad para un flujo de 5 m3/h.

C.33 Cálculo de la concentración de fosfato en el afluente de la laguna de maduración

La concentración de fosfato total en el afluente de la laguna de maduración está dada por lasiguiente expresión:

10,10,10,10 cpo PPPP (C.199)

Donde 10P es la concentración de fosfato total en el afluente de la laguna de maduración,10,oP es la concentración de ortofosfato en el afluente de la laguna de maduración, 10,pP

es la concentración de polifosfato en el afluente de la laguna de maduración y 10,cP es laconcentración de fosfato incorporado a la masa celular remanente en la laguna demaduración.

La concentración de fosfato incorporado a la masa celular remanente en la laguna demaduración se calcula de la siguiente manera:

c

pc M

MXP 1010, (C.200)

Donde 10X es la concentración de células en el afluente de la laguna de maduración, pM

es la masa molar del fósforo y cM es la masa molar de las células con fósforo (de acuerdoa la ecuación C.128). Tomando el valor de la fila 1, columna 2 del cuadro B.20, una masamolar del fósforo de 31 g/mol y una masa molar de las células con fósforo de 1232 g/molse tiene:



lmgPc /211232

3184010,

Tomando los valores de la fila 2, columna 2, fila 3, columna 2 y fila 4, columna 2 delcuadro B.20 la ecuación C.199 da el siguiente resultado:

lmgP /542162710

C.34 Cálculo de la concentración de nitrógeno total en el afluente de la laguna demaduración

La concentración de nitrógeno total en el afluente de la laguna de maduración está dada porla siguiente expresión:

10,10,10,10 cNA NNNN (C.201)Donde 10N es la concentración de nitrógeno total en el afluente de la laguna demaduración, 10,AN es la concentración de nitrógeno en forma de amoniaco en el afluentede la laguna de maduración, 10,NN es la concentración de nitrógeno en forma de nitrato enel afluente de la laguna de maduración y 10,cN es la concentración de nitrógenoincorporado a la masa celular remanente en la laguna de maduración.

La concentración de nitrógeno incorporado a la masa celular remanente en la laguna demaduración se calcula de la siguiente manera:

c

nc M

MXN

121010, (C.202)

Donde 10X es la concentración de células en el afluente de la laguna de maduración, nM

es la masa molar del nitrógeno y cM es la masa molar de las células con nitrógeno (deacuerdo a la ecuación C.133). Tomando el valor de la fila 1, columna 2 del cuadro B.20,una masa molar del nitrógeno de 14 g/mol y una masa molar de las células con nitrógeno de1232 g/mol se tiene:

lmgNc /1151232

141284010,

Tomando los valores de la fila 6, columna 2; fila 7, columna 2 y fila 8, columna 2 delcuadro B.20 la ecuación C.201 da el siguiente resultado:

lmgN /170115282710

C.35 Cálculo del volumen de la laguna de maduración con microalgas necesario parael consumo de fosfato

Se realiza un balance de masa de fosfato en la laguna de maduración:

LMpLMLMLM rVPQPQV

dt

dP,11111010 (C.203)

Donde dt

dPLM es la derivada de la concentración de fosfato en la laguna de maduración

respecto al tiempo (acumulación de fosfato), LMV es el volumen de la laguna demaduración, iQ es el caudal pico proyectado a 15 años en la corriente i, iP es laconcentración de fosfato en la corriente i y LMpr , es la velocidad de consumo de fosfato enla laguna de maduración. Suponiendo condiciones estacionarias y despejando el volumen:

LMpLM r

PQPQV

,

11111010 (C.204)

Una laguna de maduración se puede considerar como un reactor tipo flujo pistón, por lotanto la ecuación anterior adopta la forma:

LMp

LMLM r

dPQV

,

11 (C.205)

Donde LMP es la concentración de fosfato en la laguna de maduración. Expresando laecuación anterior en función de la conversión se tiene:

LMpLM r

dCPQV

,

1011

(C.206)

Donde C es la conversión de fosfato en la laguna de maduración. Integrando se tiene:

LMp

CLM r

dCPQV

,01011

(C.207)

Se dimensiona la laguna de manera que el efluente tenga una concentración de fosfato de20 mg/l, lo cual es un 20% menos del límite inferior permitido de acuerdo con elReglamento de Vertido y Reuso de Aguas Residuales. Esto corresponde a un 63% deremoción de fosfato. Aplicando la regla de Simpson para evaluación numérica deintegrales:



63,0(

1

)42,0(

4

)21,0(

1

3

21,063,0

,,,1011

LMpLMpLMpLM rrr

PQV (C.208)

Se utilizó la ecuación de Michaelis-Menten para describir la velocidad de la consumo defosfato en la laguna de maduración (Aslan y Kapdan, 2006, pp. 64):

LMm

LMLMp PK

kPr

, (C.209)

Donde k es la constante de velocidad de reacción y mK es la constante de saturación. Setoma un valor de la constante de velocidad de reacción de 0,5 mg PO4/ mg Cholorellavulgaris día y un valor de constante de saturación 10,5 mg PO4/ l (Aslan y Kapdan, 2006,pp. 69). El resumen del cálculo de las velocidades de desaparición de fosfato en la lagunade maduración a distintas conversiones se muestra en el cuadro B.21. Tomando el valor dela fila 11, columna 2 del cuadro B.12; fila 5, columna 2 del cuadro B.20; fila 1, columna 2;fila 2, columna 2 y fila 3, columna 2 del cuadro B.21, la ecuación C.203 da el siguienteresultado:

3311

33,0

1

37,0

4

40,0

1

3

21,063,0

4

5324,10

m

VLM

El 4 de la ecuación anterior corresponde a la conversión de día a horas (1 día = 4 horas)debido a que el agua residual se produce solamente durante cuatro horas al día.

C.36 Cálculo del volumen de la laguna de maduración con microalgas necesario parael consumo de nitrógeno total

Se realiza un balance de masa de nitrógeno total en la laguna de maduración:

LMPLMLMLM rVNQNQV

dt

dN,11111010 (C.210)

Donde dt

dN LM es la derivada de la concentración de nitrógeno total en la laguna de

maduración respecto al tiempo (acumulación de nitrógeno total), LMV es el volumen de lalaguna de maduración, iQ es el caudal pico proyectado a 15 años en la corriente i, iN esla concentración de nitrógeno total en la corriente i y LMnr , es la velocidad de consumo denitrógeno total en la laguna de maduración. Suponiendo condiciones estacionarias ydespejando el volumen:

LMnLM r

NQNQV

,

11111010 (C.211)

Una laguna de maduración se puede considerar como un reactor tipo flujo pistón, por lotanto la ecuación anterior adopta la forma:

LMn

LMLM r

dNQV

,

11 (C.212)

Donde LMN es la concentración de nitrógeno total en la laguna de maduración.Expresando la ecuación anterior en función de la conversión se tiene:

LMnLM r

dCNQV

,

1011

(C.213)

Donde C es la conversión de nitrógeno total en la laguna de maduración. Integrando setiene:

LMn

CLM r

dCNQV

,01011

(C.214)

Se dimensiona la laguna de manera que el efluente tenga una concentración de nitrógenototal de 37 mg/l, lo cual es un 26% menos del límite inferior permitido de acuerdo con elReglamento de Vertido y Reuso de Aguas Residuales. Esto corresponde un 78% deremoción de nitrógeno total. Aplicando la regla de Simpson para evaluación numérica deintegrales:

78,0(

1

)52,0(

4

)26,0(

1

3

26,078,0

,,,1011

LMnLMnLMnLM rrr

NQV (C.215)

Se utilizó la ecuación de Michaelis-Menten para describir la velocidad de la consumo denitrógeno total en la laguna de maduración (Aslan y Kapdan, 2006, pp. 64):

LMm

LMLMn NK

kNr

, (C.216)

Donde k es la constante de velocidad de reacción y mK es la constante de saturación. Setoma un valor de la constante de velocidad de reacción de 1,5 mg N/ mg Cholorellavulgaris día y un valor de constante de saturación 31,5 mg N/ l (Aslan y Kapdan, 2006, pp.69). El resumen del cálculo de las velocidades de desaparición de nitrógeno total en lalaguna de maduración a distintas conversiones se muestra en el cuadro B.22.



Tomando el valor de la fila 11, columna 2 del cuadro B.12; fila 9, columna 2 del cuadroB.20; fila 1, columna 2; fila 2, columna 2 y fila 3, columna 2 del cuadro B.22, la ecuaciónC.215 da el siguiente resultado:

3435

81,0

1

08,1

4

20,1

1

3

26,078,0

4

17024,10

m

VLM

El 4 de la ecuación anterior corresponde a la conversión de día a horas (1 día = 4 horas)debido a que el agua residual se produce solamente durante cuatro horas al día.

C.37 Estimación de la DBO de salida al sistema de tratamiento modificado

Para calcular la DBO que sale del reactor aerobio se utiliza la siguiente expresión:

4

69,188 SDBO (C.217)

Donde 8DBO es la DBO a la salida al reactor aerobio y 8S es el sustrato a la salida alreactor aerobio. Para el agua residual de una granja porcina, la relación entre DBO y elcontenido de carbono orgánico total es aproximadamente 1,69 (Ra et al, página 1999). Entodos los modelos cinéticos utilizados el sustrato es acido acético, por lo tanto se utilizó unarelación entre el carbono orgánico total y el acido acético equivalente: 1mg/l de carbonoorgánico total equivale a 4mg/l de ácido acético. Tomando el valor de la fila 65, columna 2del cuadro B.18 se tiene:

lmgDBO /2644

69,16248

Despreciando la reduccion de DBO en el sedimentador y tomando en cuenta que laeliminación de DBO en una laguna de maduracion es aproximadamente 85 por ciento, laconcentracion de DBO a la salida del sistema de tratamiento de aguas modificado es 40mg/l.

C.38 Cálculo del costo del concreto necesario para la ampliación del sistema detratamiento

El volumen de concreto que se requiere para la ampliación del sistema de tratamientoconsiste en el necesario para la construcción de los reactores, los cárcamos de bombeo y elsedimentador. Todos estos equipos se dimensionan con paredes de 15 cm de grosor y

fondos de 30 cm de grosor. Para calcular el volumen de concreto de los reactores y loscarcamos de bombeo se utiliza la siguiente expresión:

VALHVC )15,0)(15,0(15,0 (C.218)

Donde CV es el volumen de concreto necesario para un equipo dado, H es la altura totaldel equipo, L es el largo del equipo, A es el ancho del equipo y V es volumen total delequipo. Tomando los valores de la fila 16, columna 2; fila 14, columna 2; fila 15, columna2 y fila 47, columna 2 del cuadro B.14 el volumen de concreto necesario para laconstrucción del reactor anaerobio es el siguiente:

3, 07,366,15)15,010,2)(15,010,2(15,055,3 mV RNC

Donde RNCV , es el volumen de concreto necesario para el reactor anaerobio. Tomando losvalores de la fila 8, columna 2; fila 5, columna 2; fila 6, columna 2 y fila 2 y fila 37,columna 2 del cuadro B.16 el volumen de concreto necesario para la construcción delreactor anóxico es el siguiente:

3, 24,849,73)15,055,4)(15,055,4(15,055,3 mV RXC

Donde RXCV , es el volumen de concreto necesario para el reactor anóxico. Tomando losvalores de la fila 19, columna 2; fila 66, columna 2; fila 67, columna 2 y fila 68, columna 2del cuadro B.18 el volumen de concreto necesario para la construcción del reactor aerobioes el siguiente:

3, 69,600,54)15,090,3)(15,090,3(15,055,3 mV RAC

Donde RACV , es el volumen de concreto necesario para el reactor aerobio. Tomando losvalores de la fila 22, columna 2; fila 23, columna 2; fila 24, columna 2 y fila 25, columna 2del cuadro B.14 el volumen de concreto necesario para la construcción del cárcamo debombeo del reactor anaerobio es el siguiente:

3,, 41,160,4)15,000,2)(15,000,2(15,015,1 mV RNCC

Donde RNCCV ,, es el volumen de concreto necesario para el cárcamo de bombeo delreactor anaerobio. Tomando los valores de la fila 15, columna 2; fila 16, columna 2; fila 17,columna 2 y fila 18, columna 2 del cuadro B.16 el volumen de concreto necesario para laconstrucción del cárcamo de bombeo del reactor anóxico es el siguiente:

3,, 23,270,8)15,075,2)(15,075,2(15,015,1 mV RXCC



Donde RXCCV ,, es el volumen de concreto necesario para el cárcamo de bombeo delreactor anóxico. Tomando los valores de la fila 40, columna; fila 41, columna 2; fila 42,columna y fila 43, columna del cuadro B.18 el volumen de concreto necesario para laconstrucción del cárcamo de bombeo del reactor aerobio es el siguiente:

3,, 25,270,8)15,075,2)(15,075,2(15,015,1 mV RACC

Donde RACCV ,, es el volumen de concreto necesario para el cárcamo de bombeo delreactor aerobio. El volumen de concreto necesario para la construcción del sedimentadorestá dado por la siguiente ecuación:

TS

SSS

SSSSS

SC

V

ALL

hHALH

V

,

,

15,02

15,015,015,0

(C.219)

Donde Sh es la profundidad de la parte superior del sedimentador, SL es el largo delsedimentador, SH es el nivel del agua en el sedimentador, SA es el ancho del

sedimentador y SL es el largo de la base del sedimentador. Tomando los valores de la fila2, columna 2; fila 5, columna 2, fila 7, columna 2; fila 8, columna 2 y fila 31, columna 2del cuadro B.19 el volumen de concreto necesario para la construcción del sedimentador esel siguiente:

3

,

44,686,46

15,080,22

75,120,52315,080,215,020,515,055,3

m

V SC

El volumen total de concreto requerido (suma del necesario para los reactores, los cárcamosde bombeo y el sedimentador) es 30,33 m3. El concreto tiene un costo aproximado de66500 colones por metro cúbico, por lo tanto:

TCTC VCosto ,, 66500 (C.220)

Donde TCCosto , es el costo del concreto total y TCV , es el volumen total de concreto.Tomando el valor de la fila 1, columna 1 del cuadro B.23 se tiene:

colonesCosto TC 201694533,3066500,

El costo del concreto es aproximadamente 2 020 000 colones.

C.39 Cálculo del costo de la varilla necesaria para la ampliación del sistema detratamiento

La longitud de la varilla que se requiere para la ampliación del sistema de tratamientoconsiste en la necesaria para la construcción de los reactores, los cárcamos de bombeo y elsedimentador. Cada una de las paredes de estos equipos debe tener una malla de varilla conespaciamiento horizontal y vertical de 15 cm. Adicionalmente en el fondo de cada equipose requiere doble malla de varilla. Para calcular la longitud de varilla de los reactores y loscárcamos de bombeo se utiliza la siguiente expresión:

15,0215,0215,0

15,0

)15,0(215,0215,0

15,0

15,0215,0215,0

15,0

LHA

AHL

ALH

LV

(C.221)

Donde VL es la longitud de varilla para un equipo dado, H es la altura total del equipo,L es el largo del equipo y A es el ancho del equipo. Tomando los valores de la fila 16,columna 2; fila 14, columna 2 y fila 15, columna 2 del cuadro B.14 la longitud de varillanecesaria para la construcción del reactor anaerobio es la siguiente:

m

L RNV

57915,010,2215,055,3215,0

15,010,2

)15,010,2(215,055,3215,0

15,010,2

15,010,2215,010,2215,0

15,055,3,

Donde RNVL , es la longitud de varilla necesaria para el reactor anaerobio. Tomando losvalores de la fila 8, columna 2; fila 5, columna 2 y fila 6, columna del cuadro B.16 lalongitud de varilla necesaria para la construcción del reactor anóxico es la siguiente:

m

L RXV

151715,055,4215,055,3215,0

15,055,4

)15,055,4(215,055,3215,0

15,055,4

15,055,4215,055,4215,0

15,055,3,



Donde RXCV , es la longitud de varilla necesaria para el reactor anóxico. Tomando losvalores de la fila 19, columna 2; fila 66, columna 2 y fila 67, columna 2 del cuadro B.18 lalongitud de varilla necesaria para la construcción del reactor aerobio es la siguiente:

m

L RAV

156215,065,4215,055,3215,0

15,065,4

)15,065,4(215,055,3215,0

15,065,4

15,065,4215,065,4215,0

15,055,3,

Donde RAVL , es la longitud de varilla necesaria para el reactor aerobio. Tomando losvalores de la fila 22, columna 2; fila 23, columna 2 y fila 24, columna 2 del cuadro B.14 lalongitud de varilla necesaria para la construcción del cárcamo de bombeo del reactoranaerobio es la siguiente:

m

L RNCV

27215,000,2215,015,1215,0

15,000,2

)15,000,2(215,015,1215,0

15,000,2

15,000,2215,000,2215,0

15,015,1,,

Donde RNCVL ,, es la longitud de varilla para el cárcamo de bombeo del reactor anaerobio.Tomando los valores de la fila 15, columna 2; fila 16, columna 2 y fila 17, columna 2 delcuadro B.16 la longitud de varilla necesaria para la construcción del cárcamo de bombeodel reactor anóxico es la siguiente:

m

L RXCV

42515,075,2215,015,1215,0

15,075,2

)15,075,2(215,015,1215,0

15,075,2

15,075,2215,075,2215,0

15,015,1,,

Donde RXCVL ,, es la longitud para el cárcamo de bombeo del reactor anóxico. Tomandolos valores de la fila 40, columna 2; fila 41, columna 2 y fila 42, columna 2 del cuadro B.18la longitud de varilla necesaria para la construcción del cárcamo de bombeo del reactoraerobio es la siguiente:

m

L RACV

42515,075,2215,015,1215,0

15,075,2

)15,075,2(215,015,1215,0

15,075,2

15,075,2215,075,2215,0

15,015,1,,

Donde RACVL ,, es la longitud de varilla necesaria para el cárcamo de bombeo del reactoraerobio. Debido a que el cárcamo de bombeo antes del sedimentador tiene las mismasdimensiones que el cárcamo de bombeo antes del reactor anóxico, la longitud de varillanecesaria para el cárcamo del sedimentador es la misma que la necesaria para el cárcamodel reactor anóxico: 425 m.

El sedimentador no tiene completamente la forma de un paralelepípedo si no que su base esmás angosta para facilitar la evacuación de los lodos. Suponiendo que la longitud de varillaque se requiere para el sedimentador es aproximadamente la misma que la que se requeriríasi este fuera completamente un paralelepípedo se tiene:

15,0215,0215,0

15,0

)15,0(215,0215,0

15,0

15,0215,0215,0

15,0,

SSS

SSS

SSS

SV

LHA

AHL

ALH

L

(C.222)

Donde SVL , es longitud de la varilla necesaria para el sedimentador, SH es la altura total

del sedimentador, SL es el largo del sedimentador y SA es el ancho del sedimentador.Tomando los valores de la fila 2, columna 2; fila 8, columna 2 y fila 7, columna 2 delcuadro B.19 se tiene:

m

L SV

124015,020,5215,055,3215,0

15,080,2

)15,080,2(215,055,3215,0

15,020,5

15,080,2215,020,5215,0

15,055,3,

La longitud total de varilla requerida (suma de la necesaria para los reactores, los cárcamosde bombeo y el sedimentador) es 5980 m. El costo de la varilla número 4 esaproximadamente 7000 colones por cada 25 kilogramos y un metro de esta varilla pesa0,994 kilogramos. El costo de la varilla necesaria para se calcula de la siguiente forma:



25

994,07000,,

TVTV LCosto (C.223)

Donde TVCosto , es el costo de la varilla necesaria total y TVL , es la longitud de varillatotal. Tomando el valor de la fila 4, columna 2 del cuadro B.23 se tiene:

colonesCosto TV 166435425

994,070005980,

El costo de la varilla es aproximadamente 1 670 000 colones. C.40 Estimación del consumo eléctrico

El costo mensual del fluido eléctrico se calcula mediante la siguiente ecuación:

Tee PecioCosto Pr720 (C.224)

Donde eCosto es el costo mensual de fluido eléctrico, eecioPr es el precio del fluidoeléctrico y TP es la potencia total de las bombas y el soplador. El precio del fluidoeléctrico es 45 colones/kW.h (CINDE, 2008) y la suma de las potencias requeridas de lasbombas y el soplador es 4,32 HP, es decir 3,2 kW. Por lo tanto:

mescolonesCostoe /1036802,345720

D. NOMENCLATURA

Mayúsculas Unidades

A ancho mCA ancho del cárcamo de bombeo mPQA ancho del sedimentador para la precipitación química mtA área transversal de la tubería 2m

CAL área del cárcamo de bombeo 2m

SAL área de la parte superior del sedimentador 2mC conversión fraccion

CCosto costo del concreto colones

FCosto costo mensual del coagulante mesescolones /

ICosto costo inicial colones

OCosto costo de operación colones

SCosto costo del sedimentador colones

TCosto costo mensual de un trabajador mescolones /

VCosto costo de la varilla colones

FConsumo consumo del coagulante 3/ mkg

D diámetro de la tubería mDBO demanda bioquímica de oxígeno lmg /

Tdías días trabajados por mes por operario mesdia /

CS carga superficial del sedimentador hmm 23 /DO concentración de oxígeno disuelto lmg /

BE eficiencia de la bomba fraccion

DBOE eficacia de remoción de DBO %

NE eficacia de remoción de nitrógeno total %

PE eficacia de remoción de fosfato %

SE eficiencia del soplador fraccion

poF flujo molar de ortofosfato hmol /

sF flujo molar de sustrato hmol /

oF flujo molar de oxígeno molecular hmol /

FA flujo de aire hm /3

H altura mCH altura total del cárcamo de bombeo mSH nivel del agua en el sedimentador m

SH altura total del sedimentador mK tasa máxima de remoción de sustrato 1dia

1K coeficiente de resistencia en la entrada ensionala dim

2K coeficiente de resistencia en la salida ensionala dim

181

2OK constante de media velocidad del oxígeno disuelto lmg /

pK constante de saturación media del fosfato lmg /

ppK coeficiente de saturación del polifosfato gSSVLMmgP /

SK constante de saturación media lmgAc /

sK coeficiente de saturación del sustrato (ácido acético) lmgC /

1sK primera constante de saturación media de Andrews lmgC /

2sK segunda constante de saturación media de Andrews mL largo mL longitud de la tubería m

CL largo del cárcamo de bombeo m ve DL / longitud equivalente para una válvula de globo

completamente abiertam

ce DL / longitud equivalente para un codo estándar m

SL largo de la base del sedimentador m

VL longitud de la varilla maM masa molar del aire molg /

cM masa molar de las células molg /

nM masa molar del nitrógeno total molg /

oM masa molar del oxígeno molecular molg /

pM masa molar del fósforo molg /

poM masa molar del ortofosfato molg /

sM masa molar del sustrato molg /

N concentración de nitrógeno total lmg /

aN concentración de nitrógeno amoniacal lmg /

cN concentración de nitrógeno incorporado a la masa celular lmg /

nN concentración de nitrógeno en forma de nitrato lmg /

NN cantidad de nitrato a desnitrificar lmg /

RN número de Reynolds ensionala dim

RAO concentración de oxígeno molecular consumido en el reactor aerobio

lmg /

P presión manométrica PaP concentración de fosfato total lmg /

aP presión absoluta de descarga del aire Pa

atmP presión ambiental absoluta Pa

BP potencia de la bomba HP

cP concentración de fosfato incorporado a la masa celular lmg /

oP concentración de ortofosfato lmg /

pP concentración de polifosfato lmg /

SP potencia requerida del soplador HP


179 Apéndice D: Nomenclatura

pH Potencial hidrógeno pH

FecioPr precio del coagulante kgcolones /

Q caudal hm /3

15,MQ caudal medio proyectado a 15 años hm /3

0,MQ caudal medio actual hm /3

15,PQ caudal pico proyectado a 15 años hm /3

0,PQ caudal pico actual hm /3

R constante de los gases ideales molKJ ./DBOPpR / razón de la desaparición de polifosfato por consumo de DBO mgDBOmgPp /

S concentración de sustrato lmg /

TSalario salario por jornada laboral de un operario diacolones /

aT temperatura de descarga del aire K

atmT temperatura ambiental K

DNU velocidad de desnitrificación 1diaV volumen 3m

AV fracción de volumen de la zona aerobia ensionala dim

CV volumen de concreto necesario para un equipo dado 3m

MmV volumen del líquido entre el nivel mínimo y el nivel máximodel agua en el cárcamo de bombeo

3m

PQV volumen del líquido y los lodos en el sedimentador para la precipitación química

3m

PQV volumen total del sedimentador para la precipitación química 3m

RNV volumen total del reactor anaerobio 3m

RXV volumen total del reactor anóxico 3m

X concentración de células lmg /

Y coeficiente de producción máxima mgmg /

Y coeficiente de rendimiento máximo durante un periodo de crecimiento logarítmico

mgmg /

HY coeficiente de producción heterótrofa mgmg /

PSY tasa de consumo de polifosfato por consumo de sustrato gAcgP /

pxY / coeficiente de crecimiento basado en el fosfato utilizado mgPmgCélulas /

Minúsculas Unidades

f factor de fricción en la tubería ensionala dim

cf factor de fricción debido a los codos ensionala dim

SSVf fracción degradable de los sólidos suspendidos volátiles durante la aireación

ensionala dim

SSVf fracción degradable inicial de los sólidos suspendidos volátiles

ensionala dim

vf factor de fricción debido a la válvula de globo ensionala dim

Ah cabeza sobre la bomba m

Rh pérdidas totales en la tubería mah altura de alimentación m

Mh altura máxima del líquido un cárcamo de bombeo mmh altura mínina del líquido un cárcamo de bombeo mSh profundidad de la parte superior del sedimentador m

k tasa máxima de utilización de sustrato 1diak consumo de polifosfato por concentración de células gSSVLMmgP /

ck coeficiente de mantenimiento celulardiagSSVLM

mgP

/

dk coeficiente de descomposición endógena 1dia

Dk tasa de utilización de nitrógeno en forma de nitratodiamgSSV

NmgNO

/3

gr tasa media de crecimiento bacteriano hlmg ./

nr velocidad de consumo de nitrógeno total diamgNmg ../.

pr velocidad de consumo de fosfato diamgPOmg ./. 4

sur tasa de utilización de sustrato hlmg ./

anr , velocidad desaparición de nitrógeno amoniacal hmg /

nnr , velocidad de desaparición de nitrógeno en forma de nitrato hmg /

opr , velocidad de desaparición de ortofosfato hmg /

ppr , velocidad de desaparición de polifosfato hmg /

Ct tiempo de retención del líquido en el cárcamo de bombeo h

St tiempo de retención hidráulica en el sedimentador hv velocidad hm /z altura m

Griegas Unidades

1 coeficiente de conversión de ortofosfato a polifosfato mgCélulasmgP /

pp contenido de polifosfato en la masa celular gSSVLMmgP /

tiempo de retención

A tiempo de retención aerobio global h

C tiempo de retención celular dia

DN tiempo de detención anóxica h

DN tiempo de detención anóxica para que se produzca la desnitrificación

h

N tiempo de retención anaerobio h densidad 3/ mkg viscosidad sPa.


181 Apéndice D: Nomenclatura

1max tasa de crecimiento máximo limitando el sustrato 1h

Subíndices

BP eliminación biológica incrementada del fósforoLF laguna facultativaLM laguna de maduración LN laguna anaerobiaND nitrificación-desnitrificación NP sistema biológico de eliminación conjunta de nitrógeno total

y fosfatosPQ precipitación química RA reactor aerobioRN reactor anaerobioRX reactor anóxico S sedimentadorT total

NOHC 275 masa celular sin fósforoPNOHC 12238760 masa celular con fósforo

CHON materia orgánica

dt

dN LM derivada de la concentración de nitrógeno total enla laguna de maduración respecto al tiempo (acumulación de nitrógeno total)

dt

dPLM derivada de la concentración de fosfato en la laguna de maduración respecto al tiempo (acumulación de fosfato)

dt

dX RN derivada de la concentración de microorganismosen el reactor anaerobio respecto al tiempo (acumulación de microorganismos)

SS 0 DBO5 eliminada en el sistema lmg /

dt

dP RNp, derivada de la concentración de polifosfato en el reactor anaerobio con respecto al tiempo (velocidad de acumulación de polifosfato en el reactor anaerobio)

dt

dN RXn, derivada de la concentración de nitrógeno en forma de nitrato en el reactor anóxico con respecto al tiempo (velocidad de acumulación de

nitrógeno en forma de nitrato en el reactor anóxico)

dt

dX RX acumulación de bacterias en el reactor anóxico

dt

dP RAo, derivada de la concentración de ortofosfato en el reactor aerobio con respecto al tiempo (velocidad de acumulación de ortofosfato en el reactor aerobio)

dt

dN RAa, derivada de la concentración de nitrógeno amoniacal en el reactor aerobio con respecto al tiempo (velocidad de acumulación de nitrógeno amoniacal en el reactor aerobio)


ANEXOS

189

~'\01110 f(l.

~"/\~ - ~ Tels.: 2286-1168 / 2226-4462 • Fa" (506) :!226-4462 • Apanado 877-1011 San Jo,.é, Costa Rica ~ o

liMIDI e-ma1l: lambda@ racsa.co.cr

RESULTADO DE ANA LISIS# 179,856

--RESULTADO DE ANA LISIS QUJMlCO---

FECHA: 18 DE AGOSTO DEL 2008. SOLIC ITANTE: JOSE ANTONIO BARBOZA

AT ENCION: Sr. JOSE ANTONIO BARBOZA.

REFERENCIA: EFLUENTE DEL SISTEMA DE TRATAMIENTO DE AGUAS RESIDUALES DE LA PORCINA.

RECOLECCIO, DE MUESTRA COMPUESTA POR EL SEÑOR JOSE ANDRES BARBOZA

JIMENEZ. EL OlA 1 DE AGOSTO DEL 2008, ENTRE LAS 8 : 00 am A LAS 10 : 00 am,

::.UI:IMUE:,S'l KA::, ( f ) DE 500 m t.. CAOA 20 MINUTOS.

MUESTRA DE AGUA

ANÁLISIS SOLICITADO 11 1 112 113

pH/ ± 0.04 ..................................................................... 7,78 .......................... 6,20 ............................ 6.01

SOLIDOS TOTALES/ mg/L ................................ ..... 1220 ± 9 ................... 1410 ± 9 .................... 1640 ± 9

SOLIDOS DISUELTOS/ mg!L ..... ................ ............ 1048 ± 9 ................... 1300 ± 9 .................... 1640 ± 9 SOLIDOS SUSPENDIDOS TOTALES/ mg/L .......... 172 ± 6 .......... ........... 110 ± 6 .................. MENOR A 6

SOLIDOS SEOIM ENTABLES/ mi/L .. ......... .... ........ 0,5 ± 0.1 ................... 0.3 ± 0, 1 ............... MENOR A 0,2

DEMANDA QUÍMICA DE OXIGENO (DQO) mg/L .......................................................... ... .. 529 ± 10 ............... ..... 192 ± 5 ..................... . 113 ± 5

DEMA DA BIOQUÍMICA DE OXIGENO (DBOs)f m giL ............................................................. 172 ± 8 ...................... 40 ± 2 ........................ 18 ± 2

GRASAS Y ACEITES/ mg/L ...................................... I2 ± 1 ........................ 8 ± 1 .................... MENOR A 2

SUSTANCIAS ACTIVAS AL AZUL DE METILENO ( SAAM )/ mg/L ... ... ............ I ,O ± O, 1 ...... .................. ••• ................................ .

NITROGENO TOTAL (COMO N)/ mg/L ............... 312 ± 8 ..................... 280 ± 6 .................. .... 255 ± 6 FOSFATO (COMO PO,)f mg/L ...... ............. ............. I66 ± 2 ................... 10,4 ± 0, 1 .................... 1,7 ± 0.1

CORRESPO DE 'CIA DE LAS M UESTRAS:

111 : EFLUENTE DEL SISTEMA DE TRATAMIENTO Y QUE DESFOGA AL RIOTORO AMARILLO.

11 2: EFLUENTE TRATADO /1. RAZON DE 1,0 kg DE SULFATO DE ALUMINIO POR 1000 L DE AGUA.

113: EFLUENTE TRATADO A RAZON DE 2.0 kg DE SULFATO DE ALUMINIO POR 1000 L DE AGUA.

OBSERVACIONES: VER DETALLES DE LAS REFERENCIAS DE LOS METODOS DE ENSAYO EN EL ALCANCE DE

ACREDITACION DEL LABORATORIO EN LA DIRECCION ELECTRONICA: www.eea.or.cr

PROCEDIMIENTOS U ICAMENTE DE REFERENCIA LOS UTJLIZA~S!T~J¡~ ~NDARD METHODS

FOR THE EXAMINATION OF WATER ANO WASTEWATER 20ru 19 ~fi :.2005. "o~~ MUESTRA CODIGO LAMBDA: 05559F. , t;;,o .....it. ~r.

)


Tels.: 2286- 1168 / ::!226-4462 • Fa;.. C506l 2226-4462 • Apartado 877- 1011 San José. Costa Rica

e -mail. lambda<i! racsa.co.cr

RESULTADO DE ANALISIS # 174,012

-- - RESULTADO DE ANALISIS OUIMICO ---

PECHA : 22 DE ABRIL DEL 2008 . SOLICITANTE : SR . JOSE ANTONIO BARBOZA.

REFERENCIA: MUESTRA DE AGUA RESIDUAL UN EFLUENTE DE LAGUNA DE TRATAMIENTO DE GRANJA PORCINA, 11 DE ABRIL DEL 2008 .

MUESTRA: AGUA ANTES DE TRATATAMIENTO DE FLOCULACION.

ANALISIS: RESULTADO PROMEDIO NI TROGENO TOTAL ( COMO N ) .. ............ .. ... .. .. 455 ± 9 mg/L FOSFATO TOTAL ( COMO P04 ) ......... . .... .. ... . . 149 ± 3 mg/L pH . ... . ....... . ... .. ... . ..................... . .. 8,02 ± 0,03

MUESTRA: AGUA CON TRATAMIENTO DE FLOCULACION, A RAZON 1,0 Kg DE SULFATO DE ALUMINIO POR CADA MIL LITROS DE AGUA RESIDUAL .

A":ALISIS : RESULTADO PROMEDIO NITROGENO TOTAL (COMO N) .......... . ... . ........ 380 ± 8 mg/L FOSFATO TOTAL (COMO P04 ) .................... 10 ,6 ± 0 ,1 mg/L pH ...... .. .. . ......................... . .... . .... 6,90 ± 0,03 VOLUMEN DE LODOS FORMADOS EN UNA HORA ..... . ....... 17 ± 3% vol/vol

MQESTRA: AGUA CON TRATAMIENTO DE FLOCULACION , A RAZON 2 , 0 Kg DE SULFATO DE ALUMINIO POR CADA MIL LITROS DE AGUA RES IDUAL .

ANALISIS: RESULTADO PROMEDIO NITROGENO TOTAL (CONO N) ............. . ........ . 3 7 0 ± 8 mg/L FOSFATO TOTAL (COMO P04 ) ................. . . . . 1 ,3 ± 0 ,1 mg/L pH . . . . ............ . .... .. .................. . ... . 6 , 04 ± O, 03 VOLUMEN DE LODOS FORMADOS EN UNA HORA ............. 30 ± 3 % vol/vol O"'SERVACIONES: * REFERENCIA DE METODO DE ENSAYO :

NOTAS : Re f iéras e al

METHODS POR THE EXAMINATION OF WASTEWATER" 1995 .

para cualquier consulta .

187 Anexos

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Note: o..ve 811 (B) etoN8 perlcrmMCe at SO Hz and 841 (C) etoN8 performance at 5,oo:J' elevati::ln.

comitÉ asesor sustentante

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