implementación de una unidad piloto en el acueducto de funza para

IMPLEMENTACIÓN DE UNA UNIDAD PILOTO EN EL ACUEDUCTO DE
FUNZA PARA EVALUAR LA REMOCIÓN DE COMPUESTOS
NITROGENADOS DEL AGUA SUBTERRÁNEA EN CONDICIONES DE
OPERACIÓN
CAMILO ANDRÉS GAONA VILLAMIZAR
IRINA CATALINA SUESCÚN DOMINGUEZ
UNIVERSIDAD DE LA SALLE
FACULTAD DE INGENIERIA AMBIENTAL Y SANITARIA
ÁREA DE TRATAMIENTO DE AGUAS
BOGOTA DC
2007
IMPLEMENTACIÓN DE UNA UNIDAD PILOTO EN EL ACUEDUCTO DE
FUNZA PARA EVALUAR LA REMOCIÓN DE COMPUESTOS
NITROGENADOS DEL AGUA SUBTERRÁNEA EN CONDICIONES DE
OPERACIÓN
CAMILO ANDRÉS GAONA VILLAMIZAR
IRINA CATALINA SUESCÚN DOMINGUEZ
Trabajo de grado para optar al título Ingeniero Ambiental y Sanitario
Director
ROBERTO BALDA AYALA
MSc. Ingeniería Sanitaria
UNIVERSIDAD DE LA SALLE
FACULTAD DE INGENIERIA AMBIENTAL Y SANITARIA
ÁREA DE TRATAMIENTO DE AGUAS
BOGOTA DC
2007
Nota de aceptación
____________________
Director
___________________
Jurado
____________________
Jurado
Bogota DC_________día,________ mes,______año,________
Ni la Universidad, ni el Jurado
calificador son responsables de las
ideas expuestas en este
documento.
AGRADECIMIENTOS
A Dios, a nuestras familias por el apoyo y la paciencia durante todos estos
años, al ingeniero Roberto Balda por su dedicación, al ingeniero Nestor
Mancipe, a la Empresa de Acueducto de Funza, en especial al ingeniero
Carlos Héctor Espinoza, Jimmy Riaño, Benjamín Riaño, a los operarios, y a
todos ellos que nos colaboraron amable y desinteresadamente para poder
llevar a feliz término esta investigación, y a ti lector, motivador esencial y por
el que tiene sentido todo nuestro trabajo.
CONTENIDO
OBJETIVOS DE LA INVESTIGACIÓN ......................................................... 12
RESUMEN................................................................................................ 14
GLOSARIO............................................................................................... 16
INTRODUCCIÓN...................................................................................... 21
1. COMPUESTOS NITROGENADOS EN AGUAS SUBTERRANEAS......... 23
1.1.
Fuentes
de
compuestos
nitrogenados
en
aguas
subterráneas…………………………………………………………………….23
1.2. Afectaciones a la salud por presencia de compuestos nitrogenado .. 25
1.3. Medidas para el tratamiento de compuestos nitrogenados en aguas
subterráneas……………………………………………………………………27
1.3.1. Tratamientos con resinas de intercambio iónico ....................... 27
1.3.2. Ósmosis Inversa........................................................................ 29
1.3.3. Electrodiálisis ........................................................................... 30
1.3.4. Tratamiento biológico para desnitrificación ............................... 31
1.3.4.1. Proceso de lodos activados en un Reactor de Carga Secuencial
(SBR).................................................................................................... 35
2. EMPRESA MUNICIPAL DE ACUEDUCTO, ALCANTARILLADO Y ASEO
DE FUNZA - EMAAF ESP ……………………………………………………….41
2.1. Ubicación…………………………………………………………………. 41
2.2. Características físicas…………………………………………………… 41
2.3. Requerimientos y usos del agua………………………………………...42
2.4. Fuentes de abastecimiento de agua…………………………………… 44
2.4.1. Pozo 1……..………..………………………………………………. 44
2.4.2. Pozo 2………………..……………………………………………… 45
2.4.3. Empresa de acueducto y alcantarillado de Bogotá ……………...46
2.5. Descripción de las plantas de tratamiento de agua potable………….49
2.5.1. Etapa de aireación………………………………………...…………50
2.5.2. Etapa de oxidación química……………………..………………….51
2.5.3. Etapa de coagulación…..…………………………………………...52
2.5.4. Planta compacta en lamina (Unipack)…………..………………...53
2.5.4.1. Floculación……………………………………… ………………..53
2.5.4.2. Sedimentación…..…………………………………………………55
2.5.4.3. Filtración………………..…………………………………………..56
2.5.5. Planta convencional en concreto…………………..………………58
2.5.5.1. Floculación…………………………………..……………………..58
2.5.5.2. Sedimentación……………..………………………………………59
2.5.5.3. Etapa de filtración……..…………………………………………..60
2.5.5.4. Etapa de precloración y desinfección……..…………………….61
3. INVESTIGACIONES ADELANTADAS POR LA EMAAF ESP PARA LA
REMOCIÓN DE COMPUESTOS NITROGENADOS………………………….63
4. DESARROLLO DE LA INVESTIGACIÓN ................................................. 66
4.1. Etapa de Diseño ............................................................................... 66
4.1.1. Caudal de diseño…………………...………………………………..67
4.1.2 Necesidad de oxígeno para el reactor SBR ............................... 67
4.1.3. Suministro de aire...................................................................... 68
4.1.4 Dimensionamiento y descripción de los reactores ...................... 69
4.2. Etapa de pre-arranque……………...…………………………………….73
4.2.1. Volumen de lodos inoculados……………...……………………….75
4.2.2. Relación F/M………………..………………………………………..76
4.2.3. Métodos de medición de parámetros……………………..……….77
4.3. Etapa de operación………………………………………………………..78
5. ANALISIS DE DATOS………………………………………………………….82
5.1. Análisis estadístico de los datos ....................................................... 82
5.1.1. Análisis de los límites específicos y de tolerancia para el
Nitrito……………………………………………………………………….…86
5.1.2. Análisis de los límites específicos y de tolerancia para el
Amonio...................................................................................................88
5.1.3. Análisis de los límites específicos y de tolerancia para el
Nitrato…………………………………………………………………………91
5.2. Análisis de la calidad del efluente de los reactores ......................... 93
5.2.1. Análisis físico-químico a la salida del reactor ........................... 93
5.2.1.1. Test de Jarras......................................................................... 94
6. ACTIVIDADES DE CAPACITACION ………………………………………..98
7. ANALISIS DE COSTOS DEL SISTEMA A ESCALA REAL .................... 999
7.1. Introducción ..................................................................................... 999
7.2. Diseño ............................................................................................... 99
7.2.1. Caudal de diseño………………………………………...…………..99
7.2.2. Necesidad de oxígeno para el reactor SBR a escala real ........ 100
7.2.3. Suministro de aire para el reactor SBR a escala real……...….100
7.2.4. Dimensionamiento de los reactores a escala real ................... 101
7.2.5. Operación de los reactores a escala real ................................. 101
7.3. Valoración de costos ...................................................................... 102
7.3.1. Análisis financiero del proyecto a escala real.......................... 105
7.4 Ventajas y desventajas de la implementación del SBR en la EMAAF
ESP ........................................................................................................ 108
8. CONCLUSIONES ................................................................................... 109
9. RECOMENDACIONES........................................................................... 111
BIBLIOGRAFÍA ........................................................................................... 112
LISTA DE TABLAS
Tabla 1. Fuentes de compuestos nitrogenados ...............................................23
Tabla 2. Caracterización físico- químico del agua del Pozo 1 ..........................45
Tabla 3. Caracterización físico-química del agua del Pozo 2 ...........................46
Tabla 4. Resultados de las Pruebas para remover amonio .............................65
Tabla 5. Características del efluente.................................................................66
Tabla 6. Datos para determinar el oxígeno requerido.......................................67
Tabla 7. Parámetros de diseño para determinar capacidad del soplador .........68
Tabla 8. Dimensiones del SBR .........................................................................70
Tabla 9. Técnicas empleadas para la medición de parámetros .......................77
Tabla 10. Operación de reactores.....................................................................78
Tabla 11. Concentraciones de compuestos nitrogenados a la salidad del
reactor...............................................................................................................83
Tabla 12. Análisis estadistico de datos .............................................................84
Tabla 13. Resultados caracterización del efluente del reactor vs pozo ............94
Tabla 14. Resultados de ensayo de jarras luego de pasada el agua por el
SBR con dosis de sulfato de aluminio 110 ppm................................................95
Tabla 15. Resultados de ensayo de jarras con dosis de sulfato de aluminio 60
ppm y peróxido de hidrógeno............................................................................96
Tabla 16. Características del efluente del Pozo N° 1 .......................................99
Tabla 17. Valores para determinar el oxígeno requerido por el SBR a escala
real..................................................................................................................100
Tabla 18. Parámetros de diseño para determinar capacidad del soplador .....101
Tabla 19. Capacidad del soplador ..................................................................101
Tabla 20. Dimensiones del SBR aescala real .................................................101
Tabla 21. Esquema de operación de los reactores SBR a escala real ..........102
Tabla 22. Costos SBR a escala real ...............................................................103
Tabla 23. Costos soplador para planta a escala real .....................................103
Tabla 24. Costos de accesorios para sopladores .........................................104
Tabla 25. Costos difusores para reactores a escala real ..............................104
Tabla 26. Costo total del sistema ..................................................................105
Tabla 27. Costos anuales de consumo de sulfato de aluminio .......................105
Tabla 28. Ventajas y desventajas de la implementación del sistema SBR ...108
LISTADO DE GRAFICOS
Grafico 1. Concentración de nitritos Vs número de datos ................................88
Grafico 2. Concentración de amonio Vs número de datos ...............................90
Grafico 3. Concentración de amonio Vs número de datos ...............................93
OBJETIVOS DE LA INVESTIGACIÓN
OBJETIVO GENERAL
Implementar una unidad piloto en campo como primera operación unitaria
para tratar el agua del efluente de la planta de tratamiento de agua potable
(PTAP) de la EMAAF – ESP*∗ para evaluar la eficiencia de remoción de
compuestos nitrogenados bajo condiciones de operación y basándose en la
planta piloto compacta de agua potable existente.
OBJETIVOS ESPECIFICOS
Determinar si la implementación de la unidad biológica, como primera
operación unitaria interfiere o no con la calidad del agua para consumo
humano, según los requerimientos del Decreto 475 de 1998 expedido por el
Ministerio de Salud Pública∗∗.
Diseñar la unidad piloto de la operación unitaria inicial, teniendo en cuenta
los caudales que se manejan en la PTAP de la EMAAF – E.S.P., teniendo en
cuenta las dimensiones de la planta piloto compacta para potabilizaciòn de
agua donada por los Ingenieros Ambientales y Sanitarios Daniel Muñoz y
Diana Olaya.
Desarrollar la ingeniería básica y de detalle de la unidad piloto diseñada.
∗
EMAAF ESP: Empresa de Acueducto, Alcantarillado y Aseo de Funza
∗∗
En el momento en el que se planteó este trabajo, se tuvo en cuenta el decreto 475 de
1998, pero en el desarrollo del mismo fue derogado por el Decreto 1575 de 2007 y la
Resolución 2115 de 2007, por EMAAF ESP: Empresa de Acueducto, Alcantarillado y Aseo
de Funza por tal motivo se tiene en cuenta la normatividad vigente.
12
Diseñar un manual de mantenimiento y operación de la unidad biológica,
además de la metodología de las capacitaciones al personal de la EMAAF –
E.S.P.
Determinar la estimación de costos de la planta a escala real para su
posterior implementación.
Definir los parámetros de diseño que sirvan para la construcción de una
unidad de remoción de compuestos nitrogenados como complemento a la
planta de tratamiento actual de la EMAAF – E.S.P.
Desarrollar la ingeniería básica de la unidad de remoción que posteriormente
será implementada en la PTAP.
Realizar
una
capacitación
al
personal
encargado
de
efectuar
el
mantenimiento y operación, con el fin de tener un eficiente funcionamiento de
la planta, con las variaciones de operación y control a que haya lugar con
ayuda de un manual de mantenimiento y operación de la unidad diseñada.
13
RESUMEN
Actualmente la Empresa Municipal de Acueducto, Alcantarillado y Aseo de
Funza (EMAAF) se abastece de dos pozos profundos, los cuales, por su
naturaleza, contienen concentraciones de amonio que de no tratarse,
influirían negativamente en la calidad del agua que llegasen a consumir o
emplear. Basándose en las exigencias del Decreto 1594 de 1984 expedido
por el Ministerio de Agricultura y la Resolución 2115 de 2007 del Ministerio
de Protección Social y el Ministerio de Medio Ambiente, Vivienda y Desarrollo
Territorial, el agua de los dos pozos exige un tratamiento eficiente que
remueva dichas concentraciones de Amonio para lograr una calidad de agua
apta para su potabilización.
Debido a esta problemática, la EMAAF ESP ha venido desarrollando desde
el año 2001 pruebas con distintos mecanismos para la remoción de
compuestos nitrogenados sin obtener resultados satisfactorios, tanto técnicos
como económicos.
Una de estas pruebas tuvo en cuenta la aplicación de tratamientos biológicos
a escala de laboratorio, obteniéndose excelentes resultados en cuanto a la
remoción de los compuestos nitrogenados; sin embargo, arrojaron varias
incógnitas en cuanto a la implementación y operación del sistema a escala
real teniendo en cuenta las necesidades de la EMAAF ESP.
A partir de los resultados obtenidos por el tratamiento biológico a escala de
laboratorio, fue necesario verificar la eficiencia del sistema bajo condiciones
14
reales de operación. Por lo tanto, se implementó un sistema piloto por
cochadas (SBR∗) al que se le adaptó una planta compacta de potabilización
de agua.
Los resultados de los monitoreos de los compuestos nitrogenados indicaron
una remoción satisfactoria de los mismos, cumpliéndose con los estándares
de calidad exigidos por la Resolución 2115 de 2007.
Los resultados arrojados por las pruebas, una vez pasados por la planta de
potabilización indicaron una reducción en la concentración de los fosfatos. Se
determinó, además, una reducción en la concentración empleada de
coagulante aplicada normalmente por la Empresa de Acueducto, generando
un ahorro en los costos por uso de producto químico en un 43%.
∗
SBR: Siglas en inglés Sequencing Bach Reactor
15
GLOSARIO
Aerobios: Seres vivos que tienen la capacidad de vivir con oxígeno.
Agua Subterránea: Agua que está por debajo de la superficie de la tierra,
que llena bolsas subterráneas, conocidas como acuíferos; y se mueven
entre las partículas del suelo y de la roca, suministrando pozos y
manantiales.
Anaerobios: Seres vivos que tienen la capacidad de vivir sin oxígeno.
Autótrofos: Organismo que obtiene energía fabricando su propio
alimento.
Catión: Ión cargado positivamente.
Colmatación: Fenómeno por el cual se secan o pierden profundidad los
cauces o cuerpos de agua, por efectos de la sedimentación.
Coloide: Mezcla homogénea en la que las partículas se mezclan pero no
se disuelven.
DBO: Demanda Biológica de Oxígeno.
Decantador: Tanque de sedimentación de impurezas de un agua
residual.
16
Desalinización: Purificación de agua salada, o ligeramente salina,
eliminando las sales disueltas en ella.
Desviaciones: Son las diferencias que se presentan entre los valores de
la variable y un punto fijo, que puede ser la media aritmética.
Electrón: Partícula elemental estable con carga negativa que se
encuentra fuera del núcleo de un átomo y que posee la mínima carga de
electricidad negativa detectada.
Endógena: Que se produce dentro de un organismo.
Enzima: Sustancia que actúa como catalizador en reacciones químicas
orgánicas o que induce la fermentación. Ayuda a controlar las reacciones
químicas.
Estabilización: Método de tratamiento de residuos que limita la
solubilidad de los contaminantes, remueve el tóxico o su efecto tóxico y
sus características físicas pueden o no ser mejoradas. En este proceso el
residuo es cambiado a una forma química más estable.
Facultativos: Tienen la capacidad de vivir con o sin oxígeno.
Hemoglobina: Sustancia de color rojo presente en los glóbulos rojos.
Actúa como un portador de oxígeno desde los pulmones hacia los tejidos.
Proteína rica en hierro que se encuentra en los glóbulos rojos.
Heterotrófico: Componente del ecosistema en el que predomina el
empleo, la readaptación y la descomposición de materiales complejos.
17
Organismo que utiliza como fuente de energía la materia orgánica
sintetizada por otros organismos.
Histogramas: Son diagramas de frecuencias unidimensionales en los
cuales en un plano cartesiano se levantan rectángulos de áreas
proporcionales a las frecuencias sobre los intervalos del eje horizontal.
Inanición: Falta de nutrición.
Ión: Partícula cargada que resulta de la pérdida o ganancia de electrones.
Lodo
activado:
Población
de
bacterias,
protozoos
y
otros
microorganismos en un flóculo suspendido cuya función es la aireación
de las aguas residuales, reemplazando el oxígeno disuelto tan
rápidamente como se forma por oxidación del contenido orgánico de las
aguas residuales.
Media: Es una medida apropiada de tendencia central para muchos
conjuntos de datos. Sin embargo, dado que cualquier observación en el
conjunto se emplea para su cálculo, el valor de la media puede afectarse
de manera desproporcionada por la existencia de algunos valores
extremos.
Mediana: La mediana en un conjunto de observaciones. Es el valor para
el cual, cuando las observaciones se ordenan de manera creciente, la
mitad de éstas es menor que este valor y la otra mitad mayor.
Mineralización:
Proceso
edáfico
fundamentalmente
biológico,
de
transformación de los despojos animales y vegetales en sustancias
minerales inorgánicos sencillos y solubles. Este proceso causado por los
18
microorganismos del suelo puede ser directo o indirecto, previa formación
de humus.
Nitrato: Ión trióxido de nitrógeno (NO3), única forma del nitrógeno
disponible en las plantas; sintetizado en el proceso de fijación por las
bacterias nitrobacter.
Nitrificación: Conversión efectuada por las bacterias nitrificantes del
suelo, de los compuestos orgánicos de nitrógeno, como los aminoácidos,
proteínas y la urea, en nitratos orgánicos asimilables por las plantas
verdes, en las fases del proceso intervienen diferentes bacterias.
pH: Es la expresión cuantitativa de la acidez o alcalinidad de una
solución, un suelo u otro medio. La escala abarca de 0 a 14
correspondiendo la neutralidad a pH: 7; el pH inferior a 7 indica acidez y
el superior a 7 alcalinidad.
Polímero: Molécula grande en forma de cadena cuyos anillos son
moléculas mas pequeñas llamadas monómeros, combinados para formar
una estructura repetitiva.
Presurización: Aumento de la presión en el interior de un recipiente por
encima del valor correspondiente en el exterior.
Sedimentación: Deposito de materiales arrastrados mecánicamente por
el agua o el viento, o que se encuentran disueltos en el agua, y que
forman acumulaciones en capas o estratos.
Sobrenadante: Agua purificada parcialmente, alta en sólidos en
suspensión y nitrógeno amoniacal, que se libera durante el proceso de
19
digestión y cuya calidad y cantidad depende del tipo y calidad de
sedimentación del residuo y de la eficacia del sistema digestor.
Substrato: Terreno que queda bajo una capa superpuesta. Sustancia
sobre la que ejerce su acción las enzimas, activando su transformación
bioquímica.
Tanque séptico: Son cámaras rectangulares de uno o varios
compartimientos. Usualmente se construyen enterrados y reciben las
excretas y las aguas grises.
20
INTRODUCCIÓN
El territorio colombiano, a pesar de tener una gran cantidad de fuentes de
agua dulce para su aprovechamiento, cuenta con un déficit importante de
empresas de acueducto que administren el recurso de una manera
organizada y con un compromiso real hacia la comunidad, que brinde agua
con altos estándares de calidad y cumpla con las normas de potabilización
actuales. Esto genera inconvenientes sanitarios en las comunidades e
incrementa la miseria en estas zonas. Pueden haber diferentes causas a este
problema: desviación de fondos, mala administración de los alcaldes y de las
mismas empresas de acueducto, falta de investigación, entre otras.
La siguiente investigación se desarrolló en la EMPRESA MUNICIPAL DE
ACUEDUCTO, ALCANTARILLADO Y ASEO DE FUNZA (EMAAF), ubicada
en la Sabana Occidental de Bogotá. El municipio de Funza se abastece de
dos pozos profundos que, por la descomposición de la materia orgánica y la
posible infiltración de agroquímicos se encuentra contaminado especialmente
con el compuesto amonio en concentraciones del orden de 4-8 mg/L, el
amonio al tener contacto con la superficie genera nitritos y nitratos. Estos
compuestos son catalogados de alto riesgo por la normatividad colombiana
cuando están presentes en el agua que consume una comunidad ya que
interfiere en la cocción de alimentos tornándolos a un color rojizo y además
ataca a las poblaciones más débiles (neo natos y ancianos) con
enfermedades como la metahemoglobinemia (bebés azules) y encefalopatía
hepática.
La empresa de acueducto de Funza, desde que descubrió este problema en
el año 2001 aproximadamente, ha intentado corregirlo con diferentes
21
estudios, lamentablemente sin éxito alguno por inviabilidades técnicas o
económicas. Es así como se abre una posibilidad nunca antes desarrollada
en Colombia de introducir un tratamiento biológico en el proceso de
potabilización con el fin de remover dichos compuestos. Así pues, se
implementó un sistema de lodos activados en un reactor de flujo discontinuo
(SBR) en condiciones reales de operación de la planta de potabilización de la
EMAAF.
22
1. COMPUESTOS NITROGENADOS EN AGUAS SUBTERRANEAS
A continuación se presentan las generalidades de los compuestos
nitrogenados, sus posibles fuentes de generación, su incidencia en la salud
y los tratamientos usados para su remoción.
1.1. Fuentes de compuestos nitrogenados en aguas subterráneas
Pueden considerarse cuatro categorías como fuentes de compuestos
nitrogenados en aguas subterráneas1:
Tabla 1. Fuentes de compuestos nitrogenados
FUENTES
NATURALES
Nitrógeno geológico que
puede ser movilizado y
llevado
al
agua
subterránea por prácticas
de irrigación.
El manejo natural de los
bosques
conserva
naturalmente el nitrógeno,
pero
el
desequilibrio
causado por el hombre
permite la liberación de
nitrógeno
que
posteriormente se infiltra a
las aguas subterráneas.
RESIDUO DE
MATERIALES
COSECHAS
IRRIGACIONES
AGRÍCOLAS
Las prácticas comerciales con
animales
(porcicultura,
avicultura, ganadería).
Las pérdidas de nitrógeno en
ambientes
subsuperficiales;
puede ocurrir como resultado
del exceso de la aplicación de
fertilizantes, la ineficiente toma
de nitrógeno por el cultivo y la
mineralización de nitrógeno en
el suelo.
El aumento en la
lixiviación
del
nitrógeno se debe a
la excesiva tasa de
aplicación
del
fertilizante
y
los
períodos
de
irrigación.
Disposición de agua y lodos
residuales de origen doméstico
e industrial, sobre
zonas
agrícolas, bosques y parques.
Las pérdidas de nitrógeno en
ambientes
subsuperficiales,
puede ocurrir como una función
de la tasa de aplicación del
fertilizante en períodos de lluvia,
a variadas temperaturas y las
prácticas en época de labrado.
Asociada
a
la
lixiviación periódica
de nitrógeno a los
suelos, debido a que
esta
práctica
remueve las sales
evitando
la
salinización del suelo
y su improductividad.
Disposición de aguas residuales
en tanques sépticos de casas
de descanso o pequeños
negocios. (Los tanques sépticos
ayudan a que el suelo adsorba
los residuos líquidos).
Lixiviados
domésticos o de
campos de tierra industriales, y
sitios
de
disposición
de
materiales provenientes de
dragados de tierra.
Fuente: CANTER, 1997.
1
CANTER, Larry W. Nitrates in groundwater. University of Oklahoma. Editorial Lewis
publisher,1997.
23
En la actualidad la mayoría de las actividades agropecuarias incluye
fertilizantes
y
pesticidas,
pocas
operaciones
no
usan
fertilizantes
comerciales, como son ganadería y granjas autosuficientes. Por esto se
puede concluir que estas actividades se pueden catalogar como aportantes
de nitrógeno o compuestos nitrogenados.
Los
tanques sépticos también representan una fracción significativa del
nitrógeno que hay en el agua subterránea. El efluente de un tanque séptico
tiene un contenido total de 25 a 60 mg/l. de estos 20 a 55 mg/l existe como
amonio y el resto como nitrato (1 mg/l). Un estudio que caracterizaba
específicamente el contenido de compuestos nitrogenados de estos
sistemas, determinó que contenían aproximadamente 7 mg/l de nitrógeno
orgánico, 25 mg/l de nitrógeno amoniacal y 0.3 mg/l de nitrato-nitrógeno. El
lixiviado de los tanques sépticos en los campos tiene una rápida nitrificación
de nitrógeno amoniacal bajo condiciones aeróbicas. El nitrógeno amoniacal
es fácilmente intercambiado con la presencia de lixiviados en el suelo, donde
el nitrógeno se vuelve soluble y es fácilmente transportado al agua
subterránea2.
Si el sitio de intercambio esta saturado como en los suelos arenosos el
amonio llega directamente al agua subterránea antes de la nitrificación.
Cuando el lixiviado de los tanques sépticos se seca en el verano o son
abandonados el amonio absorbido previamente puede convertirse a nitrato y
eventualmente lo pierde en la lixiviación.
2
Ibíd., p. 6.
24
1.2. Afectaciones a la salud por presencia de compuestos nitrogenados
Es primordial tener en cuenta la concentración de compuestos nitrogenados
en el agua subterránea debido al impacto potencial ejercido sobre la salud
humana por el uso del agua subterránea con este compuesto; dependiendo
de su uso, los animales, los cultivos o los procesos industriales, pueden
verse afectados. La toxicidad del nitrato para los humanos se valora en el
cuerpo con la reducción de nitrato a nitrito. Esta reacción tiene lugar en la
saliva de los humanos de todas las edades y en el tracto gastrointestinal de
los niños durante sus primeros tres meses de vida. La toxicidad del nitrito en
altas concentraciones reduce los niveles de metahemoglobinemia∗ causando
problemas cardiovasculares y vasodilatadores.
Se estima que los infantes mayores de tres meses de edad es la
subpoblación más susceptible a problemas con nitratos; esto es, debido al
hecho que cerca del 10% del nitrato ingerido es transformado en nitrito en el
infante, cuando los nitratos se combinan con la hemoglobina para formar
metahemoglobina. El resultado es la disminución de la capacidad de
transportar y transferir oxígeno en la sangre, causando una anoxia celular y
una cianosis clínica (el infante por lo que se torna azul, se usan los términos
“bebe azul” o “síndrome del bebe azul”). Según la Organización Mundial de la
Salud este fenómeno puede ocurrir en niños, cuando aproximadamente el
10% del total de la hemoglobina ha sido convertida a metahemoglobina.
Razones adicionales que preocupan, es la baja actividad de las enzimas que
reducen la metahemoglobina, alta susceptibilidad del infante para oxidar la
metahemoglobina y el alto pH en el estómago y en los intestinos que
promueven las bacterias que reducen el nitrato a nitrito.
∗
La metahemoglobinemia se refiere a un efecto en el que la hemoglobina es oxidada a
metahemoglobina. Cuando las cantidades de metahemoglobina aumentan, se reducen los
niveles de oxígeno en la sangre, causando cianosis. Los efectos de la metahemoglobinemia
son rápidamente reversibles y no tiene efectos acumulativos.
25
Según el Decreto 1575 de 2007 expedido por el Ministerio de Protección
Social la norma que regula el contenido de nitrato en el agua para consumo
humano es de 10 mg/l. Este nivel fue basado en casos donde los efectos
letales en infantes ocurren después de la ingestión de agua que contienen
concentraciones mayores a 10 mg/l. Dichos efectos ocurren debido al
indeseable incremento de los niveles de metahemoglobina en la sangre,
cuando la concentraciones de nitratos son de 10 a 20 mg/l. La ingestión de
nitritos desarrolla efectos tempranos sobre la salud de quien los consuma y
deben ser tratados más rápidamente, es por esta razón que el nivel
permisible es de 0.1 mg/l.
Adicionalmente, es preocupante el resultado de muchos estudios que
muestran que la ingestión de nitrito (o nitrato con aminas), simultáneamente
a las consecuencias mencionadas anteriormente, originan cáncer en diversos
órganos. Los componentes del N-nitroso, se presumen ser sustancias
cancerígenas. Muchos estudios epidemiológicos han indicado la positiva
correlación entre la exposición al nitrato y el riesgo de cáncer; por ejemplo,
tomar agua con nitrato tiene una correlación con el riesgo de cáncer gástrico
en Colombia e Inglaterra y la exposición a fertilizantes que contienen nitrato
al parecer, está ligado a la mortalidad de cáncer gástrico en Chile. Como
puede verse el alto riesgo del cáncer gástrico, no solo se correlaciona con el
nitrato, sino en muchos factores alimenticios y ambientales.
Las excesivas concentraciones de nitratos en el agua subterránea también
causan problemas con rumiantes; ovejas y ganado pueden verse seriamente
afectados por los nitratos desde su nacimiento hasta la edad adulta, al igual
que los caballos, cerdos y gallinas en su infancia. Los pollos y los cerdos en
su madurez se han visto menos afectados por la presencia de nitratos, a
diferencia de los caballos. Los síntomas que se presentan por la
26
contaminación de nitrato y nitrito en estos animales, incluyen cianosis
adentro y alrededor de áreas no pigmentadas (boca y ojos), corta respiración,
taquicardia, frecuente secreción de orina y colapsos; en muchos casos,
convulsiones, estado de coma y la muerte. En el ganado se puede presenciar
pérdida en la producción de leche y abortos.
1.3. Medidas para el tratamiento de compuestos nitrogenados en aguas
subterráneas
Los tratamientos de compuestos nitrogenados son categorizados en físicoquímicos, como intercambio iónico, osmosis inversa y electro diálisis, y
biológicos como la desnitrificación.
1.3.1. Tratamientos con resinas de intercambio iónico3
Este tratamiento incluye el intercambio de iones en solución con números
químicamente equivalentes de iones asociados con el material de
intercambio (resina). Con este mecanismo la remoción de los iones nitratos
del agua subterránea es típicamente remplazada con iones de cloro, cuando
el agua subterránea es pasada a través de la resina. El proceso de
intercambio iónico para el reemplazo del nitrato es utilizado con cualquier
base fuerte o un intercambio aniónico de una base débil. El intercambio
aniónico o las resinas, contienen grupos funcionales compuestos por débiles
bases aminas que son derivadas del amonio, los compuestos derivados del
amonio cuaternario son llamados bases fuertes. Las resinas de intercambio
muestran una preferencia o selectividad por varios iones dependiendo de la
3
CLIFFORD, D.A. Nitrate Removal from Water Supplies by Ion Exchange. EPA-600/2-78-
052, Junio, 1978.
27
concentración de los iones en solución; por lo tanto, las resinas muestran una
selectividad hacia los iones nitrito. El intercambio iónico es un proceso
atractivo para la remoción del nitrato del agua subterránea porque ofrece una
automatización sencilla del proceso y no se ve afectado por la temperatura
del lugar en que se disponga, siempre y cuando se tengan en cuentan ciertos
rangos de operación. Este sistema tiene mayor acogida que el de ósmosis
inversa o electrodiálisis debido a los elevados costos que éstos conllevan.
El uso de una base débil y una base fuerte en las unidades de intercambio
aniónico con regeneración en ciclo del cloruros es bastante común. El
proceso típico para su implementación es la elaboración de estudios en el
laboratorio para desarrollar una información de diseño preliminar, seguido por
estudios a escala piloto basados en la información preliminar de diseño y el
paso final incluye la evaluación del diseño y el funcionamiento del sistema a
escala real. La regeneración del cloruro de sodio y su disposición
representan los primeros costos de la remoción de nitratos con este tipo de
sistemas. A continuación, se nombran algunas de las alternativas para la
disposición de la salmuera:
1. Océano
2. Evaporación en regiones semi-áridas
3. Alcantarillados, donde sea permitido y donde la desnitrificación del
agua residual sea fácil; igualmente la salmuera no puede diluirse en el
agua residual.
4. Inyección en pozo profundo; aunque éste es muy costoso para
grandes volúmenes de salmuera.
5. Utilizar la sal como fertilizante.
Muchos
estudios
han
comparado
las
diversas
resinas
aniónicas
comercialmente aceptadas, así como varios esquemas para la regeneración
28
de las resinas y los efectos del nitrato en las combinaciones de sistemas de
intercambio iónico. Una preocupación que se tiene con la remoción de los
nitratos por medio de este método, es que los sulfatos del agua subterránea
pueden competir para el intercambio en la resina. Se ha demostrado en
estos estudios que muchas resinas de intercambio iónico son más selectivas
con el sulfato que con el nitrato.
1.3.2. Ósmosis Inversa4
Dentro de las comparaciones de los procesos de tratamientos para la
remoción de nitrato del agua subterránea, comúnmente se incluye la ósmosis
inversa y la electrodiálisis. La ósmosis inversa, se refiere a los procesos
donde son removidos especies de iones (nitratos en el agua subterránea) por
la fuerza del agua que los transporta por una membrana semi permeable
quedando los nitratos en ella. El proceso de ósmosis inversa fue desarrollado
para la desalinización del agua del mar.
Las membranas en las unidades de ósmosis inversa son hechas de acetato
de celulosa y polímeros de materiales similares, ya que son capaces de
soportar las presiones de los equipos. Generalmente, las membranas no
presentan alguna selectividad para algún ión, aunque según el grado salino
que contenga, pueden rechazarlo; se ha visto que tiene una relación directa
con la valencia de los iones presentes en el agua. Como consecuencia, este
sistema remueve muchas especies de iones incluyendo los nitratos. Los
problemas potenciales asociados con la ósmosis inversa, son: la rápida
colmatación de las membranas, la compactación, el deterioro hidráulico y
concentraciones de polarizaciones. Con este tipo de tecnología se alcanza
una remoción del 85% al 94%.
DAHAB, M and BOGARDI, I., Risk Management for Nitrate-Contaminated Groundwater
Supplies. U.S. Geological Survey, Reston, Virginia. 1990, p. 76-87.
4
29
1.3.3. Electrodiálisis
Electrodiálisis se refiere a una operación de conducción de energía, en la
cual los iones son seleccionados y transportados a través de una membrana
semi permeable de una solución a otra, bajo la influencia de un campo
eléctrico directo. Las membranas son usualmente usadas en pares de
celdas. Los cationes (tales como sodio, calcio y magnesio) y aniones (como
cloruros, sulfatos, nitratos y bicarbonatos) son puestos alternadamente para
luego transferirlos a las membranas. Cuando la corriente pasa a través de la
membrana, los iones seleccionados (aniones o cationes) son transferidos a
ésta, así se forman los compartimentos alternos en los que la concentración
iónica puede ser menor o mayor que la concentración del agua original. Paso
seguido, en los compartimentos de alimentación múltiple, el agua tratada
(baja concentración de electrolitos) y la salmuera (alta concentración de
electrolitos) pueden ser recolectadas.
Hay tres componentes fundamentales en este tipo de sistemas: el primero es
tener una fuente de presurización de agua, una membrana que contenga
varias etapas y una fuente de poder para la electricidad. La presión del flujo
por un sistema de electro diálisis puede variar a través de la membrana. Las
membranas son susceptibles de ensuciarse por el carbonato de calcio, bario,
calcio, sulfatos de estroncio, hierro, óxidos de manganeso, coloides,
microorganismos y compuestos orgánicos. Estos problemas pueden
reducirse en los tratamientos preliminares (coagulación, sedimentación,
filtración y adsorción por carbón activado) y/o la adición de una pequeña
cantidad de ácido en la corriente de alimentación. Los residuos orgánicos
pueden reducirse periódicamente limpiando las membranas con una solución
de detergente y enzimas.
30
El desarrollo del sistema de electrodiálisis para la remoción del nitrato ha
probado que es una tecnología viable para la remoción de estos compuestos
del agua subterránea; sin embargo, las demandas de energía que tiene el
mismo en comparación con los sistemas de intercambio iónico o la
desnitrificación biológica, lo convierten en un sistema que requiere bastante
dinero para su operación.
1.3.4. Tratamiento biológico para desnitrificación5
Los
procesos
biológicos,
son
a
menudo
usados
para
convertir
bioquímicamente los componentes de los productos finales. Para el agua
residual doméstica, involucra la conversión biológica de compuestos
orgánicos, para que los productos finales sean aceptables (agua y dióxido de
carbono). Los microorganismos
se activan para el tratamiento del agua
residual doméstica, utilizando carbón y nitrógeno de esta agua como
nutrientes y se adiciona oxígeno libre para servir como un electrón receptor
por los microorganismos (así, los microorganismos son de naturaleza
aeróbica utilizando el oxígeno libre). En ausencia del oxígeno libre, los
microorganismos pueden utilizar otros componentes como electrón. Por
ejemplo, algunos microorganismos son capaces de utilizar el nitrato como el
electrón receptor (esta situación puede ocurrir bajo condiciones anóxicas).
Cuando el nitrato es utilizado de esta manera es reducido a nitrógeno en
forma gaseosa. Este proceso es llamado desnitrificación biológica.
Los microorganismos que pueden utilizar el nitrato como electrón, a menudo
son facultativos; ellos pueden utilizar el oxígeno libre si está presente, pero
5
REED, Sherwood, CRITES, Ronald, MIDDLEBROOKS, Joe. Natural Systems for Waste
Management and Treatment. Estados Unidos, Editorial Mc Graw Hill, 1995, p. 323, 324,338,
351.
31
cambiará a nitrato en la ausencia del oxígeno libre; estos microorganismos
requieren también carbón orgánico y nitrógeno como nutriente. Para el agua
residual y el agua subterránea que tiene el nitrato como contaminante, en la
ausencia (o bajos niveles) de oxígeno libre y la presencia de carbón orgánico
(carbón: nitrato, 3:1 aproximadamente), frecuentemente es necesario
adicionar carbón orgánico (en lo posible metanol) al agua residual, de tal
modo que permita la desnitrificación biológica. Así, para la desnitrificación
biológica, el electrón aceptado está presente en el agua residual o el agua
subterránea, lo cual contrasta con el tratamiento del agua residual doméstica
para la remoción del material orgánico, donde la fuente del carbón orgánico
está presente en el agua residual y el electrón aceptor debe ser añadido.
La desnitrificación del agua subterránea, incluye el contacto de los
microorganismos facultativos con los nitratos que contiene el agua y la
adición de una fuente de carbón en un ambiente anóxico. Bajo estas
condiciones, el último electrón receptor empleado por las bacterias es el
nitrato. En el proceso, los nitratos son reducidos a nitrógeno gaseoso. El
carbón es necesario, debido a que es la fuente de energía que necesitan los
microorganismos para la respiración y la síntesis. Muchos estudios han
usado el metanol (CH3 OH) como la fuente de carbón.
Se ha estimado que del 25% al 30% del Etanol adicionado es usado en la
síntesis bacteriana. La base del estudio experimental de laboratorio fue el
desarrollo de una ecuación empírica para describir toda la reacción del nitrato
removido6 .
Si solo el nitrato está presente y el carbón orgánico es limitado, como en la
mayoría del agua subterránea contaminada por nitratos, la siguiente reacción
puede ser usada para determinar el metanol requerido. Si hay poca
6
DAHAB, M and BOGARDI, I. op. cit., p. 87-103.
32
presencia de nitrato y oxígeno disuelto en el agua subterránea, el metanol
requerido puede corresponder al más alto valor de los dos (nitrato u oxígeno
disuelto).
NO3− + 1.8 CH 3 OH + H + → 0.065 C5 H 7 O2 N + 0.47 N 2 + 0.76 CO2 + 2.44 H 2 O
Las bacterias presentes en el proceso de desnitrificación son generalmente
anaerobias facultativas, que pueden usar el nitrato y el nitrito como electrón
aceptado. El proceso ocurre en cuatro pasos:
NO3- → NO2- → NO- → N2O- → N2
Cuando un compuesto orgánico sirve como electrón donante, el proceso
heterotrófico y las bacterias se conocen como heterótrofos. Las bacterias que
usan el hidrógeno y reducen el sulfuro como electrón donante, se conocen
como autótrofas. Los géneros de bacterias conocidas que contengan
especies
desnitrificadoras
son:
Acromobacter,
Alcaligenes,
Bacilus,
Cromobacter, Corynebacterium, Propionibacterium, Pseudomonas, Spirilium,
Thiobacillus y Xanthonas.
Uno de los requisitos básicos para la desnitrificación biológica es la presencia
de una fuente de carbón en el ambiente subsuperficial, donde ocurre la
desnitrificación biológica, puede ser cualquier carbón orgánico disuelto o
carbón orgánico del suelo.
El proceso de desnitrificación biológica para la remoción de compuestos
nitrogenados sustraídos del agua subterránea, puede ocurrir en varios
sistemas suspendidos o unidos. En los sistemas de crecimiento suspendido,
la población bacteriana es suspendida dentro del contenido del reactor de
mezcla.
33
El nitrógeno puede asumir varios estados de valencia. En muchos casos los
estados de valencia efectuados por las bacterias pueden ser positivos y
negativos, según si las condiciones son aeróbicas o anaeróbicas.
Las formas de mayor importancia son:
•
Nitrógeno amoniacal
•
Nitrógeno de nitritos
•
Nitrógeno de nitratos
•
Nitrógeno orgánico
El contaminante inorgánico más común identificado en agua subterránea es
el nitrógeno disuelto en la forma de nitrato, debido a que es la forma más
estable en que puede encontrarse el nitrógeno y su presencia en
concentraciones no deseables. Aunque el nitrato es la forma principal en que
el Nitrógeno está en el agua subterránea, también puede estar presente en la
forma de amonio, amoníaco, nitrito, óxido nitroso y nitrógeno orgánico
incorporado a sustancias orgánicas.
La nitrificación consiste en dos etapas de oxidación del amonio por grupos de
bacterias diferentes de manera sincronizada: bacterias oxidantes de amonio
formadoras de nitrito, nitrobacterias, convierte el amoniaco en nitritos bajo
condiciones aeróbicas.
Bacterias
2NO-2 +2H+ + 2H2O
2NH4+3O2
Nitrosomonas
El segundo grupo, las nitrobacterias, oxida los nitritos para formar nitratos.
Bacterias
-
2NO-3
2NO 2 + O2
Nitrobacter
34
En condiciones anaeróbicas, los nitratos son reducidos a nitritos y éstos a
gas nitrógeno por bacterias y se conoce con el nombre de desnitrificación y
ocurre en dos pasos sucesivos; en primer lugar, la reducción inicial de los
nitratos en nitritos y posteriormente en nitrógeno gaseoso.
Las transformaciones de nitrógeno en el agua se presentan de la siguiente
manera:
Figura 1. Comportamiento del nitrógeno en el agua subterránea
N ORGÁNICO
NH3 GAS
EX
S
U
OL
N AMONIACAL
ÓN
CI
NH2 GAS
N
D ES
IT R
IF
ÓN
I
C
A
IC
N NITRITOS
N NITRATOS
AS
IM
IL
AC
I ÓN
AS
IM
IL
ÓN
I
C
A
PLANTAS Y BACTERIAS
Fuente. ACUIQUÍMICA, 1996
1.3.4.1. Proceso de lodos activados en un Reactor de Carga Secuencial
(SBR∗)
El proceso de lodos activados, es quizás el proceso biológico de más amplio
uso para el tratamiento de aguas residuales, orgánicas e industriales. El
principio básico, consiste en que las aguas se pongan en contacto con una
población microbiana mixta, en forma de suspensión floculenta en un sistema
aireado y agitado. La materia en suspensión y la coloidal, se eliminan
∗
SBR: Siglas en inglés Sequencing Bach Reactor
35
rápidamente de las aguas residuales por adsorción y aglomeración en los
flóculos
microbianos.
Esta
materia
y
los
nutrientes
disueltos,
se
descomponen luego más lentamente por metabolismo microbiano, proceso
conocido como estabilización. En este proceso, parte del material nutriente
se oxida a sustancias simples, como el anhídrido carbónico, un proceso
denominado mineralización y parte se convierte en una materia nueva celular
microbiana, llamada asimilación. Parte de la masa microbiana se
descompone de la misma manera, un proceso llamado respiración
endógena. El proceso oxidativo suministra la energía necesaria para la
operación de los procesos de adsorción y asimilación. Una vez que se
alcanza el grado de tratamiento que se desea, la masa microbiana floculenta
conocida como lodo, se separa del agua residual por asentamiento; por lo
general, en un recipiente separado especialmente diseñado. La etapa de
separación, se conoce también como clarificación o sedimentación. Del
sobrenadante de la etapa de separación, resulta entonces el agua residual
tratada y debe estar virtualmente libre de lodos. La mayor parte del lodo
asentado en la etapa de separación se regresa a la etapa de aireación para
mantener la concentración de los lodos en el tanque para lograr un
tratamiento efectivo y para que actúe como un inocuo microbiano. Parte de
los lodos se extrae para su descarga y se conoce como lodos activados
desechados o excedentes. En un sistema balanceado, el lodo desechado
representa la cantidad neta de masa microbiana producida por asimilación en
la etapa de aireación y es efectivamente el concentrado de contaminación del
sistema. La naturaleza floculenta de los lodos activados resulta importante,
en primer lugar, para la adsorción de las materias coloidales, iónicas y en
suspensión dentro del agua residual y en segundo lugar, para la separación
rápida, eficiente y económica de la masa microbiana del agua residual
tratada.
36
El proceso de desarrollo de los lodos, se puede acelerar por una siembra de
una población microbiana,
un cultivo especialmente desarrollado en
laboratorio o una planta piloto.
La naturaleza moribunda de los lodos activados, significa que la remoción de
nutrientes no es un proceso asociado al crecimiento. Solo una pequeña
proporción de los microorganismos presentes en los lodos es viable y genera
nueva masa microbiana. Un considerable número de los organismos no se
reproduce, pero conserva cierta actividad bioquímica, utilizando nutrientes
para proporcionar energía de mantenimiento. La naturaleza floculenta de los
lodos activados está asociada con esta condición moribunda.
Por lo general, la concentración de los nutrientes en las aguas residuales es
muy baja, comparada con la concentración usada en los medios de
crecimiento de la fermentación. En la etapa de aireación, cuando la mayoría
de
los
nutrientes
han
sido
removidos,
el
nivel
nutritivo
de
los
microorganismos esta cerca de la inanición. Las aguas residuales
industriales que contienen un rango limitado de sustancias, quizás tengan un
balance nutritivo inapropiado para el metabolismo microbiano y tal vez sea
necesario añadir nutrientes suplementarios a las aguas residuales. El
balance de nutrientes, se cita por lo general, con el contenido de materiales
carbonáceos fácilmente degradables, expresados como DBO y para una
operación convencional, el balance de nutrientes de 0.03 a 0.06 Kg de
Nitrógeno/Kg de DBO y de 0.007 a 0.01 Kg de fósforo (como fosfato)/Kg de
DBO.
Existe una variedad de diferentes versiones del proceso de lodos activados,
donde se origina una versatilidad para adaptarse a un amplio rango de
requerimientos del tratamiento. Consiste en diferentes combinaciones de
manera de operación, regímenes de mezcla, sistema de aireación y niveles
37
de carga. Entre estos sistemas encontramos el SBR, cuyo funcionamiento,
se basa en la secuencia de ciclos de llenado y vaciado, en el cual, todos los
procesos convencionales de lodos activados tienen lugar secuencialmente en
el mismo tanque. Este sistema fue implementado en la investigación
desarrollada en la EMAAF ESP.
Los sistemas de SBR tienen en común cinco etapas:
1. Llenado
El objetivo de esta fase es la adición de substrato (agua residual bruta o
efluente primario) al reactor. Esta fase permite que el nivel del líquido en
el depósito ascienda desde cerca del 25% de la capacidad (al final de la
fase inactiva), hasta el 100% de su capacidad. Este proceso suele llevar
aproximadamente el 25% de la duración dentro del ciclo.
2. Reacción (aireación)
El propósito de esta fase, es que se completen las reacciones iniciadas
durante la fase de llenado. Suele ocupar el 35% de la duración total del
ciclo.
3. Sedimentación (clarificación)
El objetivo de esta fase, es permitir la separación de sólidos para
conseguir un sobrenadante clarificado como efluente. En un reactor de
este tipo, este proceso suele ser mucho más eficiente que en un reactor
de flujo continuo debido a que el contenido del reactor esta
completamente en reposo.
4. Extracción (vaciado por decantación)
El propósito de esta fase, es la extracción del agua clarificada del reactor.
Actualmente se emplean demasiados métodos de decantación, siendo los
38
más usados los vertederos flotantes o ajustables. El tiempo que se
emplea en esta fase puede variar entre el 20 y 50% de la duración total
del ciclo.
5. Fase inactiva
El objetivo de esta fase en un sistema de múltiples tanques, es permitir
que un reactor termine su fase de llenado antes de conectar otra unidad,
puesto que no es una fase necesaria, en algunos casos se omite.
Figura 2. Secuencia de funcionamiento típica para un reactor discontinuo secuencial
Fuente. Metcalf & Eddy, 2003
La purga del lodo es otro paso importante en el funcionamiento de los SBR
que afecta de manera importante su rendimiento. No se incluye como una de
39
las cinco etapas básicas del proceso, puesto que no existe un momento
determinado dedicado a la eliminación del lodo dentro del ciclo de
funcionamiento. La cantidad de lodo que hay que purgar y la frecuencia con
la que se debe efectuar la purga, se determina según las necesidades
dictadas por los rendimientos; como ocurre con el sistema de flujo continuo
convencional. En el funcionamiento de los SBR, la purga del lodo suele
realizarse en la fase de sedimentación o en la de inactividad. Una
característica única de los SBR, es que no es necesario disponer de un
retorno de lodos activados, debido, a que tanto la aireación como la
decantación tienen lugar en el mismo tanque, por lo que no se pierde lodo en
la fase de reacción y no es necesario recircular parte del lodo de la
sedimentación para mantener constante el nivel de lodos en el reactor.
Algunas modificaciones incorporadas al proceso de SBR contemplan la
posibilidad de modos de operación a caudal continuo.
40
2. EMPRESA MUNICIPAL DE ACUEDUCTO, ALCANTARILLADO Y ASEO
DE FUNZA - EMAAF ESP
La Empresa Municipal de Acueducto, Alcantarillado y Aseo de Funza EMAAF ESP., es la entidad dedicada a la prestación de servicios públicos de
acueducto, alcantarillado y aseo, en el municipio de Funza.
Fue fundada en el año de 1996 como empresa, teniendo como fundamento
legal la ley 142 de 1994 de Servicios Públicos Domiciliarios y su decreto
reglamentario No 2785 de diciembre 22 de 1994, el cual
formalizó la
creación de la Empresa Municipal de Acueducto, Alcantarillado y Aseo de
Funza, EMAAF ESP, por medio del acuerdo No 034 de diciembre 4 de 1995
prestando los servicios a la cabecera municipal y en la zona rural a las
veredas el Coclí, Siete Trojes y el Hato, considerados como barrios del
Municipio. La EMAAF ESP fue fundada como una empresa industrial y
comercial del Estado, con estatutos aprobados por el Concejo Municipal de
Funza.
2.1. Ubicación
La Empresa Municipal De Acueducto, Alcantarillado Y Aseo De Funza —
EMAAF ESP., se encuentra ubicada en el municipio de Funza, departamento
de Cundinamarca, carretera central occidente, a 24 kilómetros de la capital.
2.2. Características físicas
La empresa está situada dentro de la denominación de bosque seco bajo,
con una altura sobre el nivel del mar de 2.548 metros, temperatura media de
41
14°C, temperatura máxima promedio de 18.9°C, temperatura mínima
promedio de 5.8°C, evaporación anual de 1108 mm, promedio de
precipitación anual de 637 mm, velocidad máxima del viento de 17 m/s,
humedad relativa de 76%, con periodos de lluvia comprendidos de marzo a
junio y de septiembre a diciembre, con presencia de heladas fuertes, entre
mediados de diciembre y principios de enero.
Se encuentra ubicada en un suelo en el cual predominan las texturas francos
arcillosos y franco arcillo limosas, con horizontes superficiales arcillosos y
lentes de arena gruesa a fina en profundidad. La topografía en general es
plana con una pendiente general de 0 a 0.9%.
2.3.
Requerimientos y usos del agua
En la actualidad el Municipio de Funza, suple sus necesidades de agua
potable en un 35% con el sistema de acueducto de Bogotá y el 65% con
agua dos pozos profundos procesada en plantas de tratamiento, ubicadas en
el predio de la empresa administradora del servicio, Empresa Municipal de
Acueducto, Alcantarillado y Aseo de Funza, EMAAF ESP.
Actualmente, el Pozo 1 opera con caudal de 53 L/s, el cual abastece en 40
L/s a la planta compacta en lámina y en 13 L/s a la planta convencional en
concreto. El Pozo 2 abastece en su totalidad a la planta convencional con un
caudal de 25 L/s, es decir, que ésta trata un total de 38 L/s en las horas de
mayor consumo (5 am a 10 pm) (Ver Figura 3).
42
Figura 3. Balance hídrico de la EMMAF ESP
Fuente. Los autores, 2007.
43
2.4. Fuentes de abastecimiento de agua
La EMMAF ESP actualmente cuenta con tres fuentes de abastecimiento:
Pozo 1, Pozo 2 y Empresa de Acueducto de Bogotá.
2.4.1. Pozo 1
El pozo 1 del Acueducto de Funza fue perforado en 1997 por la firma
INDEPENDENCE, alcanzando una profundidad de 610 m, para explotar la
formación Tilatá. Entro en operación en abril de 1998 con una capacidad de
extracción de 58 L/s y se realiza mediante una motobomba sumergible con
un motor de 125 HP y bomba de 5 etapas; el equipo de bombeo se
encuentra ubicado a 120 m de profundidad. El pozo es operado durante las
24 horas reportando nivel estático promedio de 53 m y nivel dinámico
promedio de 76 m. En la actualmente, del pozo se extraen 53 L/s (Ver Figura
4).
Figura 4. Cabezal del pozo
Fuente. Los autores, 2007.
44
En la tabla 2 se presentan las características físico-químicas del pozo 1.
Tabla 2. Caracterización físico- químico del agua del pozo 1
PARÁMETROS
UNIDADES
RESULTADO
RESOL. 2115/07
DBO
Mg/L O2
8
DQO
Mg/L O2
17
Manganeso
Mg/L Mn
0,04
0,1
Mercurio
Mg/L Hg
0,001
< 0,001
Conductividad
557
μS/cm
<1000
Fosfatos
mg/L PO4
9,99
0,5
Aluminio
Mg/L Al
0,17
0,2
Amonio
mg/L N
4,24
1∗
Nitratos
mg/L N
10
< 0,10
Nitritos
mg/L N
0,1
< 0,001
Allcalinidad total
Mg/L CaCO3
245
200
pH
6,9
6,5-9,0
Turbiedad
NTU
50
<2
Color
15
< 15
Hierro
mg/L
3,4
0,3
Coliformes Totales
UFC/100 mL
0
0
Coliformes Fecales
UFC/100 mL
0
0
Fuente: ANALQUIM LTDA, Junio 6 de 2007. Los Autores, Junio 30 de 2007.
2.4.2. Pozo 2
A comienzos del año 2003, se construyó un nuevo pozo profundo (Pozo 2)
ubicado a 800 m de las instalaciones de la EMAAF con una capacidad de 25
L/s ubicado en el barrio la Aurora. Su implementación tuvo como objeto
aumentar la autosuficiencia hídrica y poder disminuir en un mínimo el
consumo de agua de la Empresa de Acueducto de Bogotá, pues el costo por
metro cúbico producido de agua del pozo es aproximadamente la mitad del
costo por metro cúbico de agua que la EAAB le vende a la EMAAF mediante
la modalidad de venta en bloque∗.
∗
Tomado del artículo 38 y 39 del Decreto 1594 del 1984, expedido por el Ministerio de
Agricultura.
∗
Las empresas prestadoras del servicio de acueducto con excedentes de capacidad
instalada pueden adelantar contratos con otras empresas que requieran suministro de agua
potable. A esto se le denomina venta en bloque.
45
En la tabla 3 se establecen las características físico-químicas del pozo 2.
Tabla 3. Caracterización físico- químico del agua del pozo 2
PARÁMETROS
Conductividad
Fosfatos
Amonio
Nitratos
Nitritos
Allcalinidad total
pH
Turbiedad
Color
Hierro
Coliformes Totales
Coliformes Fecales
Fuente: EMAAF, 2007.
UNIDADES
μS/cm
mg/L PO4
mg/L N
mg/L N
mg/L N
Mg/L CaCO3
NTU
UPC
mg/L
UFC/100 mL
UFC/100 Ml
RESULTADO
703
9.65
4,12
< 0,10
0.008
243
6.93
18
48
3.26
0
0
RESOL. 2115/07
<1000
0,2
1∗
10
0,1
200
6,5-9,0
<2
< 15
0,3
0
0
Según la tabla 2 y 3 el agua del pozo 1 y 2 no cumple con los criterios de
calidad admisibles para la destinación del recurso para consumo humano y
doméstico estipulados en el artículo 38 y 39 del Decreto 1594 de 1984,
específicamente a la concentración de amonio.
2.4.3. Empresa de Acueducto y Alcantarillado de Bogotá (EAAB)
La Empresa de Acueducto y Alcantarillado de Bogotá suministra agua al
Municipio de Funza, ésta es aprovechada en las horas de mayor consumo (5
am a 1 pm) con un caudal máximo de 62 L/s; éste caudal puede llegar al
tanque de almacenamiento de la EMAAF ESP o por medio de un By Pass
directamente a la red de distribución (Ver Figura 5).
∗
Tomado del artículo 38 y 39 del Decreto 1594 del 1984, expedido por el Ministerio de
Agricultura.
46
Figura 5. Balance hídrico de la EMMAF ESP y la Empresa de Acueducto de Bogotá
Fuente. Los autores, 2007.
47
2.5. Descripción de las plantas de tratamiento de agua potable
Inicialmente la Empresa de Acueducto contaba con una planta compacta en
concreto la cual manejaba un caudal de 7 L/s (Ver Figura 6) y una planta
convencional con un caudal de 25 L/s (Ver Figura 7). Debido a las
necesidades de la población y con el fin de darle una apropiada explotación a
los pozos, en el año 2000 se contrato con la firma Acuatecnica la
construcción de una planta compacta en lamina (Unipack) (Ver Figura 8) con
una capacidad de 40 L/s. Actualmente se encuentran en operación la planta
compacta en lámina y la planta convencional; la planta compacta en concreto
se encuentra fuera de servicio. En la figura 9 se presenta el plano general de
la EMMAF con la ubicación de cada una de las plantas de tratamiento.
Figura 6. Planta Compacta en concreto
Fuente. Los autores, 2007
Figura 7. Planta Convencional
Fuente. Los autores, 2007
Figura 8. Planta Unipack
Fuente. Los autores, 2007
48
Figura 9. Planta general de la EMAAF ESP
Fuente. Los autores, 2007.
49
Antes de ingresar a la Planta Convencional en Concreto y la Planta
Compacta Unipack, el agua pasa por el proceso de aireación y oxidación que
se describe a continuación.
2.5.1. Etapa de aireación
Después de que el agua es captada mediante la motobomba del pozo 1 y
medida con un medidor de caudal volumétrico, es conducida por una tubería
de 6” de diámetro en hierro fundido, que la lleva hasta la parte superior de la
torre de aireación y se distribuye en su área superficial mediante 12 flautas.
Igualmente el agua del pozo 2 es conducida por una tubería de 6” a la parte
media de la torre de aireación (Ver Figura 10 y 11).
La torre de aireación fue diseñada con un ángulo de 2” y tiene 5 bandejas de
madera con área superficial de 2.48 x 2.48 m y con espacio entre bandejas
de 0.68 m. Como medio dispersor del agua se utilizan 2500 anillos Pall por
bandeja. El objeto de airear el agua en esta torre es producir el contacto del
aire con agua para oxigenarla, oxidar parcialmente el hierro y el manganeso,
disminuir la temperatura y expulsar de ella gases como dióxido de carbono.
Figura 10. Torre de aireación
Fuente. Los autores, 2007
50
Figura 11. Torre de aireación
Entrada de agua
Pozo 1
Bandeja
recolectora
Entrada de agua
Pozo 2
Fuente. Los autores, 2007
2.5.2. Etapa de oxidación química
Al pasar por las bandejas aireadoras, el agua llega a la bandeja recolectora
de la torre (Ver Figura 11) y en el orificio de salida se aplica peróxido de
hidrógeno como oxidante químico en solución al 12%, con el objeto de
completar la oxidación orgánica e inorgánica del agua y poder realizar de
manera efectiva las etapas de coagulación - floculación.
El peróxido de hidrógeno es un producto químico que viene al 50% en
recipientes de 14 galones y el operador se encarga de preparar la solución al
12% y dosificarla al agua mediante una bomba dosificadora (Ver Figura 13)
marca Blue-whit de 4.6 GPH máximo en una dosis alrededor de 7 mg/L. La
bomba dosificadora está ubicada a nivel del terreno y su punto de aplicación
se encuentra a 12 metros hacia arriba en la bandeja recolectora de la torre.
51
2.5.3. Etapa de coagulación
El coagulante suministrado al agua para desestabilizar sus partículas
coloidales es el sulfato de aluminio tipo B impalpable (alumbre). Este
producto se aplica en solución al 16% p/v en el mismo punto de aplicación
del peróxido de
hidrógeno (Ver Figura 11); en este punto se garantiza
mezcla rápida hidráulica eficiente para formar los flóculos necesarios en la
etapa de floculación.
El alumbre es un producto químico que viene en bultos de 40 Kg sólido
impalpable (Ver Figura 12) y el operador prepara la solución en un tanque de
1000 L mediante un agitador mecánico de 1,5 HP (Ver Figura 14) en un
tiempo de 15 minutos de agitación; luego lo pasa por gravedad a un tanque
dosificador que tiene un agitador mecánico de 1/2 HP con agitación continua
para evitar sedimentación del alumbre. La solución se dosifica mediante una
bomba dosíficadora marca Sodiscientific de 120 L/h máximo con una dosis
alrededor de 100 mg/L. La bomba dosificadora está ubicada en la misma
caseta en donde se encuentra ubicada la dosificadora de peróxido (Ver
Figura 13).
Figura 12. Almacenamiento de bultos de Sulfato de Aluminio
Fuente. Los autores, 2007
52
Figura 13. Bombas dosificadores
Bomba dosificadora
de
Sulfato
de
Aluminio
Bomba dosificadora
de
Peroxido
de
Hidrógeno
Fuente. Los autores, 2007
Figura 14. Tanque de preparación de la solución de sulfato de aluminio
Fuente. Los autores, 2007
2.5.4. Planta compacta en lámina (Unipack)
A continuación se presentan las etapas de tratamiento que ocurren
independientemente en cada planta de potabilización de agua.
2.5.4.1.
Floculación
A la planta Unipack entra el agua a la canaleta de mezcla rápida dotada de
bafles ubicada a 6 m sobre el nivel del terreno, en donde es aplicado
polímero aniónico en solución 0,03% p/v (Ver Figura 15), por medio de una
53
bomba dosificadora tipo diafragma, como ayudante al coagulante inyectado
en la torre de aireación (Ver Figura 16). Entre el punto de aplicación del
alumbre y el punto de aplicación del polímero hay aproximadamente 25
segundos, tiempo suficiente para que el alumbre reaccione como coagulante
y el polímero actúe adecuadamente como floculante.
El agua desciende por un canal a la parte baja del floculador que forma parte
de un cilindro de 10 m de diámetro, junto a una unidad concéntrica cilíndrica
de 3,80 m de diámetro que conforma uno de los filtros de la planta (filtro
interno) (Ver Figura 17). El agua es obligada a pasar en forma ascendente a
través de un manto de lodos previamente formado que acelera la formación
de flóculos grandes y actúa como filtro primario reteniendo gran cantidad de
partículas coloidales.
Figura 15. Canaleta de mezcla rápida
Punto de aplicación
del polímero
Fuente. Los autores, 2007.
54
Figura 16. Bomba dosificadora de la solución de polímero
Bomba dosificadora
Fuente. Los autores, 2007.
Figura 17. Diagrama de la Planta Unipack
Fuente. Los autores, 2007.
2.5.4.2. Sedimentación
A una determinada altura, el agua es obligada a pasar de forma ascendente
a través de una sección circular que tiene paneles de sedimentación (Ver
55
Figura 18) que ayudan a retener los flocs más finos, de esta manera el agua
finalmente es descargada en la canaleta que reparte el agua hacia los filtros
(Ver Figura 19).
Figura 18. Sedimentador
Paneles
de
sedimentación
Fuente. Los autores, 2007
Figura 19. Canaleta
Canaleta donde
es descargada
el agua
Fuente. Los autores, 2007
2.5.4.3 Filtración
El sistema de filtración está conformado por dos filtros, cada uno de 3,80 m
de diámetro. Un filtro se encuentra en la parte central del floculadorsedimentador (Ver Figura 21 y 17) y el otro filtro se encuentra en la parte
56
externa del mismo (Ver Figura 20 y 17). El agua después de repartirse en las
canaletas hacia los dos filtros, es obligada a pasar en sentido vertical
descendente a través de tuberías de 6” de diámetro para penetrar luego el
lecho filtrante conformado por grava soporte, grava torpedo y arena filtrante.
El sistema invierte el flujo y se retrolava con agua filtrada que previamente ha
almacenado en su parte superior; el retrolavado está diseñado para triplicar
la velocidad del flujo en sentido inverso, fluidificando el lecho filtrante y
expandiéndole para retirarle los lodos acumulados. Así es aprovechado el
efecto giratorio del flujo de los micro colectores especiales del fondo, los
cuales producen flote de partículas haciendo más efectivo y rápido el
retrolavado. El sistema de drenaje de estos filtros está conformado por falsos
fondos que contienen boquillas ranuradas por donde pasa el agua (Ver figura
22).
Figura 20. Filtro externo
Fuente. Los autores, 2007
Figura 21. Filtro interno
Fuente. Los autores, 2007
Figura 22. Válvulas para lavado de filtros
Fuente. Los autores, 2007
57
2.5.5. Planta convencional en concreto
A continuación se presenta la descripción de las etapas de tratamiento que
tienen lugar en planta convencional en concreto.
2.5.5.1.
Floculación
Antes de ingresar al floculador, el agua entra a una cámara de disipación de
energía y luego a la canaleta Parshall en donde se le aplica un polímero
aniónico en solución al 0,03% p/v como ayudante de floculación (Ver Figura
23). Entre el punto de aplicación del alumbre y el punto de aplicación del
polímero hay aproximadamente 25 segundos.
Figura 23. Canaleta Parshall y punto de aplicación del polímero
Punto
de
precloración
Punto
de
aplicación del
polímero
Fuente. Los autores, 2007
A continuación el agua entra a un floculador horizontal de placas, en donde
hay tres sectores de velocidad para producir una mezcla hidráulica suave y
lenta; que garantiza el aumento del flóculo en peso y tamaño obteniendo una
buena sedimentación (Ver Figura 24 y 25).
58
Figura 24. Floculador horizontal
Placas
Placas
Fuente. Los autores, 2007
Figura 25. Floculador horizontal
Floculador
Fuente. Los autores, 2007
2.5.5.2. Sedimentación
Una vez el agua sale del floculador, entra a una cámara donde se encuentran
dos tubos de 12” de diámetro para repartir el caudal a dos sedimentadores
acelerados. Los tubos repartidores del caudal descienden a una profundidad
de 3 m y se extiende a lo largo de los sedimentadores; el agua conducida
pasa por los orificios para empezar a ascender por las placas y finalmente
descargar en el canal central de 0.5 m de ancho (Ver figura 26). Los
sedimentadores poseen placas inclinadas a 60 grados y están construidas de
asbesto cemento.
59
Figura 26. Sedimentadores
Sedimentadores
Canaleta de
descarga
Fuente. Los autores, 2007.
2.5.5.3.
Etapa de filtración
El sistema de filtración de la planta convencional
fue optimizado con la
instalación de cuatro filtros a presión (Ver Figura 27 y 28). Éstos fueron
adquiridos por la Empresa de Acueducto a mediados del presente año a
causa de un incremento en la demanda de agua y los filtros que poseían
anteriormente no cumplían con las condiciones de operación requeridas. El
caudal se reparte en cada uno de ellos; los lechos filtrantes están
conformados por grava soporte, grava torpedo y arena filtrante. El sistema de
lavado, se realiza modificando el sistema de filtración mediante la
manipulación de válvulas, de tal forma que tres filtros quedan produciendo
agua filtrada para lavar el filtro que queda por retrolavado. Su sistema de
drenaje está conformado por flautas ranuradas.
60
Figura 27. Filtros planta convencional
Filtros nuevos
Filtros antiguos
Fuente. Los autores, 2007
Figura 28. Filtros
Fuente. Los autores, 2007
2.5.5.4 Etapa de precloración y desinfección
Antes de ingresar el agua a los sedimentadores de las dos plantas
convencionales, se realiza la aplicación de una solución de cloro en el canal
entre canaleta Parshall y floculador en la planta convencional (Ver Figura 23)
y en la canaleta de mezcla rápida en la planta compacta hecha en lámina
(Ver Figura 15). Esta solución es preparada mediante cilindros con capacidad
para almacenar 68 kg de cloro líquido comprimido, que al ser abierta su
válvula, pasa en forma gaseosa por un sistema de cloración de 100 Lb/día
(clorador, rotámetro y véntury interconectados con mangueras) y es
succionado por una corriente de agua a presión que va hacia el punto de
aplicación (Ver figura 29).
61
El cloro es el último químico que se le aplica a esta agua y se tiene que
aplicar en los puntos anteriormente descritos para controlar la nitrificación del
agua, debido a que contiene todos los elementos necesarios para que esto
ocurra (amonio, oxigeno, alta temperatura y bacterias nitrificantes). La dosis
aplicada de cloro es alrededor de 8 mg/L.
Figura 29. Dosificador de cloro
Rotámetro
Tanque de
cloro gaseoso
Véntury
Fuente. Los autores, 2007
62
3. INVESTIGACIONES ADELANTADAS POR LA EMAAF ESP PARA LA
REMOCIÓN DE COMPUESTOS NITROGENADOS
Los compuestos nitrogenados son categorizados como elementos que tienen
implicaciones sobre la salud humana7. Debido a las características de la
fuente de abastecimiento, la EMAAF ESP se vio obligada a adelantar
estudios para la remoción de dichos compuestos. Es por esto que a partir del
año 2001, en colaboración con la Dirección de Agua Potable y Saneamiento
Básico del Departamento de Cundinamarca se realizaron pruebas con
permanganato de potasio, las cuales no arrojaron resultados favorables,
descartando por completo la aplicación de este tipo de tratamiento. De igual
manera se hicieron pruebas con peróxido de hidrógeno, alcalinizante y
agitación, en las cuales se requería de grandes concentraciones de peróxido
y Ca(OH)2 para lograr reducir el amonio en un gran porcentaje, lo cual
implicaba gastos mensuales demasiado altos, los cuales están consignados
en la tabla 4.
Durante el año 2002, la firma HIDROSAN realizó un mejoramiento técnico,
económico y sostenible de la calidad del agua del pozo profundo de la
EMAAF ESP, mediante un estudio de investigación, el cual buscaba controlar
la nitrificación en diferentes puntos de la planta, red de distribución y tanques
de almacenamiento. Dicho estudio generó una serie de recomendaciones
tendientes al control del amonio más no a su eliminación. A partir de estas
recomendaciones se logró mejorar las actividades llevadas a cabo por el
Acueducto y controlar algunos procesos en los cuales estaba implicado el
amonio.
7
Decreto 1575 de 2007, Articulo 6.
63
En el año 2003 la EMAAF E.S.P., en conjunto con INGEAGUAS, realizaron
pruebas para la remoción de amonio del pozo profundo con zeolitas
naturales cubanas, ya que este tratamiento en otras fuentes de agua había
alcanzado remociones hasta del 80%. Se construyó un filtro piloto en el cual
se pretendía la remoción de parámetros como el color, turbiedad y amonio.
En conclusión, el porcentaje de remoción de amonio no fue satisfactorio
porque para clorar con una dosis aceptable, se requería remociones mayores
al 80%
y solo se
alcanzaron menores al 45%; por tal motivo este
tratamiento quedó descartado (Ver tabla 4).
En el año 2006, se realizó un proyecto de investigación in vitro en conjunto
con la Universidad de la Salle el cual buscaba incorporar al tratamiento
convencional un tratamiento biológico para la remoción de compuestos
nitrogenados. El estudio arrojó excelentes resultados en remoción de amonio
y nitritos pero no se tuvo en cuenta las condiciones reales de operación por
tal motivo resulto ser un antecedente importante para las futuras
investigaciones.
A continuación se presenta una tabla que compila los costos aproximados
de las diferentes pruebas realizadas por la EMAAF ESP para remover
compuestos nitrogenados, indicando su grado de factibilidad. Los resultados
de las pruebas realizadas por la EMAAF, fueron considerados antitécnicos
debido a que en algunos casos se requería de gran cantidad de químicos y la
eficiencia no era la esperada. De igual manera al aplicar dosis tan elevadas
aumentaban las concentraciones de otros contaminantes impidiendo obtener
la calidad esperada en el efluente; de otro lado, algunas alternativas de
tratamiento como el hipoclorito de sodio que obtuvo buenos resultados de
remoción, no disponía de la tecnología apropiada para su implementación.
64
Tabla 4. Resultados de las Pruebas para remover amonio
Químico
Cantidad en
Caudal
Cantidad en
Precio por kilo
Precio por
Caudal
Precio por
Resultados
mg/L
L/s
Kg/mes
en $
mes en $
m /mes
m3 en $
30
55
4277
8120
34727616
142560
244
40
55
5702
844
4812825,6
142560
34
Zeolitas
Ineficiente
55
-
-
-
-
-
-
Cloro gaseoso
22
55
3136
31332
9822954
142560
69
Antitécnico
1000
55
142560
8120
1157587200
142560
8120
Antitécnico
1000
55
142560
844
120320640
142560
844
Antitécnico
40
55
5702
2023
11535955
142560
81
Antitécnico
3
76,5
594864
-
-
-
-
Hipoclorito de
calcio
Hipoclorito de
sodio
Hidróxido de calcio
con aireación
Hidróxido de sodio
con aireación
Peroxido de
hidrogeno
Ozono
3
aumenta alcalinidad
antitécnico
aumenta alcalinidad
antitécnico
No remueve compuestos
nitrogenados
Fuente. EMAAF ESP, Los autores, 2007.
65
4. DESARROLLO DE LA INVESTIGACIÓN
El proyecto se llevó a cabo en las instalaciones de la Empresa de Acueducto
y Alcantarillado de Funza (EMAAF ESP), con el fin de poder realizar la
investigación en condiciones reales de operación. Se planificó que, al
terminar las pruebas que demostraban la eficiencia del sistema de lodos
activados, se
acoplaría a los reactores una planta piloto compacta
de
tratamiento de agua para consumo humano. El proyecto involucró
actividades tales como la construcción de dos reactores SBR y el arranque
de una planta compacta piloto de potabilización,
como se muestra a
continuación.
4.1. Etapa de Diseño
En ésta se realizó el diseño del reactor SBR a partir de las condiciones y
espacio disponible para la ejecución del proyecto. Para tal efecto se tuvo en
cuenta la temperatura y la presión atmosférica del Municipio; además se
calculó la cantidad de oxígeno y el suministro de aire que requieren los
reactores. A continuación se presentan las condiciones iniciales del efluente
del pozo uno, tenidas en cuenta para el diseño del SBR.
Tabla 5. Características del efluente
PARAMETRO
VALOR
UNIDADES
Caudal
1,47
m3/día
DBO5 entrada
9
mg/l
DBO5 salida
0
mg/l
NH3
6
mg/l
DBO5 carga
0,0132
Kg/día
NH3 carga
0,0088
Kg/día
Fuente: Los autores, 2007.
66
4.1.1. Caudal de diseño
El caudal de diseño de los reactores se determinó a partir del caudal de la
planta de agua compacta suministrada por la Universidad de la Salle (Ver
anexo D), el cual es de 1,47 m3/día que, para un trabajo de 21 horas
equivaldría a:
Q = 1,47
1h
m 3 1 día
m3
L
L
×
×
= 1.94 × 10 −5
= 0.094 = 1.16
día 21 h 3600 s
s
s
min
4.1.2 Necesidad de oxígeno para el reactor SBR
Durante la etapa de aireación, el reactor requiere de una cantidad de oxígeno
necesaria para llevar a cabo las reacciones microbiológicas. En la tabla 6 se
establecen los parámetros requeridos para su determinación.
SOR =
(AOR)(Cs)
= 0.0144 Kg O2./h
[(Beta)(ACF)(Cw) − C1] (Alpha)(1.024)^ (T − 20)
Tabla 6. Datos para determinar el oxígeno requerido
PARAMETRO
VALOR
UNIDADES
Cs
9,17
mg/l
ACF
0.7185
Alpha
0,7
Beta
0,98
C1
2
mg/l
T
14
°C
Cw
10.26
mg/l
Total SOR
0.0144
kg O2/hr
Fuente: Los autores, 2007.
67
Donde:
•
Cs: concentración de oxígeno disuelto en agua corriente.
•
T: temperatura.
•
Beta = Csr/Cs
Cs: concentración de oxígeno disuelto en agua corriente.
Csr: concentración de oxígeno disuelto en agua residual.
•
α: KLa del agua residual / KLa del agua corriente.
KLa del agua residual: oxígeno disponible para los microorganismos bajo
condiciones de operación.
KLa del agua corriente: oxígeno absorbido bajo condiciones estándar
4.1.3. Suministro de aire
Se determinaron los principales parámetros a tener en cuenta,
para
establecer las características del soplador a partir del requerimiento de
oxígeno por parte de los reactores (Ver tabla 7).
Tabla 7. Parámetros de diseño para determinar capacidad del soplador
PARAMETRO
VALOR
UNIDADES
Profundidad tk efectiva
1,5
m
Di
1,45
m
CA
0,28
Kg O2/m3 aire
n´
5
%
n
7,25
%
AR
0,71
m3 aire/hr
Aire total requerido
0,42
CFM
Fuente: Los autores, 2007.
68
Donde:
•
Di: Sumergencia de difusores
•
CA: Concentración de oxígeno en el aire
•
n´: Tasa de absorción específica
•
n: Tasa de absorción O2 absorbido/O2 en aire (capacidad de oxigenación
requerida por el sistema).
•
AR: Cantidad de aire para oxigenar
4.1.4 Dimensionamiento y descripción de los reactores
Antes de calcular las dimensiones de los SBR, se verificó el espacio
dispuesto por la EMAAF para la instalación de los reactores y el de la planta
compacta piloto de suministro de agua para consumo humano (Ver Figura
30). En la tabla 8 se establecen las dimensiones del reactor.
Figura 30. Ubicación de los reactores
Sistema de tanques
SBR
PTAP piloto
Planta
UNIPACK
Cabezal del pozo
N°1
Fuente. Los autores, 2007.
69
Tabla 8. Dimensiones del SBR
PARÁMETRO
VALOR
UNIDADES
Volumen
0,5
m3
Altura
1,5
m3
Diámetro
0,65
m3
Fuente: Los autores, 2007
Las características de funcionamiento del SBR no garantizan un flujo
constante con una sola unidad y teniendo en cuenta que, a escala real el
suministro no se puede ver interrumpido, se concluyó que la manera de evitar
este fenómeno era construyendo dos reactores. La EMAAF suministró los
reactores, los cuales fueron construidos en fibra de vidrio para evitar el
aporte de contaminantes al agua (Ver Figura 31).
Los reactores contaban con dos orificios de 1/2” cada uno, a 5 cm de la base,
los cuales eran empleados para la evacuación de lodo y agua tratada.
Figura 31. Reactores
SBR 2
SBR 1
Evacuación de
lodo
Evacuación de lodo
l
Fuente. Los autores, 2007.
Evacuación de agua
tratada
70
Después de instalar los reactores se dispusieron en la base tubos de PVC de
½” tipo flauta que cumplían la función de difusores de aire (Ver Figura 32).
Además de los reactores La EMAAF ESP facilitó un soplador para
suministrar el aire a cada SBR. El flujo era restringido por válvulas tipo globo,
según la etapa de funcionamiento en la que encontraran los reactores (Ver
Figura 33 y 34).
Figura 32. Ubicación de los tubos tipo flauta dentro de los reactores
Salida de agua por
método
gravimétrico
Tubería de salida de
agua por bombeo
Flautas de
descarga de aire
Fuente. Los autores, 2007
Figura 33. Soplador empleado para la etapa experimental de la investigación
Fuente de energía
Soplador
Botón de
encendido
Botón de
apagado
Fuente. Los autores, 2007
71
Figura 34. Válvulas de control de aire
Válvulas de control
de aire
Fuente. Los autores, 2007.
La decantación en la etapa de pre-arranque se realizó gravimétricamente por
medio de un flotador. Posterior a ésta, se requirió adaptar una bomba de
agua (Ver Figura 35) con para transportar el agua de los reactores hacia la
Planta Compacta Piloto de potabilización de agua.
Figura 35. Bomba de agua
Fuente. Los autores, 2007
72
4.2. Etapa de pre-arranque
En esta etapa se obtuvo el lodo microbiológico, el cual fue suministrado por
la PTAR del centro vacacional de La Palmara ubicado en el Municipio de
Melgar. Debido a que el lodo obtenido trataba aguas residuales domésticas
con diferentes características al agua del pozo que abastece al municipio de
Funza, fue necesario la inoculación del mismo para que se adaptara a las
nuevas condiciones.
Para determinar la calidad microbiológica del efluente del reactor se
determinó la cantidad de coliformes totales por el método de filtración por
membrana, en el laboratorio de la EMAAF ESP con la colaboración del Jefe
de Laboratorio. De igual manera se realizó una identificación de parásitos al
lodo. Se identificaron 403 UFC8/100 ml de coliformes totales, lo cual se
atribuye a la procedencia del lodo, de igual manera
se identificaron
poblaciones pequeñas de parásitos tales como: chilomastix mesnili,
tricomona y uncinaria que son de origen intestinal. A partir de los datos
obtenidos fue necesario realizar un monitoreo de este parámetro a la salida
de la planta compacta piloto de agua para consumo humano, para verificar la
calidad del efluente posterior a la cloración.
Figura 36. Determinación de coliformes totales
Fuente. Los autores, 2007.
8
UFC: Unidades Formadoras de Colonias
73
Fue necesario la adaptación del lodo mediante operaciones de llenado y
vaciado cada dos horas con suministro de aire constante durante el proceso.
De igual forma se inició el monitoreo de los parámetros de interés
(temperatura, oxígeno disuelto, nitritos y amonio) para verificar la evolución
del lodo con las condiciones del agua del pozo.
Se inició con un tiempo de aireación de una hora y media y una hora de
sedimentación durante los primeros 5 días, posteriormente se aumentó el
tiempo de aireación a 2 horas lo que nos mostró un avance en los resultados
obtenidos en el laboratorio, que además mostraban el acondicionamiento del
lodo al agua del pozo. Se determinó aumentar el tiempo de aireación con el
fin de promover la etapa de nitrificación. Los monitoreos se hicieron mediante
la determinación de amonio, ya que este parámetro sufre una oxidación
durante el proceso mencionado. Teniendo en cuenta lo anterior se estableció
que el tiempo necesario para lograr una disminución de amonio durante la
etapa de nitrificación, de tal forma que cumpliera con las condiciones de
diseño fue de 3 horas. Por otro lado, se hizo un seguimiento al
comportamiento del nitrito para corroborar la actividad de las bacterias
desnitrificantes a partir de la variación del tiempo anóxico dentro del reactor,
lo cual dio como resultado que, al cumplirse dos horas,
se obtenían
concentraciones que cumplían con la norma9. Habiendo removido el nitrito se
tenía que verificar la concentración de nitratos y asegurar el cumplimiento de
la norma, lo cual se realizó monitoreando las concentraciones de nitrato
después de las dos horas de tiempo anóxico donde ya se había removido el
nitrito. Se determinó que 5 horas de tiempo anóxico eran suficientes para que
el nitrato bajara a concentraciones aceptadas por la norma (menor a 10
mg/L). De esta forma a los 15 días de pre arranque se pudo estabilizar el
sistema (Ver Anexo E).
9
Decreto 1575 de 2007 expedido por el Ministerio de Protección Social
74
Además de establecer los tiempos de aireación y anóxico, también se
calcularon parámetros de operación del SBR:
4.2.1. Volumen de lodos inoculados
Inicialmente se asumió un 12% de lodos según el volumen de operación del
reactor10. Durante la etapa de arranque se determinaron los SSLM11, para
establecer el porcentaje de lodos real dentro del reactor.
Peso del lodo en base seca:
Pl = SSLM × V
Pl = 1.672
g
× 300 L = 501 .6 g
L
Donde:
− V: Volumen de agua a tratar
− Pl: Peso del lodo
− SSLM: Solidos suspendidos de licor mezclado
Peso de lodo en base húmeda (Wh):
Wh =
Wh =
Pl
0 . 02
501.6 g
= 25080 g
0.02
Donde:
-
Porcentaje de lodos: 0.02 (20%)
10
TAVERA, Jairo Andrés. Diseño e implementación de una unidad piloto para la remoción
biológica de compuestos nitrogenados presentes en el agua subterránea de un pozo
utilizado por la EMAAF-ESP de Funza. Universidad de la Salle. 2006.
11
SSLM: Sólidos Suspendidos de Licor Mezclado. Calculado a partir de la diferencia de los
Sólidos Totales y los Sólidos Disueltos, el cual fue de 1672 g/L= 1.672 Kg/m3.
75
Volumen de lodo en base húmeda
Vh =
Vh =
Wh
ρ
25080 g
= 24 .7 L
1017 g / L
Porcentaje real de lodos inoculados en cada reactor
% Lodos inoculados =
% Lodos inoculados =
Vh × 100%
V
25 L × 100%
= 8.33%
300 L
El porcentaje de lodo obtenido fue del 8.33% A pesar de no coincidir con el
volumen de lodo asumido, la eficiencia de remoción del reactor fue alta,
puesto que los resultados de las concentraciones de los compuestos
nitrogenados a la salida del reactor fue la esperada. (Ver Tabla 11).
4.2.2. Relación F/M
Se calcula la relación F/M con la cual se garantiza el equilibrio entre
microorganismos y alimento. Este parámetro debe estar entre 0.05 y 0.25
KgDBO / KgSSLM − d para sistemas de aireación extendida. Para el cálculo
del F/M se debe tener en cuenta el volumen del reactor, el caudal y la
concentración de los SSLM. El valor de F/M por debajo de este intervalo
indica
un
sistema
microbiológico
limitado
por
el
sustrato
y
los
microorganismos pueden morir de inanición por falta de alimento, si por el
contrario es mayor, indica un sistema con exceso de alimento en relación a la
biomasa existente, y los microorganismos se vuelven ineficientes en su labor
de degradación.
76
F/ M =
F/ M
Q * (Si - Se)
V * SSLM
0.0132 Kg DBO/d
= 0.026KgDBO / KgSSLM − d
0.3 m 3 *1.672Kg/m3
El valor obtenido del F/M se encuentra por debajo del límite inferior del
intervalo sugerido, lo que evidencia una relación baja de sustrato en el
reactor, la cual es causada por la baja concentración de DBO que tiene el
agua del pozo. De igual manera, se debe tener en cuenta que la relación F/M
referenciada, es aplicada para tratamientos de aguas residuales con cargas
contaminantes y de nutrientes mucho más elevados.
4.2.3. Métodos de medición de parámetros
Con excepción de las mediciones de sólidos totales y sólidos disueltos que
se realizaron en el laboratorio de la Universidad de La Salle, los demás
parámetros se analizaron en el laboratorio de la EMAAF con la asesoría del
jefe de laboratorio de dicha empresa; cabe anotar
que las técnicas de
medición empleadas son las mismas aplicadas por la EMAAF para el control
de sus procesos (Ver Tabla 9).
Tabla 9. Técnicas empleadas para la medición de parámetros
PARAMETRO
EQUIPO
MÉTODO
Nitritos
Fotómetro Spectroquant NOVA 60
Fotométrico
Amonio
Fotómetro Spectroquant NOVA 60
Fotométrico
Nitratos
Fotómetro Spectroquant NOVA 60
Fotométrico
Color
Fotómetro Spectroquant NOVA 60
Colorimétrico
Fosfatos
Fotómetro Spectroquant NOVA 60
Fotométrico
Ph
Turbiedad
Temperatura
PHmetro WTW 320
Turbidímetro Turbiquant 1500T
Fotométrico
Phmetro
Oxigeno Disuelto
Oxímetro WTW Oxi 350i
Fuente. Los autores, 2007.
77
4.3. Etapa de operación
Una vez establecidos los tiempos óptimos de operación y las condiciones
que requiere un SBR para su operación, se determinaron los intervalos de
funcionamiento de cada SBR con el fin de garantizar en lo posible un
suministro de agua constante. De igual manera se tuvieron en cuenta las
condiciones mecánicas del soplador. Así, después de finalizar la etapa de
aireación, en uno de los reactores se esperaba una hora para iniciar esta
misma etapa en el otro reactor, con el fin de evitar un sobrecalentamiento del
motor del soplador. En la tabla N° 10 se presenta la forma en que operaban
cada uno de los reactores.
Tabla 10. Operación de reactores
Hora
SBR1
Llenado/Aireación
0
Aireación
1
Final aireación
2
3
4
Sedimentación/Tiempo
5
anóxico
6
7
Decantación
8
9
Llenado/Aireación
10
Aireación
11
Final aireación
12
13
14
Sedimentación/Tiempo
15
anóxico
16
17
Decantación
18
19
Llenado/Aireación
20
Aireación
21
Final aireación
22
23
24
Fuente: Los autores, 2007.
Tiempo del
proceso (min)
SBR2
Tiempo del
proceso
(min)
180
300
60
Llenado/Aireación
Aireación
Final aireación
180
Sedimentación/Tiempo
anóxico
300
Decantación
60
Llenado/Aireación
Aireación
Final aireación
180
Sedimentación/Tiempo
anóxico
300
Decantación
60
180
300
60
180
78
La anterior tabla indica que en el arranque del sistema SBR, durante las
primeras ocho (8) horas no hay suministro de agua hacia la planta piloto
compacta de agua potable; posterior a estas ocho (8) horas se presentan
intervalos de dos (2) horas donde tampoco hay suministro. Después del
arranque, estas ocho (8) horas disminuyen a cinco (5) horas ya que el
sistema se ha normalizado.
En cada reactor se verificó el siguiente proceso secuencial:
− Llenado: A partir de una derivación del cabezal del pozo profundo,
conectado a una manguera de ¾” se extrajo el agua hacia cada uno
de los reactores, durante un tiempo de 15 minutos.
Figura 37. Fase de llenado del reactor
Entrada de agua
al reactor
Fuente. Los autores, 2007.
− Aireación: Durante la operación de llenado se activaba el soplador
(Ver Figura 38) con el fin de crear una mezcla homogénea y facilitar
79
que la totalidad del lodo depositado en el fondo∗ entrara en contacto
con el agua. El tiempo de aireación fue de tres horas.
Figura 38. Fase de aireación del rector
Fuente. Los autores, 2007.
− Sedimentación/Tiempo anóxico: Se detuvo el paso de aire haciendo
uso del interruptor señalado anteriormente, con el fin de aliviar la
turbulencia dentro del reactor y así facilitar la sedimentación del lodo.
Este proceso tenía una duración de 5 horas.
− Decantación: Fue importante impedir la generación de turbulencia
durante esta operación, con el fin de evitar la mezcla del lodo
sedimentado con el agua clarificada. Esta etapa tenía una duración de
15 minutos.
En la etapa de pre-arranque la decantación se realizó de forma
gravimétrica por medio de flotadores. Posteriormente se acoplo
la
PTAP compacta a los reactores y el tiempo de vaciado aumentó a dos
horas, debido a que se debía tener en cuenta el caudal de la planta
∗
Es importante aclarar que en la medida que el sistema se normaliza se crea una colonia de
microorganismos encargados de degradar la materia orgánica presente. Ésta, junto con los
sólidos suspendidos con que entra el agua, conforma el lodo o lo denominado licor
mezclado.
80
compacta (Ver Figura 39). Esta operación se realizó por medio de
bombeo.
Figura 39. Decantación por método gravimétrico
Fuente. Los autores, 2007.
Durante todo el tiempo en que se llevo a cabo la experimentación no
hubo necesidad de evacuar lodos del sistema, toda vez que la
producción de lodo en exceso (crecimiento bacteriano) no se
manifestó de manera significativa por el poco alimento que entraba a
los reactores (DBO5 muy baja en el agua a tratar). Según el diseño
presentado en el numeral 4.2.1 y 4.2.2, se espera un valor de sólidos
suspendidos de 1.672 Kg/m3. De pasarse este valor habría necesidad
de hacer una purga de lodos.
81
5. ANÁLISIS DE DATOS
Los datos que se tuvieron en cuenta para realizar el análisis estadístico del
presente proyecto de investigación, corresponden a aquéllos que se
obtuvieron después de la adaptación del lodo al sistema. Durante la etapa de
operación de la investigación se tuvieron en cuenta parámetros como pH,
Oxígeno disuelto y temperatura, puesto que están relacionados con el
comportamiento óptimo de los microorganismos en los reactores.
Cabe anotar, que en la etapa de pre arranque se modificaron las condiciones
de pH y oxígeno disuelto que influían en la remoción de los compuestos
nitrogenados por parte de los microorganismos. Es así, como se determinó
que el rango óptimo de pH para una eficaz remoción es de 8 y 8.4; valores
por fuera de este rango influyen negativamente en el proceso de nitrificación
y desnitrificación ocurridos en el reactor.
Los valores de oxígeno disuelto variaron entre 3.45 y 5.76, lo que indica, que
el proceso no exigió mantener una concentración de oxígeno fija durante las
etapas en el reactor.
5.1. Análisis estadístico de los datos
A continuación se observa la tabla de datos que fue objeto de un análisis
estadistico (Ver Tabla 11).
82
Tabla 11. Concentraciones de compuestos nitrogenados a la salida del reactor
N°
muestra
Nitritos
mg/L
Amonio
mg/L
Nitrato
mg/L
N°
muestra
Nitritos
mg/L
Amonio
mg/L
Nitrato
mg/L
1
0,086
1,12
4,2
31
0,102
0,37
3,6
2
0,057
0,59
4,4
32
0,072
0,24
4,8
3
0,055
0,65
4,8
33
0,077
0,22
4,3
4
0,103
0.85
4,1
34
0,071
0,32
4,1
5
0,062
0,09
4,2
35
0,082
0,99
4
6
0,071
0,02
4,1
36
0,086
0,34
4,9
7
0,091
0,42
4,7
37
0,074
0,58
4,7
8
0,083
0,94
4,2
38
0,08
0,33
4,7
9
0,073
0,37
4,7
39
0,065
0,92
3,9
10
0,091
0,37
3,9
40
0,062
0,41
4
11
0,078
0,32
5
41
0,093
0,35
4,5
12
0,087
0,27
4,8
42
0,104
0,55
4,4
13
0,08
0,31
3,2
43
0,066
0,27
4,2
14
0,077
0,65
4,3
44
0,084
0,35
4,3
15
0,096
0,25
4,2
45
0,071
0,25
4,9
16
0,047
0,21
4,7
46
0,075
0,27
4,7
17
0,072
0,46
4,3
47
0,087
0,5
4,1
18
0,104
0,32
4
48
0,095
0,91
4,6
19
0,075
0,54
3,8
49
0,084
0,29
4,2
20
0,053
0,83
4,9
50
0,081
0,14
4,8
21
0,062
0,62
4,1
51
0,083
0,71
3,9
22
0,069
0,85
4,3
52
0,106
0,76
4,4
23
0,074
0,03
4,6
53
0,049
0,32
4,1
24
0,069
0,25
4,6
54
0,089
0,49
3,8
25
0,064
0,17
4,2
55
0,098
0,89
4,3
26
0,062
0,21
4,7
56
0,087
0,55
4,5
27
0,061
0,25
5,1
57
0,095
0,73
4,8
28
0,053
0,34
4,2
58
0,087
0,61
4,2
29
0,083
0,36
4,5
59
0,073
0,78
4,1
30
0,096
0,87
Fuente. Los autores, 2007
3,8
60
0,098
1,12
4,3
A continuación se observan los cálculos derivados de los datos presentados
en la Tabla 11.
83
Tabla 12. Análisis estadístico de datos
Media
Mediana
Moda
Desviación estándar
Rango
Mínimo
Máximo
Tamaño de la muestra
NITRITOS
mg/L
0,0785
0,079
0,062
0.0148
0,059
0,047
0,106
60
AMONIO NITRATO
mg/L
mg/L
0,485
4,35
0,37
4,30
0,32
4,20
0,2765
0,38
1,1
1,90
0,02
3,20
1,12
5,10
60
60
Fuente. Los autores, 2007.
1. Calcular el promedio o media aritmética
x=
1
N
N
.
1
∑ Xi = 60 ∑(datos de nitrito) = 0.0785 mg/L
i =1
Donde:
•
•
N = número de datos
Xi = cada uno de los datos en mg/L
2. Desviación estándar
σ=
σ=
σ=
[
1 N
∑ ( Xi − x) 2
N − 1 i =1
1 N
∑ ( Xi − 0.0785) 2
60 − 1 i =1
(
]
)
1
(0.086 − 0.0785)2 + 0.057 − 0.0785 2 + (0.055 − 0.0785)2 + .................
59
σ = 0.01483
84
3. Mediana
Se organizan los datos de menor a mayor, cuando el número de datos es par
se suman los dos valores intermedios y se divide en dos.
Mediana =
(0.078 + 0.08) = 0.079
2
4. Rango
Equivale a la resta entre el dato máximo y el dato menor
Rango = (0.106 − 0.047 ) = 0.059
5. Máximo
Valor mayor del total de la muestra
6. Mínimo
Valor menor del total de la muestra
Al observar la tabla N° 11 se puede concluir que los datos se encuentran
concentrados entre los rangos esperados; es decir, que los datos de los
nitritos estuvieran por debajo de la norma (< 0.1 mg/L), para el amonio que
fuera de (0 a 1 mg/L) y para el Nitrato de (0 a 10 mg/L). Esto se corrobora al
ver las desviaciones estándar y el rango, ya que la diferencia entre el dato
mayor y menor no es significativa.
Para el análisis estadístico de control de calidad de los procesos evaluados
en este proyecto, es necesario tener en cuenta y establecer los límites
específicos y los límites de tolerancia de los datos de la tabla N° 11.
85
5.1.1. Análisis de los límites específicos y de tolerancia para el Nitrito
Los límites específicos para un determinado parámetro, son los valores
establecidos como máximo y mínimo, entre los cuales, el tratamiento
aplicado es capaz de satisfacer el fin para el cual fue diseñado.
Para determinar los límites específicos de los datos, los autores del presente
proyecto se basaron en los estándares de calidad de agua exigidos por la
Resolución 2115 de 2007, expedido por los Ministerios de la Protección
Social y Ambiente, Vivienda y Desarrollo Territorial.
-
LSE12: 0.1 mg/L
-
LIE13: 0 mg/L
El siguiente intervalo indica la capacidad del proceso, por lo tanto, la mayoría
de las observaciones deben encontrarse entre estos valores. Este intervalo
depende de la dispersión natural de los datos.
Luego la capacidad del proceso para los nitritos se puede estimar como:
_
X ± 3σ = 0.078 ± 3 × 0.0148 = (0.0336 ; 0 .1224)
Donde:
•
0,078 = Media = X
•
0,0148 = Desviación estándar = σ
•
3 = Constante
Como se observa, el valor superior de la capacidad del proceso se encuentra
por encima del límite superior específico. Este fenómeno, fue causado por
12
13
LSE: Limites superiores de especificación de los Nitritos
LIE: Limite inferior de especificación de los Nitritos
86
eventos extraordinarios (fallas técnicas y humanas, interrupción del bombeo
del pozo por mantenimiento a las unidades de la PTAP), que incidieron en el
normal funcionamiento del SBR.
A continuación se determinó el índice de capacidad del proceso (ICP) que
corresponde a los límites de variabilidad del mismo. Este valor es estable,
siempre y cuando las condiciones de operación del SBR se mantengan.
Al calcular el Índice de capacidad del proceso (ICP):
LSE − LIE 0.1 − 0
=
= 1.13
6σ
0,0888
ICP =
Se encuentra que el valor del ICP es mayor a uno, lo cual indica que los
límites de especificación y los límites de tolerancia se encuentran
relacionados entre sí, esto quiere decir, que habrá una cantidad insignificante
de valores de nitritos fuera de los indicadores de calidad del agua.
A continuación se calculó el intervalo LIT14, LST15
_
( LIT , LST ) = X ± K × S
( LIT , LST ) = (0.0558 ; 0,1)
Donde:
− χ: Media
− K (1.5): Constante para el 90% de confianza
− S: Desviación estándar
El intervalo obtenido de los límites de tolerancia deben estar dentro del
intervalo de los límites específicos, en éste caso, la norma; y así llegar a la
14
15
LIT: Limite inferior de tolerancia.
LST: Limite superior de tolerancia.
87
conclusión que el proceso tiene alto grado de confiabilidad. Por lo tanto se
tiene 90% de confianza de que el 90% de las veces el valor para el nitrito en
el agua estará entre estos dos valores. Esto se puede apreciar en le gráfico
N° 1 en donde se observa que más del 90% de los datos se encuentra por
debajo de 0,1 mg/L
Gráfico 1. Concentración de nitritos Vs número de datos
ANALISIS DE FRECUENCIA
(Concentración de Nitritos Vs Número de datos)
16
14
N úmero de datos
12
10
8
6
4
2
0
0,047 0,055 0,064 0,072 0,081 0,089 0,098 > 0,1
Concentración (mg/L)
Fuente. Los autores, 2007.
5.1.2. Análisis de los límites específicos y de tolerancia para el Amonio
Para determinar los límites específicos de los datos, los autores del presente
documento se basaron en los estándares de calidad de agua exigidos por la
Resolución 2115 de 2007, expedido por los Ministerios de la Protección
Social y Ambiente, Vivienda y Desarrollo Territorial.
88
Entonces, para el Amonio:
-
LSE: 1.0 mg/L
-
LIE: 0 mg/L
Se determinó la capacidad del proceso para el amonio:
_
X ± 3σ = 0,485 ± 3 * 0,2766 = (-0,3448 , 1.3148)
Donde:
•
0,485 = Media = X
•
0,2766 = Desviación estándar =
•
3 = Constante
σ
Ya que el valor para el límite inferior es negativo, no es adecuado
considerarlo debido a que nunca se obtendrán concentraciones negativas de
amonio, además el valor superior de la capacidad del proceso se encuentra
por encima del límite superior específico. Este fenómeno, fue causado por
eventos extraordinarios (fallas técnicas y humanas, interrupción del bombeo
del pozo por mantenimiento a las unidades de la PTAP), que incidieron en el
normal funcionamiento del SBR.
Al calcular el Índice de capacidad del proceso (ICP) se obtuvo:
ICP =
LSE − LIE
1− 0
=
= 0,6025
6σ
1,6596
Se encuentra que el valor de ICP es menor a 1 debido a la dispersión de los
datos obtenidos de la concentración del amonio. Esta variabilidad se debe a
la amplia diferencia que se encuentra entre el máximo valor y el mínimo, lo
que corrobora la poca relación que hay entre el índice de capacidad del
proceso y los límites específicos. Sin embargo, esta poca relación entre los
límites no desvirtúa la calidad del proceso de los reactores, toda vez que el
intervalo LIT y LST se encuentra dentro de los límites de especificación.
89
A continuación se calculó el intervalo (LIT, LST):
( LIT , LST ) = (0.701 , 0.8999)
Calculado el intervalo inferior y superior de tolerancia, se obtiene un 90% de
confianza de que el 90% de las veces el valor para el amonio en el agua
estará entre estos dos valores.
Con ayuda del gráfico N° 2, se comprueba que el número de datos es mayor
al 90% y que el proceso cumple con los requerimientos de calidad
especificados por la norma para este parámetro.
Gráfica 2. Concentración de amonio Vs número de datos
ANALISIS DE FRECUENCIA
(Concentración de amonio Vs Número de datos)
25
Número de datos
20
15
10
5
0
0
0,25
0,48
0,71
0,95
1,18
Concentración (mg/L)
Fuente. Los autores, 2007.
5.1.3. Análisis de los límites específicos y de tolerancia para el Nitrato
90
Para determinar los límites específicos de los datos, los autores se basaron
en los estándares de calidad de agua exigidos por la Resolución 2115 de
2007, expedido por los Ministerios de la Protección Social y Ambiente,
Vivienda y Desarrollo Territorial.
Para los Nitratos:
-
LSE: 10 mg/L
-
LIE: 0 mg/L
Luego la capacidad del proceso para los nitratos se puede estimar como:
_
X ± 3σ = 4.35 ± 3 × 0.38 = (3.21 ; 5.49)
Donde:
•
4,35 = Media =
•
0,38 = Desviación estándar =
•
3 = Constante
X
σ
Debido a que el espacio entre los límites específicos para el Nitrato es muy
grande comparado con el del Nitrito y el Amonio, los eventos extraordinarios
que afectaron de una forma u otra el funcionamiento normal del reactor, no
alteraron la capacidad del proceso para e Nitrato, ya que el intervalo obtenido
se encuentra dentro del intervalo de los límites específicos y nos indica que
la mayoría de los datos van a estar dentro de este intervalo.
A continuación, se determinó el índice de capacidad del proceso (ICP), que
corresponde a los límites de variabilidad del mismo. Este valor fue estable,
toda vez que las condiciones de operación del SBR se mantuvieron.
Al calcular el Índice de capacidad del proceso (ICP):
91
ICP =
LSE − LIE 10 − 0
=
= 4.38
6σ
2.28
En este caso, donde la dispersión de los datos se encuentra en un intervalo
muy pequeño y teniendo en cuenta que los límites específicos son tan
amplios, el índice de capacidad del proceso relaciona los tipos de límites
(tolerancia y específicos) de tal manera que garantiza que los datos de nitrato
son muy estables con este tipo de procesos.
A continuación se calculó el intervalo LIT, LST
_
( LIT , LST ) = X ± K × S
( LIT , LST ) = (3.78 ; 4.92)
Donde:
− χ: Media
− K (1.5): Constante para el 90% de confianza
− S: Desviación estándar
Al haber calculado los límites de tolerancia, se puede concluir, que
empleando este sistema biolólgico, los Nitratos van a variar entre este rango,
por lo tanto, se tiene un 90% de confianza, que el 90% de las veces, el valor
para el Nitrato en el agua estará entre estos dos valores, como se aprecia en
el gráfico N° 3.
Gráfica 3. Concentración de nitrato Vs número de datos
92
ANÁLISIS DE FRECUENCIA
(Concentración de Nitratos Vs Número de datos)
20
18
Número de datos
16
14
12
10
8
6
4
2
0
3,20
3,71
3,97
4,23
4,49
4,74
> 4,8
Concentración en (mg/L)
Fuente. Los autores, 2007.
5.2. Análisis de la calidad del efluente de los reactores
Además de la medición de los compuestos nitrogenados a la salida de los
reactores se deben medir otros parámetros físico-químicos que son
importantes para realizar las demás operaciones que hay en la PTAP.
5.2.1. Análisis físico-químico a la salida del reactor
En la tabla 13 se establecen las características del efluente del reactor SBR.
Tabla 13. Resultados caracterización del efluente del reactor vs. Pozo
PARÁMETROS
UNIDADES
RESULTADO
RES. 2115/07
93
Conductividad
μS/cm
Fosfatos
mg/L PO4
Amonio
Mg/L N
Nitratos
Mg/L N
Nitritos
Mg/L N
Allcalinidad total*
mg/L CaCO3
pH*
Turbiedad*
NTU
Color*
Hierro*
mg/L
Fuente. Los autores, 2007.
Salida SBR Salida Pozo
421
557
5.1
9,99
0.47
4,24
4.1
< 0,10
0.089
< 0,001
205.2
245
8.43
6,9
0.99
50
9.6
15
0.111
3,4
5-1000
<0,2
1 (Dec. 1594/84)
10
0,1
100
6,5-9,0
2
< 15
0,27
Teniendo en cuenta la concentración elevada de fosfato que tiene el agua del
pozo y que el sulfato de aluminio es empleado para la remoción de éste, la
EMAAF ESP tiene como parámetro guía dicha concentración para determinar
la cantidad de sulfato de aluminio empleado en la coagulación.
Además del sulfato de aluminio, la EMAAF aplica antes de la coagulación
peróxido de hidrógeno, que actúa como oxidante de algunos compuestos
orgánicos que normalmente no participarían en la coagulación pero que al
reaccionar con el peróxido mejoran dicho proceso.
Según los resultados de la caracterización fisco química del efluente del
reactor,
al igual que el agua del pozo, la concentración de fosfatos no
cumple con lo exigido por la norma, por tal motivo es necesario establecer las
concentraciones de sulfato de aluminio para removerlo, pero se debe
considerar que la concentración de los fosfatos a la salida del reactor es
menor que la del pozo, lo que puede variar la dosis de sulfato de aluminio
empleada habitualmente por la EMAAF. La dosis se halló realizando un test
de jarras en el laboratorio de la empresa
5.2.1.1. Test de Jarras
94
En el primer ensayo de jarras realizado se omitió el peróxido de hidrógeno
para observar en qué medida influía en la dosis de sulfato de aluminio,
sabiendo de antemano que el agua ya había tenido un proceso de oxidación
en los reactores. Se agregaron soluciones de 60, 70, 80, 90, 100, 110 ppm
con un tiempo de mezcla de 40 segundos a 200 rpm. Al cabo de 40
segundos se adicionó el polímero como ayudante de coagulación a una
concentración de 0.3 ppm. Teniendo en cuenta que la dosis óptima utilizada
en la empresa era de 0.15 ppm, con la adición de peróxido de hidrogeno la
concentración del polímero aumento en ausencia de éste.
Las características obtenidas en la mejor jarra se muestra en la tabla 14:
Tabla 14. Resultados de ensayo de jarras luego de pasada el agua por el SBR
con dosis de sulfato de aluminio 110 ppm
Jarra 7 (110 ppm)
Parámetro
Turbiedad
Color
Fosfatos
Concentración
0.24 NTU
3.5 Hz
0.08 mg/L
Hierro
0.008
pH
7.42
Conductividad
441
Fuente. Los autores, 2007.
Después de obtener estos resultados se consideró necesario realizar las
pruebas adicionándoles peróxido de hidrógeno en una dosis de 5 ppm, la
misma empleada por la empresa. Esta solución se le agregó a las jarras
durante un tiempo de 40 segundos de reacción a 40 rpm antes de agregar la
solución de sulfato de aluminio y de polímero.
95
Las características obtenidas en la mejor jarra se muestran en la tabla N° 15
Tabla 15. Resultados de ensayo de jarras con dosis de sulfato de aluminio 60 ppm y
peróxido de hidrógeno
Jarra (60 ppm)
Parámetro
Turbiedad
Concentración
0.25 NTU
Color
3.2Hz
Fosfatos
0.15 mg/L
Hierro
0.024
pH
7.28
Conductividad
423
Fuente. Los autores, 2007.
Basándonos en los resultados obtenidos en el test de jarras, se considero
que a concentraciones de sulfato de aluminio de 60 ppm se obtiene
concentraciones de fosfato por debajo de lo exigido por la Resolución 2115
del Ministerio de Protección Social y Ministerio de Ambiente, Vivienda y
Desarrollo Territorial.
Para garantizar las condiciones microbiológicas del efluente de la planta
compacta piloto de potabilización de agua, se determinó la concentración de
cloro óptima para certificar que el agua tratada estuviera libre de coliformes
totales.
A partir del valor de las UFC/100 ml, se estableció una dosis de Hiploclorito
de sodio de 10 mg/L. Posteriormente, se determinaron coliformes totales
después de aplicar la dosis de Hipoclorito al agua del efluente del reactor.
Figura 40. Determinación de coliformes totales posterior a una aplicación
96
de cloro de 10 mg/L
Fuente. Los autores, 2007
Se observo después de un tiempo de incubación de 24 horas, la presencia
de 16 UFC/100ml (Ver Figura 40); por tanto es necesario aumentar la dosis
de cloro a 12 mg/L, con lo cual se obtuvo la eliminación total de UFC/100ml
de muestra (Ver Figura 41).
Figura 41. Determinación de coliformes totales posterior a una aplicación
de cloro de 12 mg/L
Fuente. Los autores, 2007
De igual manera de determinó el cloro residual a partir de la muestra de agua
clorada la cual fue de 1.16 mg/L para garantizar el cumplimiento de la norma
(< 2)
6. ACTIVIDADES DE CAPACITACION
97
Se realizaron capacitaciones a cada uno de los operarios de la EMAAF, de
forma individual debido a que los turnos laborales no coincidian.
Durante cada capacitación se explico el funcionamiento de cada SBR, su
función y parámetro fundamentales de funcionamiento. De igual manera se
realizó el manual de operaciones (Ver Anexo F), con el fin de facilitar el
manejo del sistema por parte de los operarios.
A continuación se muestra la planilla de operarios capacitados.
PLANILLA OPERARIOS CAPACITADOS
Número de operarios capacitados
Irina Suescún Dominguez
Responsables
N°
1.
2.
3.
4.
5.
5
Camilo Gaona Villamizar
Nombre de operarios
Luis Povar
Ricardo Alarcón
Alberto Monroy
Alvaro Delgado
Mauricio Jose Jorge
98
7. ANALISIS DE COSTOS DEL SISTEMA A ESCALA REAL
7.1. Introducción
Para la determinación de los costos fue necesario realizar el diseño del
sistema a escala real, con el fin de obtener valores precisos con los cuales
poder establecer la estimación de estos.
7.2.
Diseño
Para tal fin se calculó la cantidad de oxigeno requerido, las condiciones para
llevar a cabo el suministro de aire y por último las dimensiones de los
reactores, teniendo en cuenta las características del pozo objeto de la
investigación (Ver Tabla 16). Como también se nombro en el numeral 4.1.2,
4.1.3 y 4.1.4.
Tabla 16. Características del efluente del pozo N° 1
PARAMETRO VALOR
Caudal
2505,6
UNIDADES
m3/día
DBO5 entrada
8
mg/l
DBO5 salida
0
mg/l
NH3
4,24
mg/l
DBO carga
20,04
kg/día
NH3 carga
10.62
kg/día
Fuente. Los autores, 2007.
7.2.1. Caudal de diseño
El caudal de diseño de los reactores se determinó a partir del volumen de
agua que arroja el pozo profundo N°1. Se eligió el pozo N°1 debido a que
este presenta concentraciones de amonio más altas que el pozo profundo
99
N°2, con lo cual se pudo obtener un agua a tratar de mayor representatividad
para la investigación.
7.2.2. Necesidad de oxígeno para el reactor SBR a escala real
La determinación del oxígeno requerido por el sistema SBR se presenta a
continuación. De igual manera en la tabla 17 se observan los parámetros
tenidos en cuenta para su calculo.
SOR =
(AOR)(Cs)
= 20.26 Kg O 2. /h
[(Beta)(ACF)(Cw) − C1] (Alpha)(1.024)^ (T − 20)
Tabla 17. Valores para determinar el oxígeno requerido por el SBR a escala real
PARAMETRO
VALOR
UNIDADES
Cs
9,17
mg/l
ACF
0,7185
n/a
Alpha
0,7
n/a
Beta
0,98
n/a
C1
2
mg/l
T
14
°C
Cw
10,26
Mg/l
Total SOR
20,26
kg O2/hr
Fuente. Los autores, 2007.
7.2.3. Suministro de aire para el reactor SBR a escala real
Se estableció la capacidad del soplador, a partir de la cantidad de oxígeno
requerido por el reactor (Ver Tabla 18 y 19).
Tabla 18. Parámetros de diseño para determinar capacidad del soplador
100
PARAMETRO
VALOR
UNIDADES
8
m
Di
7,7
M
CA
0,28
Kg O2/m3 aire
n´
12
m3 aire/hr-m tubo
n
5
%
38,5
%
Aire total requerido
187,95
m3 aire/hr
Profundidad tk efectiva
110,61
CFM
Profundidad tk efectiva
AR
Fuente. Los autores, 2007.
Tabla 19. Capacidad del soplador
PARAMETRO
Densidad aire
Potencia teórica
VALOR
1,2
14,34
UNIDADES
Kg/m3
HP
Fuente. Los autores, 2007.
7.2.4. Dimensionamiento de los reactores a escala real
Se determino que para garantizar un flujo continuo a las unidades
convencionales de tratamiento de agua potable que tiene la EMMAF ESP, es
necesario la construcción de cuatro tanques SBR (Ver Tabla N° 20) de las
siguientes dimensiones cada uno.
Tabla 20. Dimensiones del SBR a escala real
PARAMETRO
Volumen Tk
Área Tk
Altura
Diámetro
VALOR UNIDADES
728,9
m3
91,1
m2
8,0
m
7,6
m
Fuente. Los autores, 2007.
7.2.5. Operación de los reactores a escala real
A continuación se muestra el esquema de operación de los 4 reactores,
demostrando el flujo continuo durante toda la operación del sistema.
101
Tabla 21. Esquema de operación de los reactores SBR a escala real
Hora
0
1
2
3
4
5
6
7
8
9
10
11
12
13
14
15
16
17
18
19
20
21
22
23
24
25
26
27
28
29
30
31
32
33
34
35
36
37
38
39
40
41
42
43
PROCESO
SBR 1
Llenado
Llenado
Llenado
Llenado
Llenado/Aire
Aire
Aire
Sed/Anóxico
Anóxico
Anóxico
Anóxico
Anóxico
Decantación
Decantación
Decantación
Decantación
Llenado
Llenado
Llenado
Llenado
Llenado/Aire
Aire
Aire
Sed/Anóxico
Anóxico
Anóxico
Anóxico
Anóxico
Decantación
Decantación
Decantación
Decantación
Tiempo
del
proceso
(min)
PROCESO
SBR 2
Tiempo
del
proceso
(min)
PROCESO
SBR 3
Tiempo
del
proceso
(min)
Tiempo
del
proceso
(min)
PROCESO
SBR 4
240
180
300
240
240
180
300
240
Llenado
Llenado
Llenado
Llenado
Llenado/aire
Aire
Aire
Sed/Anóxico
Anóxico
Anóxico
Anóxico
Anóxico
Decantación
Decantación
Decantación
Decantación
Llenado
Llenado
Llenado
Llenado
Llenado/aire
Aire
Aire
Sed/Anóxico
Anóxico
Anóxico
Anóxico
Anóxico
Decantación
Decantación
Decantación
Decantación
240
180
300
240
240
180
300
240
Llenado
Llenado
Llenado
Llenado
Llenado/Aire
Aire
Aire
Sed/Anóxico
Anóxico
Anóxico
Anóxico
Anóxico
Decantación
Decantación
Decantación
Decantación
Llenado
Llenado
Llenado
Llenado
Llenado/aire
Aire
Aire
Sed/Anóxico
Anóxico
Anóxico
Anóxico
Anóxico
Decantación
Decantación
Decantación
Decantación
240
180
300
240
240
180
300
240
Llenado
Llenado
Llenado
Llenado
Llenado/Aire
Aire
Aire
Sed/Anóxico
Anóxico
Anóxico
Anóxico
Anóxico
Decantación
Decantación
Decantación
Decantación
Llenado
Llenado
Llenado
Llenado
Llenado/aire
Aire
Aire
Sed/Anóxico
Anóxico
Anóxico
Anóxico
Anóxico
Decantación
Decantación
Decantación
Decantación
Fuente. Los autores, 2007.
7.3. Valoración de costos
102
240
180
300
240
240
180
300
240
Basándonos en las dimensiones de los reactores anteriormente diseñados se
determinaron los siguientes costos:
En la Tabla 22 se establece el costo de los cuatro reactores diseñados a
partir de las condiciones reales de operación de la EMAAF ESP
.
Tabla 22. Costos SBR a escala real
REACTORES
Valor en pesos
Valor unitario incluido y
105.000.000
mano de obra
Valor de cuatro
Reactores SBR
420.000.000
Fuente. INSEMA, 2007
Adicional a los costos de los reactores, se determinan los costos del soplador
para cumplir con los requerimientos de oxígeno establecidos anteriormente
(Ver Tabla 23).
Tabla 23. Costos Soplador para planta a escala real
SOPLADOR
Valor en pesos
Valor unitario del soplador
con base y accesorios
básicos
Menos el 7.5% de
descuento
Valor neto unitario antes de
IVA
Valor (4 sopladores)
11.093.000
831.975
10.261.025
41.044.100
Fuente. SAE Ltda, 2007
A continuación se observan los costos de accesorios para los sopladores.
103
Tabla 24. Costos de accesorios para sopladores
ACCESORIOS PARA CADA SOPLADOR NO INCLUIDOS EN
EL ANTERIOR PRECIO:
ACCESORIOS
Valor en pesos
1.
Válvula de alivio
2.
Indicador de obstrucción
3.
Manómetro
4.
Válvula cheque
5.
Silenciador en succión
6.
Vacuostato
7.
Termómetro con contacto auxiliar
8.
Mayor valor del silenciador
combinado en descarga
1.024.000
40.000
105.000
684.000
1.147.000
97.000
512.000
Valor total de accesorios para un soplador
Valor total de accesorios para cuatro
soplador
4.111.000
502.000
16.444.000
Fuente. SAE Ltda, 2007
Para el suministro de aire uniformemente dentro de los reactores, se
establecieron 48 difusores por reactor a partir de las dimensiones del mismo
(Ver Tabla 25).
Tabla 25. Costos Difusores para reactores a escala real
DIFUSORES
Valor unitario del difusor de 9” :
Valor de 48 difusores
Menos el 7.5 % de descuento
Valor neto antes de IVA
Valor total de difusores para
cuatro reactores SBR
Valor en pesos
68.850
3.304.800
247.860
3.056.940
12.227.760
Fuente. SAE Ltda, 2007.
104
Los costos totales del proyecto a escala real son:
Tabla 26. Costos totales a escala real
COSTOS TOTALES A ESCALA REAL
Reactores SBR
420.000.000
Sopladores
41.044.100
Accesorios
16.444.000
Difusores
12.227.760
COSTO TOTAL SIN IVA
489.715.860
COSTO TOTAL INCLUIDO IVA
568.070.397
Fuente. Los autores, 2007.
De igual manera se realizó la estimación de costos anuales de Sulfato de
Aluminio en condiciones reales de operación (Ver Tabla 27), a partir de las
pruebas de potabilización realizadas.
Tabla 27. Costos anuales de consumo de Sulfato de Aluminio
SULFATO DE ALUMINIO
Sistema actual
Sistema SBR
Consumo
698,33
396
Kg/dia
Costo mensual
12272510
6959304
Pesos
Costo anual
147270120
83511648 Pesos
AHORRO ANUAL
43
%
Fuente. La EMAAF ESP, Los autores, 2007.
Con la implementación del sistema SBR se logra una reducción anual del
43%, lo que equivale a $ 63758472 en los costos del sulfato de aluminio.
7.3.1. Análisis financiero del proyecto a escala real
Se realizó la evaluación del proyecto propuesto para determinar la
rentabilidad de la implementación, o si por el contrario es económicamente
más apropiado continuar con las actividades llevadas a cabo por la EMAAF
actualmente. Para tal fin se llevo a cabo un estudio de anualidades a 30 años
que corresponden a la vida útil del sistema SBR; la anualidad corresponde a
105
los costos anuales en producto químico. Como tasa de interés se utilizó la
tasa de inflación del 2007 suministrada por el DANE.
•
Proyecto 1: Sistema SBR
83.511.648
83.511.648
1
2
3
83.511.648
4 ………........................................
30
$ 568.070.397
Se aplica:
( P / A), n, i %) = VP
1 − (1 + i ) − n
i
P1 = 568.070.397 + 83.511.648( P / A,30,4.55%)
P1 = 568.070.397 + 83.511.648
1 − (1 + 0.0455) −30
0.0455
P1 = $1920.416.254
Donde:
o Anualidad (VP): $ 83.511.648
o n: 30 años
o i%= 4.55 (Inflación año 2007)
o Inversión inicial: $ 568.070.397
106
•
Proyecto 2: Sistema actual
$ 147.270.120
1
2
$ 147.270.120
3
$ 147.270.120
4 ……….......................................... 30
0
Se aplica:
( P / A), n, i %) = VP
1 − (1 + i ) − n
i
P1 = 0 + 147.270.120( P / A,30,4.55%)
P1 = 5 + 147.270.120
1 − (1 + 0.0455) −30
0.0455
P1 = $2.384.818.662
Donde:
o Anualidad (VP): $ 147.270.120
o n: 30 años
o i%= 4.55 (Inflación año 2007)
o Inversión inicial: $ 0
A partir del análisis realizado anteriormente se pudo establecer que el
sistema SBR es viable económicamente ya que con éste, la EMAAF se
ahorra el 24.2% proyectado a 30 años a pesar de la inversión inicial para su
implementación.
107
7.4 Ventajas y desventajas de la implementación del SBR en la EMAAF
ESP
Al término de la investigación se pudo identificar las posibles ventajas y
desventajas que se podrían manifestarse al implementar el sistema
desarrollado.
Tabla 28. Ventajas y desventajas de la implementación del sistema SBR
VENTAJAS
•
•
DESVENTAJAS
Remueve
compuestos •
nitrogenados hasta cumplir la
normatividad.
El sistema de lodos activados •
seleccionado no interfiere con la
calidad del agua para potabilizar.
•
Reduce
concentraciones
sulfato de aluminio.
•
Reduce costos en la aplicación •
de coagulante ya que reduce las
dosis utilizadas actualmente por
la EMAAF ESP.
Representa bajos costos de
mantenimiento debido a la poca
producción de lodos.
Es una nueva alternativa para el
mejoramiento de la calidad del
agua
en
sistemas
de
potabilización.
•
•
de •
El tiempo de operación del reactor es
prolongado.
El sistema requiere un monitoreo
constante
para
mantener
sus
condiciones
de
óptimo
funcionamiento.
Se incrementarían los costos de
energía de la empresa, debido a que
el sistema funciona 24 horas.
Se requiere personal calificado para
la operación de los reactores.
Fuente. Los autores, 2007.
108
8. CONCLUSIONES
La calidad del agua a la salida del reactor mantuvo los estándares de calidad
exigidos lo que demuestra que el proceso de lodos activados no interfiere
con las características del agua objeto de estudio.
Se obtuvo una representación similar de las unidades piloto implementadas a
las empleadas por la EMAAF ESP en la actualidad.
Al mejorar la calidad del agua a la salida de los reactores se disminuyen los
costos de operación en el proceso de coagulación de la empresa.
Es de suma importancia controlar parámetros como OD, pH, tiempos de
aireación y tiempos anóxicos ya que son los que interfieren directamente en
el óptimo funcionamiento del sistema.
Se obtuvo una confiabilidad del sistema mayor a un 90% en el proceso de
remoción de compuestos nitrogenados (Amonio y nitrito).
Teniendo en cuenta los estudios realizados por la EMAAF ESP anteriormente
y los resultados obtenidos en esta investigación, el sistema de lodos
activados debe ser el implementado por la empresa.
109
El proceso de adaptación de lodos a las características del agua del pozo fue
satisfactoria demostrándose en los porcentajes de remoción de los
compuestos estudiados.
El proceso de aireación llevado a cabo en los reactores elimina la aireación
por torres aplicada actualmente por la EMAAF ESP.
El sistema de lodos activados es una alternativa viable económicamente
para ser implementada en la EMAAF ESP.
Al remover el nitrito del agua se disminuyen las concentraciones de cloro
empleadas actualmente y por ende los gastos que genera el proceso de pre
cloración.
Al demostrar que un tratamiento de lodos activados no genera implicaciones
negativas en la calidad del agua que se potabiliza y que es eficiente en la
remoción de los compuestos estudiados, éste surge como una solución tanto
para la EMAAF ESP, como para otras empresas de acueducto con
problemas similares.
110
9. RECOMENDACIONES
Es importante planear medidas de contingencia en los periodos de
mantenimiento de la planta o cuando se presente cualquier eventualidad que
suspenda el suministro de agua, para evitar traumatismos al sistema de
lodos activados por la ausencia de la misma.
Evaluar la eficiencia de los reactores instalando mezcladores en cada uno de
ellos para modificar el tiempo de contacto del lodo con el agua en el periodo
anóxico.
Obtener un soplador independiente para los reactores, para evitar
manipulación indebida que interrumpa los procesos normales del sistema de
lodos activados.
Implementar el sistema de lodos activados como alternativa viable para la
remoción de compuestos nitrogenados en la EMAAF ESP.
Almacenar el efluente del reactor durante periodos mayores a un mes para
verificar sus concentraciones, teniendo en cuenta que en los tanques de
almacenamiento
en
las
distintas
urbanizaciones
de
Funza,
las
concentraciones de nitrito tienden a subir en los mismos en periodos
superiores a un mes.
111
BIBLIOGRAFÍA
− RAMALHO SELTE, Rubens. Tratamiento de aguas residuales.
Barcelona, Editorial Reverte S.A, 1991.
− REED, Sherwood, CRITES, Ronald, MIDDLEBROOKS, Joe. Natural
Systems for Waste Management and Treatment. Estados Unidos,
Editorial Mc Graw Hill, 1995.
− CANTER , Larry W. Nitrates in groundwater. University of Oklahoma.
Norman. Editorial Lewis publisher, 1997.
− METCALF & EDDY. Ingeniería de aguas residuales, Volumen I
Tratamiento, vertido y reutilización. Tercera edición. España. Editorial
Mac Graw Hill.
− METCALF & EDDY. Ingeniería de aguas residuales, Volumen II
Tratamiento, vertido y reutilización. Tercera edición. España. Editorial
Mc Graw Hill.
− ROMERO ROJAS, Jorge Alberto. AcuiquÍmica. Bogotá DC. Editorial
Escuela colombiana de ingeniería, 2000.
− HIDROSAN LTDA. Informe final sobre el problema de la nitrificación
del agua en las redes del acueducto de Funza. Bogotá DC, 2002.
− ROMERO ROJAS, Jorge Alberto. Tratamiento de aguas residuales,
Teoría y principios de diseño. Bogotá DC.
Editorial Escuela
colombiana de ingeniería, 1999.
112
− Artículo de Divulgación Pacheco J. et. al. / Ingeniería 6-3 (2002) 73-81
− PACHECO, Julia, PAT, Roberto, CABRERA, Armando. Análisis del
ciclo del nitrógeno en el medio ambiente con relación al agua
subterránea y su efecto en los seres vivos, 2002.
− INTERCIENCIA. Remoción de nutrientes en un reactor discontinuo
secuencial. Caracas, 2006.
− BANKS, Jerry. Control de calidad. Editorial Limusa Wiley, 2002.
− KUME,
Hitoshi.
Herramientas
estadísticas
básicas
para
el
mejoramiento de la calidad. Editorial Mc Graw Hill, 1992.
− CANAVOS C, George. Probabilidad y estadística, aplicaciones y
métodos. Editorial Mc Graw Hill, 1988.
− CANAVOS C, George. Probabilidad y estadística, aplicaciones y
métodos. Editorial Mc Graw Hill, 1988.
− BENCARDINO MARTINEZ, Ciro. Estadística y muestreo. Editorial
Ecoe Ediciones, 1998.
− GUILLERMO CURREA, Baca. Ingeniería Económica. Fondo educativo
panamericano, 2000.
113
ANEXOS
ANEXO A. CARACTERIZACIÓN FÍSICO QUÍMICA DEL POZO
ANEXO B. CARACTERIZACIÓN FISICO QUÍMICA DEL AGUA TRATADA
POR LA EMAAF ESP
ANEXO C. MARCO LEGAL
En el momento de plantearse el proyecto la normatividad vigente era el decreto
475 de 1998 expedido por el Ministerio de Salud Pública, pero durante el
desarrollo del mismo ésta norma fue derogada por el decreto1575 expedido el
9 de Mayo de 2007 expedido por el Ministerio de Protección Social, cabe
aclarar que la actual normatividad no altera los objetivos de la investigación ya
que no hubo modificaciones a las concentraciones permitidas de los
compuestos objeto de estudio.
DECRETO 1594 DE 1984
Artículo 38: Los criterios de calidad admisibles para la destinación del recurso
para consumo humano y doméstico son los que se relacionan a continuación, e
indican que para su potabilización se requiere solamente tratamiento
convencional:
Referencia
Amoníaco
Arsénico
Bario
Cadmio
Cianuro
Cinc
Cloruros Cobre
Color
Compuestos fenólicos
Cromo
Difenil policlorados
Mercurio
Nitratos
Nitritos
pH
Plata
Plomo
Selenio
Sulfatos
Tensoactivos
Expresado como
N
As
Ba
Cd
CNZn
Cl
Cu
Color real
Fenol
Cr + 6
Concentración de agente activo
Hg
N
N
Unidades
Ag
Pb
Se
SO=4
Sustancias activas al azul de
metileno
Coliformes totales
NMP
Coliformes fecales
NMP
Valor
1.0
0.05
1.0
0.01
0.2
15.0
250.0
1.0
75 unidades, escala platino
- -- -cobalto
0.002
0.05
No detectable
0.002
10.0
1.0
5.0- 9.0 unidades
0.05
0.05
0.01
400.0
0.5
20.000
microorganismos/100 ml.
20.000
microorganismos/100 ml
Parágrafo 1: La condición de valor "no detectable" se entenderá que es la
establecida por el método aprobado por el Ministerio de Salud.
Parágrafo 2: No se aceptará película visible de grasas y aceites flotantes,
materiales flotantes, radioisótopos y otros no removibles por tratamiento
convencional que puedan afectar la salud humana.
Artículo 39: Los criterios de calidad admisibles para la destinación del recurso
para consumo humano y doméstico son los que se relacionan a continuación, e
indican que para su potabilización se requiere solo desinfección:
Referencia
Amoníaco
Arsénico
Bario
Cadmio
Cianuro
Cinc
Cloruros Cobre
Color
Compuestos
fenólicos
Cromo
Difenil policlorados
Mercurio
Nitratos
Nitritos
Ph
Expresado como
N
As
Ba
Cd
CNZn
Cl
Cu
Color Real
Valor
1.0
0.05
1.0
0.01
0.2
15.0
250.0
1.0
20 unidades, escala
Platino - cobalto
Fenol
0.002
Cr +
Concentración de
Agente activo
Hg
N
N
6 0.05
No detectable
0.002
10.0
1.0
Unidades
6.5 - 8.5 unidades
Plata
Plomo
Selenio
Ag
Pb
0.05
0.05
Se
0.01
Sulfatos
SO=
Sustancias activas al
azul de metileno
4 400.0
Tensoactivos
Turbiedad
UJT
Coliformes totales
NMP
0.5
10 unidades Jackson
de turbiedad,
1.000
microorganismos100
ml
Parágrafo: No se aceptará película visible de grasas y aceites flotantes,
materiales flotantes provenientes de actividad humana, radioisótopos y otros no
removibles por desinfección, que puedan afectar la salud humana.
RESOLUCION 2115 DE 2007 (4 de julio de 2007)
Características Físicas
Artículo 2º. El agua para consumo humano no podrá sobrepasar los valores
máximos aceptables para cada una de las características físicas que se
señalan a continuación:
Características
físicas
Color aparente
Olor y Sabor
Turbiedad
Conductividad
pH
Expresadas como
Unidades de Platino Cobalto
(UPC)
Aceptable o no aceptable
Unidades Nefelométricas de
turbiedad (UNT)
microsiemens/cm
Valor máximo
aceptable
15
Aceptable
2
<1000
6.5 – 9.0
Características químicas que tienen reconocido efecto adverso en la
salud humana
Artículo 5º. Las características químicas del agua para consumo humano de
los elementos, compuestos químicos y mezclas de compuestos químicos
diferentes a los plaguicidas y otras sustancias que al sobrepasar los valores
máximos aceptables tienen reconocido efecto adverso en la salud humana,
deben enmarcarse dentro de los valores máximos aceptables que se señalan
a continuación:
Elementos, compuestos
químicos y mezclas de
compuestos químicos diferentes
a los plaguicidas y otras
sustancias
Antimonio
Arsénico
Bario
Cadmio
Cianuro libre y disociable
Cobre
Cromo total
Mercurio
Níquel
Plomo
Selenio
Trihalometanos Totales
Hidrocarburos Aromáticos
Policíclicos (HAP)
Expresados
como
Valor máximo
aceptable (mg/L)
Sb
As
Ba
Cd
CNCu
Cr
Hg
Ni
Pb
Se
THMs
HAP
0,02
0,01
0,7
0,003
0,05
1
0,05
0,001
0,02
0,01
0,01
0,2
0,01
Características químicas que tienen implicaciones sobre la salud
humana
Artículo 6º. Las características químicas del agua para consumo humano
en relación con los elementos, compuestos químicos y mezclas de
compuestos químicos que tienen implicaciones sobre la salud humana se
señalan en el siguiente cuadro:
Elementos, compuestos químicos y
mezclas de compuestos químicos
que tienen implicaciones sobre la
salud humana
Carbono Orgánico Total
Nitritos
Nitratos
Fluoruros
Expresados
como
Valor máximo
aceptable
(mg/L)
COT
NO2NO3F-
5
0,1
10
1
Características
químicas
que
tienen
mayores
consecuencias
económicas e indirectas sobre la salud humana
Artículo 7º. Las características químicas del agua para consumo humano
en relación con los elementos y compuestos químicos que tienen
consecuencias económicas e indirectas sobre la salud se señalan a
continuación:
Elementos y compuestos
químicos que tienen
Expresadas como
implicaciones de tipo
económico
Calcio
Ca
Alcalinidad Total
CaCO3
Cloruros
ClAluminio
Al+3
Dureza Total
CaCO3
Hierro Total
Fe
Magnesio
Mg
Manganeso
Mn
Molibdeno
Mo
Sulfatos
SO4-2
Zinc
Zn
Fosfatos
PO4-3
Valor máximo
aceptable (mg/L)
60
200
250
0,2
300
0,3
36
0,1
0,07
250
3
0,5
Características microbiológicas
Artículo 11. Las características microbiológicas del agua para consumo
humano deben enmarcarse dentro de los siguientes valores máximos
aceptables desde el punto de vista microbiológico, los cuales son
establecidos teniendo en cuenta los límites de confianza del 95% y para
técnicas con habilidad de detección desde 1 Unidad Formadora de Colonia
(UFC) ó 1 microorganismo en 100 cm3 de muestra:
Técnicas utilizadas
Coliformes Totales
Escherichia coli
Filtración por membrana
0 UFC/100 cm3
0 UFC/100 cm3
Enzima Sustrato
Sustrato Definido
Presencia – Ausencia
< de 1
microorganismo en
100 cm3
0 microorganismo en
100 cm3
Ausencia en 100 cm3
< de 1 microorganismo
en 100 cm3
0 microorganismo en
100 cm3
Ausencia en 100 cm3
Parágrafo 1°. Como prueba complementaria se recomienda realizar la
determinación de microorganismos mesofílicos, cuyo valor máximo aceptable
será de 100 UFC en 100 cm3.
Parágrafo 2°. Ninguna muestra de agua para consumo humano debe
contener E.coli en 100 cm3 de agua, independientemente del método de
análisis utilizado.
Parágrafo 3°. El valor aceptable para Giardia es de cero (0) Quistes y para
Cryptosporidium debe ser de cero (0) quistes por volumen fijado según la
metodología aplicada.
ANEXO D. GENERALIDADES DE LA PLANTA PILOTO COMPACTA DE
POTABILIZACIÓN DE AGUA
Mezcla rápida
Entrada de agua
Laminas de
sedimentación
Cámara de
filtración
La unidad piloto de potabilización de agua esta diseñada para un caudal
máximo de
2 L/min, para el desarrollo de la investigación el caudal
implementado fue de 1.16 L/min .
Presenta las siguientes operaciones unitarias:
•
Sistema de oxidación.
•
Sistema mezcla rápida (coagulación).
•
Cámara de Floculación.
•
Cámara de Sedimentación.
•
Filtración.
ANEXO E. CARACTERIZACIÓN FISICO QUÍMICA A LA SALIDA DEL
REACTOR.
Los datos mostrados a continuación fueron obtenidos en el período de
inoculación del lodo.
Los análisis se realizaron de la siguiente manera:
Se tomaban 2 muestras diarias del agua de salida del reactor después de
haberse cumplido el ciclo. Él período de muestreo fue de 22 días, tomando dos
muestras diarias, para un total de 48 muestras. Para determinar la eficiencia
con la que el reactor estaba funcionando se tenían en cuenta los valores de la
concentración de los compuestos objeto de estudio.
N° de
muestra
1
2
3
4
5
6
7
8
9
10
11
12
13
14
15
16
17
18
19
20
21
22
23
24
25
26
27
T°
pH
OD
Turbiedad
Nitritos
Amonio
24,8
21,5
19,9
20,5
17,3
22,3
21
20,9
18,1
21,8
18
14,8
19,7
19,2
15,5
19,3
18,9
19,4
18,9
17,7
19,2
19,9
16,4
18
15,5
19,5
18,6
8,37
8,44
8,63
8,57
8,45
8,6
8,7
8,51
8,32
8,47
8,73
8,52
8,42
8,38
8,42
8,38
8,53
8,35
8,35
8,32
8,41
8,5
8,4
8,39
8,36
8,42
8,46
5,2
4,53
4,51
4,24
5,37
4,75
4,5
4,68
4,86
4,47
5,12
5,65
4,43
8,38
5,77
4,74
4,72
5,06
5,3
4,86
4,76
4,75
4,24
4,83
5,99
4,83
5
2,72
1,16
3,79
2,52
1,29
1,05
1,3
1,29
1,43
0,85
0,95
0,96
1,12
0,81
1,27
1,42
1,71
0,52
0,74
2,16
2,05
1,38
1,83
1,11
1,15
1,41
1,98
>0,657
>0,657
0,552
0,626
0,654
>0,657
0,493
0,481
0,465
0,46
0,46
0,439
0,399
>0,657
0,333
0,322
0,322
0,274
0,292
0,309
0,296
0,322
0,286
0,32
0,249
0,244
0,179
>3,86
>3,86
4,18
>3,86
>3,86
4,3
>3,86
3,23
>3,86
>3,86
>3,86
3,5
3,84
>3,86
3,31
>3,86
2,83
2,57
3,04
2,93
2,86
3,14
2,57
>3,86
3,13
2,73
2,32
28
29
30
31
32
33
34
35
36
37
38
39
40
41
42
43
44
45
46
47
48
16,8
19,7
18,9
16,3
17,1
18,1
19,1
20,2
19,5
18,8
18,7
18,4
17,1
18,8
18,9
19,2
17,1
22,8
22,3
24,5
22,6
8,4
8,51
8,54
8,51
8,62
8,58
8,47
8,48
8,55
8,57
8,58
8,56
8,53
8,67
8,67
8,66
8,6
8,13
7,89
8,18
7,85
4,94
5,22
4,64
5,34
5,31
4,94
5,4
4,84
4,61
4,66
5,13
5,14
4,79
4,77
4,77
4,84
4,85
4,8
3,68
4,22
2,51
0,47
1,44
1,49
1,98
1,71
1,47
2,24
0,85
0,211
0,197
0,394
0,144
0,126
0,17
0,169
0,168
0,155
0,152
0,149
0,103
0,133
0,131
0,055
0,127
0,137
0,112
0,122
0,078
0,109
2,29
2,2
2,19
2,07
2,69
1,72
1,34
2,23
0,73
0,4
0,29
0,31
0,18
0,25
0,34
1,88
0,16
1,24
0,08
0,24
0,16
En el período de operación del reactor se obtuvieron los datos de la siguiente
manera:
− Se tomaban 2 muestras diarias del agua de salida del reactor después
de haberse cumplido el ciclo. Él período de muestreo fue de 30 días,
tomando dos muestras diarias, para un total de 60 muestras. Para
determinar la eficiencia con la que el reactor estaba funcionando se
tenían en cuenta los valores de la concentración de los compuestos
objeto de estudio.
N° muestra
T (°C)
PH
OD
Nitritos
Amonio
1
19,5
8,12
3,45
0,086
1,12
2
24,9
8,21
4,61
0,057
0,59
3
23,5
8,32
5,12
0,055
0,65
4
17,3
8,11
5,05
0,103
0.85
5
22,4
8,16
3,95
0,062
0,09
6
23
8
4,49
0,071
0,02
7
14,9
8,24
5,51
0,091
0,42
8
26,1
8
5,53
0,083
0,94
9
24,8
8,36
4,41
0,073
0,37
10
25,4
8,36
4,83
0,091
0,37
11
24,3
8,04
5,09
0,078
0,32
12
26,5
8,11
4,38
0,087
0,27
13
18
8,18
4,1
0,08
0,31
14
25,6
8,13
4,78
0,077
0,65
15
24,6
8,21
4,23
0,096
0,25
16
17,7
8,26
4,16
0,047
0,21
17
25,5
8,01
3,95
0,072
0,46
18
24
8,11
4,12
0,104
0,32
19
17,9
8,05
4,05
0,075
0,54
20
24,5
8,27
4,23
0,053
0,83
21
17,5
8,28
4,65
0,062
0,62
22
16,2
8,34
4,87
0,069
0,85
23
25,6
8,15
4,01
0,074
0,03
24
24,9
8,34
4,48
0,069
0,25
25
18,6
8,14
4,73
0,064
0,17
26
24,1
8,21
3,98
0,062
0,21
27
18,2
8,27
4,78
0,061
0,25
28
25,2
8,03
4,64
0,053
0,34
29
25,1
8,05
3,99
0,083
0,36
30
17,9
8,11
3,95
0,096
0,87
31
25,3
8,21
4,84
0,102
0,37
32
16
8,38
4,95
0,072
0,24
33
23,9
8,33
4,29
0,077
0,22
34
15,1
8,26
4,58
0,071
0,32
35
23,6
8,15
4,48
0,082
0,99
36
23
8,11
5,03
0,086
0,34
37
20,9
8,36
5,68
0,074
0,58
38
24
8
4,36
0,08
0,33
39
25,7
8,3
4,76
0,065
0,92
40
18,4
8.09
4,21
0,062
0,41
41
22,6
8,3
5,71
0,093
0,35
42
25,9
8,19
5,67
0,104
0,55
43
18,7
8,21
5,76
0,066
0,27
44
17,9
8,23
4,67
0,084
0,35
45
24,8
8,13
5,7
0,071
0,25
46
25,9
8,11
4,78
0,075
0,27
47
25,9
8,09
4,86
0,087
0,5
48
21,8
8,08
5,3
0,095
0,91
49
24,2
8,22
4,7
0,084
0,29
50
14,4
8,13
4,88
0,081
0,14
51
26,8
8,15
4,98
0,083
0,71
52
16,1
8,31
4,98
0,106
0,76
53
24,9
8,15
5,26
0,049
0,32
54
17
8,17
4,87
0,089
0,49
55
24,9
8,12
4,62
0,098
0,89
56
24,5
8,07
3,75
0,087
0,55
57
19,5
8,18
4,45
0,095
0,73
58
23,8
8,12
4,73
0,087
0,61
59
14,3
8,04
5,02
0,073
0,78
60
24,2
8,21
4,96
0,098
1,12
En el momento en el que se alcanzó la concentración esperada de cada uno de
los compuestos estudiados se estableció el final del período de inoculación del
lodo y se continuó con la etapa de operación del reactor. Las muestras se
realizaron de la siguiente manera.
ANEXO F. MANUAL DE OPERACIONES Y MANTENIMIENTO DEL SBR
EMPRESA MUNICIPAL DE ACUEDUCTO,
ALCANTARILLADO Y ASEO DE FUNZA – ESP-
UNIDAD PILOTO DE TRATAMIENTO DE AGUAS SBR MANUAL DE OPERACIONES
ELABORADO POR:
CAMILO GAONA VILLAMIZAR
IRINA SUESCÚN DOMÍNGUEZ
FACULTAD DE INGENIERÌA AMBIENTAL Y SANITARIA
UNIVERSIDAD DE LA SALLE
LÍNEA: CONTROL DE LA CONTAMINACIÓN
BOGOTÁ D.C.
Agosto 2007
INTRODUCCIÓN
La Empresa Municipal de Acueducto, Alcantarillado y Aseo de Funza ESP
(EMAAF) en convenio con la Universidad de La Salle desarrolló un proyecto de
investigación en donde los compuestos nitrogenados del pozo utilizado por la
EMAAF afectaban considerablemente la calidad físico química del agua y
debían ser objeto de estudio.
De esta manera se aplicó el sistema de lodos activados SBR1 con el que se
buscó la remoción de dichos compuestos, aunque es empleado en sistemas de
tratamiento
de
aguas
residuales,
estudios
realizados
anteriormente
demostraron que también remueven nutrientes.
El presente documento, señala las consideraciones que se deben tener en
cuenta para realizar una adecuada operación de la unidad piloto que permita
obtener un máximo provecho de los procesos que se llevan a cabo allí.
Un sistema de lodos activados SBR se caracteriza porque su funcionamiento
se basa en la secuencia de ciclos de llenado y vaciado, en donde todos los
procesos convencionales de lodos activados tienen lugar secuencialmente en
el mismo tanque. De igual forma se emplea para conseguir un proceso
combinado de oxidación de carbono, reducción de nitrógeno y eliminación de
fósforo. La reducción de la presencia de éstos elementos se puede conseguir
con o sin adición de productos químicos cambiando el ciclo de funcionamiento
del reactor. Mediante la modificación de los tiempos de reacción se puede
conseguir la nitrificación o eliminación de nitrógeno. La duración total del ciclo
puede variar de 3 a 24 horas. Para poder llevar a cabo la desnitrificación, en la
1
De sus siglas en inglés sequencing batch reactor
fase anóxica es necesario disponer de una fuente de carbono, ya sea una
fuente externa o por la respiración endógena de la biomasa presente.
.Los sistemas de SBR tienen en común cinco etapas:
− Llenado
El objetivo de esta fase es la adición de substrato (agua residual bruta o
efluente primario) al reactor. Esta fase permite que el nivel del líquido en
el depósito hacienda cerca del 25% de la capacidad (al final de la fase
inactiva), hasta el 100% de su capacidad. Este proceso suele llevar
aproximadamente el 25% de la duración total del ciclo.
− Reacción (aireación)
El propósito de esta fase es que se completen las reacciones iniciadas
durante la fase de llenado. Suele ocupar el 35% de la duración total del
ciclo.
− Sedimentación (clarificación)
El objetivo de esta fase es permitir la separación de sólidos, para
conseguir un sobrenadante clarificado como efluente. En un reactor de
este tipo este proceso suele ser mucho mas eficiente que en un reactor de
flujo continuo debido a que el contenido del reactor esta completamente
en reposo.
− Extracción (vaciado por decantación)
El propósito de esta fase es la extracción del agua clarificada del reactor.
Actualmente se emplean demasiados métodos de decantación, siendo los
mas usados los vertederos flotantes o ajustables. El tiempo que se
emplea en esta fase puede variar entre el 20 y 50% de la duración total
del ciclo.
− Fase inactiva
El objetivo de esta fase en un sistema de múltiples tanques es permitir
que un reactor termine su fase de llenado antes de conectar otra unidad.
Puesto que no es una fase necesaria, en algunos casos se omite.
Figura 1. Secuencia de funcionamiento típica para un reactor discontinuo
secuencial
INSTRUCTIVO DE OPERACIÓN Y FUNCIONAMIENTO
DE LA PLANTA PILOTO
MANTENIMIENTO Y OPERACIÓN
PLANTA PILOTO DE SBR
P 1/6
GENERALIDADES DEL SISTEMA DE LODOS ACTIVADOS
La unidad piloto de lodos activados esta diseñada para un caudal máximo de 1.44
m3/día y presenta las siguientes etapas
Llenado: a partir de una derivación del
cabezal del pozo profundo, conectado a
una manguera se extraía el agua a cada
uno de los reactores, durante un tiempo
de 15 minutos.
Aireación: Durante la operación de
llenado se activaba el soplador con el fin
de crear una mezcla homogénea, ya
que se facilitaba que la totalidad del lodo
entrara en contacto con el agua. El
tiempo de aireación tenía una duración
de tres horas.
Sedimentación/Tiempo
anóxico:
se
detenía el paso de aire con el fin de
aliviar la turbulencia dentro del reactor y
así facilitar la sedimentación del lodo.
Este proceso tenía una duración de 5
horas.
Vaciado: es importante tener en cuenta
que no se debe generar turbulencia
durante esta operación, evitando así la
mezcla del lodo sedimentado con el
agua clarificada. Esta etapa tenía una
duración de 15 minutos. Esta operación
se realiza de forma gravimétrica por
medio de flotadores,
MANTENIMIENTO Y OPERACIÓN
PLANTA PILOTO DE SBR
P 2/6
FUNCIONAMIENTO ALTERNADO DE CADA UNO DE LOS
REACTORES
Horas
0
1
2
3
4
5
6
7
8
9
10
11
12
13
14
15
16
17
18
19
20
21
22
23
24
SBR1
Llenado/Aireación
Aireación
Final aireación
Sedimentación/Tiempo anóxico
SBR2
Llenado/Aireación
Aireación
Final aireación
Vaciado
Sedimentación/Tiempo anóxico
Llenado/Aireación
Aireación
Final aireación
Sedimentación/Tiempo anóxico
Vaciado
Llenado/Aireación
Aireación
Final aireación
Vaciado
Sedimentación/Tiempo anóxico
Llenado/Aireación
Aireación
Final aireación
Vaciado
MANTENIMIENTO Y OPERACIÓN
PLANTA PILOTO DE AGUA POTABLE
Etapa
Llenado
P 3/6
Importancia
Adición del sustrato (afluente primario) al reactor.
Operación a
realizar
Llenar los reactores con agua del pozo
9 Determinar el volumen que se desea tratar
en cada uno de los reactores.
9 Abrir la válvula que permite el suministro de
agua desde el pozo.
Instructivo
Responsable
Operario
MANTENIMIENTO Y OPERACIÓN
PLANTA PILOTO DE AGUA POTABLE
Etapa
Aireación
Importancia
Operación a realizar
Instructivo
Responsable
P 4/6
Fase donde se completan las reacciones iniciadas
durante la fase de llenado, en la cual el amonio se
nitrifica pasando a nitritos. Esta operación suele
ocupar el 35% del ciclo total
Activar los sopladores y dar inicio al suministro de
aire a los reactores durante un tiempo
preestablecido
9 Prender el soplador.
9 Elegir el reactor al cual se le va a inyectar el
aire.
9 Verificar que la válvula abierta coincida con el
reactor a emplear.
Operario
MANTENIMIENTO Y OPERACIÓN
PLANTA PILOTO DE AGUA POTABLE
Etapa
Sedimentación /Anóxico
Pág 5/6
La sedimentación permite la separación de sólidos
para conseguir un sobrenadante clarificado como
efluente, esto hace que el sistema sea más
eficiente que en un reactor de flujo continuo debido
a que el contenido del reactor está completamente
en reposo.
En la fase anóxica se presenta el proceso de
desnitrificación.
Importancia
Operación a realizar
Detener el suministro de aire
9 Al cumplirse el tiempo de aireación se debe
apagar inmediatamente el soplador.
9 Cerrar la válvula del reactor aireado para
evitar suministro de aire accidental.
Instructivo
Responsable
Operario
MANTENIMIENTO Y OPERACIÓN
PLANTA PILOTO DE AGUA POTABLE
Etapa
Vaciado
Importancia
Operación a realizar
Instructivo
Responsable
P 6/6
Extracción del agua clarificada del reactor. El
tiempo empleado en esta operación varía entre el
20 y el 50% de la duración total del ciclo.
Extraer el agua
9 Abrir la válvula de extracción del reactor
9 Cerciorarse que la válvula del paso del aire
se encuentre cerrada para no mezclar el agua
clarificada con el lodo y se presente salida
inesperada de lodo
Operario
ANEXO I. FICHAS TECNICAS
A continuación se presentan las fichas técnicas de los equipos utilizados
durante la ejecución del proyecto de investigación.
El soplador era el equipo con el cual se aplica oxígeno durante el tiempo de
aireación que requiere el sistema.
FICHA TÉCNICA
Equipo
Soplador Ultra 9000
Tipo
2 pasos
PARÁMETRO
Voltaje
Potencia
VALOR
UNIDADES
220
Voltios
2
HP
A continuación se presenta la ficha técnica de la bomba de agua con la cual se
realizaba la decantación en la fase de arranque.
FICHA TÉCNICA
Bomba de agua
Equipo
Pedrollo
Marca
PARÁMETRO
VALOR
UNIDADES
Caudal
may-40
L/min
Voltaje
110
Voltios
Potencia
0,5
HP
Altura max
40
m
Altura min
5
m
ANEXO J. DOSIFICACIÓN DE REACTIVOS QUÍMICOS UTILIZADOS EN EL
PROCESO DE COAGULACIÓN-FLOCULACIÓN
A partir de ese resultado se determino la dosificación del sulfato de aluminio en
la planta compacta piloto de potabilización de agua:
Se estableció una solución madre de 50 L en 8 Kg, lo cual equivale 500 ml en
80000 mg.
ml =
60 mg × 500 ml
= 0.375 ml
80000 mg
g
= Dosis óptima × caudal
min
g
mg
g
L
= 60
× 2.5
= 0.15
L
min
min
min
ml
Caudal a dosificar
=
min
150
mg
× 0.375ml
ml
min
= 0.9365
60mg
min
De igual manera se determino la cantidad de peroxido a dosificar en la planta
compacta piloto a partir de la concentración obtenida a partir del ensayo de
jarras de 5 mg/L:
DO =
D × C perox × 3.785
Q × csp × 0.027
mg × 4.16 ∗ 10 − 2 L × 0.05 L × 0.027
DO × Q × csp × 0.027 5
L
s
=
= 1.58 * 10 − 3 L
D=
−2
h
4.68 * 10 L × 3.785
Cperox × 3.785
Donde:
-
D= Descarga el L/h
-
DO= Dosis óptima
-
C perox= Cantidad de peróxido en galones.
-
Q= L/s
-
Csp= Cantidad de solución preparada en L.