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IMPLEMENTACIN DE UNA UNIDAD PILOTO EN EL ACUEDUCTO DE FUNZA PARA EVALUAR LA REMOCIN DE COMPUESTOS
NITROGENADOS DEL AGUA SUBTERRNEA EN CONDICIONES DE OPERACIN
CAMILO ANDRS GAONA VILLAMIZAR
IRINA CATALINA SUESCN DOMINGUEZ
UNIVERSIDAD DE LA SALLE
FACULTAD DE INGENIERIA AMBIENTAL Y SANITARIA
REA DE TRATAMIENTO DE AGUAS
BOGOTA DC
2007
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IMPLEMENTACIN DE UNA UNIDAD PILOTO EN EL ACUEDUCTO DE
FUNZA PARA EVALUAR LA REMOCIN DE COMPUESTOS NITROGENADOS DEL AGUA SUBTERRNEA EN CONDICIONES DE
OPERACIN
CAMILO ANDRS GAONA VILLAMIZAR IRINA CATALINA SUESCN DOMINGUEZ
Trabajo de grado para optar al ttulo Ingeniero Ambiental y Sanitario
Director ROBERTO BALDA AYALA MSc. Ingeniera Sanitaria
UNIVERSIDAD DE LA SALLE
FACULTAD DE INGENIERIA AMBIENTAL Y SANITARIA
REA DE TRATAMIENTO DE AGUAS
BOGOTA DC
2007
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Nota de aceptacin
____________________
Director
___________________
Jurado
____________________
Jurado
Bogota DC_________da,________ mes,______ao,________
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Ni la Universidad, ni el Jurado
calificador son responsables de las
ideas expuestas en este
documento.
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AGRADECIMIENTOS
A Dios, a nuestras familias por el apoyo y la paciencia durante todos estos
aos, al ingeniero Roberto Balda por su dedicacin, al ingeniero Nestor
Mancipe, a la Empresa de Acueducto de Funza, en especial al ingeniero
Carlos Hctor Espinoza, Jimmy Riao, Benjamn Riao, a los operarios, y a
todos ellos que nos colaboraron amable y desinteresadamente para poder
llevar a feliz trmino esta investigacin, y a ti lector, motivador esencial y por
el que tiene sentido todo nuestro trabajo.
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CONTENIDO
OBJETIVOS DE LA INVESTIGACIN ......................................................... 12
RESUMEN................................................................................................ 14
GLOSARIO............................................................................................... 16
INTRODUCCIN...................................................................................... 21
1. COMPUESTOS NITROGENADOS EN AGUAS SUBTERRANEAS......... 23
1.1. Fuentes de compuestos nitrogenados en aguas
subterrneas.23
1.2. Afectaciones a la salud por presencia de compuestos nitrogenado .. 25
1.3. Medidas para el tratamiento de compuestos nitrogenados en aguas
subterrneas27
1.3.1. Tratamientos con resinas de intercambio inico ....................... 27
1.3.2. smosis Inversa........................................................................ 29
1.3.3. Electrodilisis ........................................................................... 30
1.3.4. Tratamiento biolgico para desnitrificacin ............................... 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. Ubicacin. 41
2.2. Caractersticas fsicas 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 Bogot ...46
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2.5. Descripcin de las plantas de tratamiento de agua potable.49
2.5.1. Etapa de aireacin...50
2.5.2. Etapa de oxidacin qumica...51
2.5.3. Etapa de coagulacin.....52
2.5.4. Planta compacta en lamina (Unipack).....53
2.5.4.1. Floculacin ..53
2.5.4.2. Sedimentacin..55
2.5.4.3. Filtracin....56
2.5.5. Planta convencional en concreto..58
2.5.5.1. Floculacin....58
2.5.5.2. Sedimentacin..59
2.5.5.3. Etapa de filtracin....60
2.5.5.4. Etapa de precloracin y desinfeccin...61
3. INVESTIGACIONES ADELANTADAS POR LA EMAAF ESP PARA LA
REMOCIN DE COMPUESTOS NITROGENADOS.63
4. DESARROLLO DE LA INVESTIGACIN ................................................. 66
4.1. Etapa de Diseo ............................................................................... 66
4.1.1. Caudal de diseo.....67
4.1.2 Necesidad de oxgeno para el reactor SBR ............................... 67
4.1.3. Suministro de aire...................................................................... 68
4.1.4 Dimensionamiento y descripcin de los reactores ...................... 69
4.2. Etapa de pre-arranque....73
4.2.1. Volumen de lodos inoculados....75
4.2.2. Relacin F/M....76
4.2.3. Mtodos de medicin de parmetros...77
4.3. Etapa de operacin..78
5. ANALISIS DE DATOS.82
5.1. Anlisis estadstico de los datos....................................................... 82
5.1.1. Anlisis de los lmites especficos y de tolerancia para el
Nitrito.86
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5.1.2. Anlisis de los lmites especficos y de tolerancia para el
Amonio...................................................................................................88
5.1.3. Anlisis de los lmites especficos y de tolerancia para el
Nitrato91
5.2. Anlisis de la calidad del efluente de los reactores ......................... 93
5.2.1. Anlisis fsico-qumico 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. Introduccin ..................................................................................... 999
7.2. Diseo ............................................................................................... 99
7.2.1. Caudal de diseo.....99
7.2.2. Necesidad de oxgeno 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. Operacin de los reactores a escala real ................................. 101
7.3. Valoracin de costos ...................................................................... 102
7.3.1. Anlisis financiero del proyecto a escala real .......................... 105
7.4 Ventajas y desventajas de la implementacin del SBR en la EMAAF
ESP ........................................................................................................ 108
8. CONCLUSIONES ................................................................................... 109
9. RECOMENDACIONES........................................................................... 111
BIBLIOGRAFA........................................................................................... 112
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LISTA DE TABLAS
Tabla 1. Fuentes de compuestos nitrogenados ...............................................23
Tabla 2. Caracterizacin fsico- qumico del agua del Pozo 1 ..........................45
Tabla 3. Caracterizacin fsico-qumica del agua del Pozo 2 ...........................46
Tabla 4. Resultados de las Pruebas para remover amonio .............................65
Tabla 5. Caractersticas del efluente.................................................................66
Tabla 6. Datos para determinar el oxgeno requerido.......................................67
Tabla 7. Parmetros de diseo para determinar capacidad del soplador .........68
Tabla 8. Dimensiones del SBR .........................................................................70
Tabla 9. Tcnicas empleadas para la medicin de parmetros .......................77
Tabla 10. Operacin de reactores.....................................................................78
Tabla 11. Concentraciones de compuestos nitrogenados a la salidad del
reactor...............................................................................................................83
Tabla 12. Anlisis estadistico de datos .............................................................84
Tabla 13. Resultados caracterizacin 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 perxido de hidrgeno............................................................................96
Tabla 16. Caractersticas del efluente del Pozo N 1 .......................................99
Tabla 17. Valores para determinar el oxgeno requerido por el SBR a escala
real..................................................................................................................100
Tabla 18. Parmetros de diseo para determinar capacidad del soplador .....101
Tabla 19. Capacidad del soplador ..................................................................101
Tabla 20. Dimensiones del SBR aescala real .................................................101
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Tabla 21. Esquema de operacin 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 implementacin del sistema SBR ...108
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LISTADO DE GRAFICOS
Grafico 1. Concentracin de nitritos Vs nmero de datos ................................88
Grafico 2. Concentracin de amonio Vs nmero de datos ...............................90
Grafico 3. Concentracin de amonio Vs nmero de datos ...............................93
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OBJETIVOS DE LA INVESTIGACIN
OBJETIVO GENERAL
Implementar una unidad piloto en campo como primera operacin 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 remocin de
compuestos nitrogenados bajo condiciones de operacin y basndose en la
planta piloto compacta de agua potable existente.
OBJETIVOS ESPECIFICOS
Determinar si la implementacin de la unidad biolgica, como primera
operacin unitaria interfiere o no con la calidad del agua para consumo
humano, segn los requerimientos del Decreto 475 de 1998 expedido por el
Ministerio de Salud Pblica.
Disear la unidad piloto de la operacin 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 potabilizacin de
agua donada por los Ingenieros Ambientales y Sanitarios Daniel Muoz y
Diana Olaya.
Desarrollar la ingeniera bsica y de detalle de la unidad piloto diseada. EMAAF ESP: Empresa de Acueducto, Alcantarillado y Aseo de Funza En el momento en el que se plante 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 Resolucin 2115 de 2007, por EMAAF ESP: Empresa de Acueducto, Alcantarillado y Aseo de Funza por tal motivo se tiene en cuenta la normatividad vigente.
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Disear un manual de mantenimiento y operacin de la unidad biolgica,
adems de la metodologa de las capacitaciones al personal de la EMAAF
E.S.P.
Determinar la estimacin de costos de la planta a escala real para su
posterior implementacin.
Definir los parmetros de diseo que sirvan para la construccin de una
unidad de remocin de compuestos nitrogenados como complemento a la
planta de tratamiento actual de la EMAAF E.S.P.
Desarrollar la ingeniera bsica de la unidad de remocin que posteriormente
ser implementada en la PTAP.
Realizar una capacitacin al personal encargado de efectuar el
mantenimiento y operacin, con el fin de tener un eficiente funcionamiento de
la planta, con las variaciones de operacin y control a que haya lugar con
ayuda de un manual de mantenimiento y operacin de la unidad diseada.
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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,
influiran negativamente en la calidad del agua que llegasen a consumir o
emplear. Basndose en las exigencias del Decreto 1594 de 1984 expedido
por el Ministerio de Agricultura y la Resolucin 2115 de 2007 del Ministerio
de Proteccin 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 potabilizacin.
Debido a esta problemtica, la EMAAF ESP ha venido desarrollando desde
el ao 2001 pruebas con distintos mecanismos para la remocin de
compuestos nitrogenados sin obtener resultados satisfactorios, tanto tcnicos
como econmicos.
Una de estas pruebas tuvo en cuenta la aplicacin de tratamientos biolgicos
a escala de laboratorio, obtenindose excelentes resultados en cuanto a la
remocin de los compuestos nitrogenados; sin embargo, arrojaron varias
incgnitas en cuanto a la implementacin y operacin del sistema a escala
real teniendo en cuenta las necesidades de la EMAAF ESP.
A partir de los resultados obtenidos por el tratamiento biolgico a escala de
laboratorio, fue necesario verificar la eficiencia del sistema bajo condiciones
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reales de operacin. Por lo tanto, se implement un sistema piloto por
cochadas (SBR) al que se le adapt una planta compacta de potabilizacin
de agua.
Los resultados de los monitoreos de los compuestos nitrogenados indicaron
una remocin satisfactoria de los mismos, cumplindose con los estndares
de calidad exigidos por la Resolucin 2115 de 2007.
Los resultados arrojados por las pruebas, una vez pasados por la planta de
potabilizacin indicaron una reduccin en la concentracin de los fosfatos. Se
determin, adems, una reduccin en la concentracin empleada de
coagulante aplicada normalmente por la Empresa de Acueducto, generando
un ahorro en los costos por uso de producto qumico en un 43%.
SBR: Siglas en ingls Sequencing Bach Reactor
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GLOSARIO
Aerobios: Seres vivos que tienen la capacidad de vivir con oxgeno. Agua Subterrnea: Agua que est por debajo de la superficie de la tierra, que llena bolsas subterrneas, conocidas como acuferos; y se mueven
entre las partculas del suelo y de la roca, suministrando pozos y
manantiales.
Anaerobios: Seres vivos que tienen la capacidad de vivir sin oxgeno. Auttrofos: Organismo que obtiene energa fabricando su propio alimento.
Catin: In cargado positivamente. Colmatacin: Fenmeno por el cual se secan o pierden profundidad los cauces o cuerpos de agua, por efectos de la sedimentacin.
Coloide: Mezcla homognea en la que las partculas se mezclan pero no se disuelven.
DBO: Demanda Biolgica de Oxgeno.
Decantador: Tanque de sedimentacin de impurezas de un agua residual.
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Desalinizacin: Purificacin 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 aritmtica.
Electrn: Partcula elemental estable con carga negativa que se encuentra fuera del ncleo de un tomo y que posee la mnima carga de
electricidad negativa detectada.
Endgena: Que se produce dentro de un organismo. Enzima: Sustancia que acta como catalizador en reacciones qumicas orgnicas o que induce la fermentacin. Ayuda a controlar las reacciones
qumicas.
Estabilizacin: Mtodo de tratamiento de residuos que limita la solubilidad de los contaminantes, remueve el txico o su efecto txico y
sus caractersticas fsicas pueden o no ser mejoradas. En este proceso el
residuo es cambiado a una forma qumica ms estable.
Facultativos: Tienen la capacidad de vivir con o sin oxgeno.
Hemoglobina: Sustancia de color rojo presente en los glbulos rojos. Acta como un portador de oxgeno desde los pulmones hacia los tejidos.
Protena rica en hierro que se encuentra en los glbulos rojos.
Heterotrfico: Componente del ecosistema en el que predomina el empleo, la readaptacin y la descomposicin de materiales complejos.
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Organismo que utiliza como fuente de energa la materia orgnica
sintetizada por otros organismos.
Histogramas: Son diagramas de frecuencias unidimensionales en los cuales en un plano cartesiano se levantan rectngulos de reas
proporcionales a las frecuencias sobre los intervalos del eje horizontal.
Inanicin: Falta de nutricin. In: Partcula cargada que resulta de la prdida o ganancia de electrones.
Lodo activado: Poblacin de bacterias, protozoos y otros microorganismos en un flculo suspendido cuya funcin es la aireacin
de las aguas residuales, reemplazando el oxgeno disuelto tan
rpidamente como se forma por oxidacin del contenido orgnico de las
aguas residuales.
Media: Es una medida apropiada de tendencia central para muchos conjuntos de datos. Sin embargo, dado que cualquier observacin en el
conjunto se emplea para su clculo, 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 stas es menor que este valor y la otra mitad mayor.
Mineralizacin: Proceso edfico fundamentalmente biolgico, de transformacin de los despojos animales y vegetales en sustancias
minerales inorgnicos sencillos y solubles. Este proceso causado por los
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microorganismos del suelo puede ser directo o indirecto, previa formacin
de humus.
Nitrato: In trixido de nitrgeno (NO3), nica forma del nitrgeno disponible en las plantas; sintetizado en el proceso de fijacin por las
bacterias nitrobacter.
Nitrificacin: Conversin efectuada por las bacterias nitrificantes del suelo, de los compuestos orgnicos de nitrgeno, como los aminocidos,
protenas y la urea, en nitratos orgnicos asimilables por las plantas
verdes, en las fases del proceso intervienen diferentes bacterias.
pH: Es la expresin cuantitativa de la acidez o alcalinidad de una solucin, 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.
Polmero: Molcula grande en forma de cadena cuyos anillos son molculas mas pequeas llamadas monmeros, combinados para formar
una estructura repetitiva.
Presurizacin: Aumento de la presin en el interior de un recipiente por encima del valor correspondiente en el exterior.
Sedimentacin: Deposito de materiales arrastrados mecnicamente 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 slidos en suspensin y nitrgeno amoniacal, que se libera durante el proceso de
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digestin y cuya calidad y cantidad depende del tipo y calidad de
sedimentacin del residuo y de la eficacia del sistema digestor.
Substrato: Terreno que queda bajo una capa superpuesta. Sustancia sobre la que ejerce su accin las enzimas, activando su transformacin
bioqumica.
Tanque sptico: Son cmaras rectangulares de uno o varios compartimientos. Usualmente se construyen enterrados y reciben las
excretas y las aguas grises.
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INTRODUCCIN
El territorio colombiano, a pesar de tener una gran cantidad de fuentes de
agua dulce para su aprovechamiento, cuenta con un dficit 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 estndares de calidad y cumpla con las normas de potabilizacin
actuales. Esto genera inconvenientes sanitarios en las comunidades e
incrementa la miseria en estas zonas. Pueden haber diferentes causas a este
problema: desviacin de fondos, mala administracin de los alcaldes y de las
mismas empresas de acueducto, falta de investigacin, entre otras.
La siguiente investigacin se desarroll en la EMPRESA MUNICIPAL DE
ACUEDUCTO, ALCANTARILLADO Y ASEO DE FUNZA (EMAAF), ubicada
en la Sabana Occidental de Bogot. El municipio de Funza se abastece de
dos pozos profundos que, por la descomposicin de la materia orgnica y la
posible infiltracin de agroqumicos 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 estn presentes en el agua que consume una comunidad ya que
interfiere en la coccin de alimentos tornndolos a un color rojizo y adems
ataca a las poblaciones ms dbiles (neo natos y ancianos) con
enfermedades como la metahemoglobinemia (bebs azules) y encefalopata
heptica.
La empresa de acueducto de Funza, desde que descubri este problema en
el ao 2001 aproximadamente, ha intentado corregirlo con diferentes
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estudios, lamentablemente sin xito alguno por inviabilidades tcnicas o
econmicas. Es as como se abre una posibilidad nunca antes desarrollada
en Colombia de introducir un tratamiento biolgico en el proceso de
potabilizacin con el fin de remover dichos compuestos. As pues, se
implement un sistema de lodos activados en un reactor de flujo discontinuo
(SBR) en condiciones reales de operacin de la planta de potabilizacin de la
EMAAF.
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1. COMPUESTOS NITROGENADOS EN AGUAS SUBTERRANEAS
A continuacin se presentan las generalidades de los compuestos
nitrogenados, sus posibles fuentes de generacin, su incidencia en la salud
y los tratamientos usados para su remocin.
1.1. Fuentes de compuestos nitrogenados en aguas subterrneas
Pueden considerarse cuatro categoras como fuentes de compuestos
nitrogenados en aguas subterrneas1:
Tabla 1. Fuentes de compuestos nitrogenados
FUENTES NATURALES
RESIDUO DE MATERIALES COSECHAS
IRRIGACIONES AGRCOLAS
Nitrgeno geolgico que puede ser movilizado y llevado al agua subterrnea por prcticas de irrigacin.
Las prcticas comerciales con animales (porcicultura, avicultura, ganadera).
Las prdidas de nitrgeno en ambientes subsuperficiales; puede ocurrir como resultado del exceso de la aplicacin de fertilizantes, la ineficiente toma de nitrgeno por el cultivo y la mineralizacin de nitrgeno en el suelo.
El aumento en la lixiviacin del nitrgeno se debe a la excesiva tasa de aplicacin del fertilizante y los perodos de irrigacin.
El manejo natural de los bosques conserva naturalmente el nitrgeno, pero el desequilibrio causado por el hombre permite la liberacin de nitrgeno que posteriormente se infiltra a las aguas subterrneas.
Disposicin de agua y lodos residuales de origen domstico e industrial, sobre zonas agrcolas, bosques y parques.
Las prdidas de nitrgeno en ambientes subsuperficiales, puede ocurrir como una funcin de la tasa de aplicacin del fertilizante en perodos de lluvia, a variadas temperaturas y las prcticas en poca de labrado.
Asociada a la lixiviacin peridica de nitrgeno a los suelos, debido a que esta prctica remueve las sales evitando la salinizacin del suelo y su improductividad.
Disposicin de aguas residuales en tanques spticos de casas de descanso o pequeos negocios. (Los tanques spticos ayudan a que el suelo adsorba los residuos lquidos).
Lixiviados domsticos o de campos de tierra industriales, y sitios de disposicin de materiales provenientes de dragados de tierra.
Fuente: CANTER, 1997.
1 CANTER, Larry W. Nitrates in groundwater. University of Oklahoma. Editorial Lewis publisher,1997.
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En la actualidad la mayora de las actividades agropecuarias incluye
fertilizantes y pesticidas, pocas operaciones no usan fertilizantes
comerciales, como son ganadera y granjas autosuficientes. Por esto se
puede concluir que estas actividades se pueden catalogar como aportantes
de nitrgeno o compuestos nitrogenados.
Los tanques spticos tambin representan una fraccin significativa del
nitrgeno que hay en el agua subterrnea. El efluente de un tanque sptico
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
especficamente el contenido de compuestos nitrogenados de estos
sistemas, determin que contenan aproximadamente 7 mg/l de nitrgeno
orgnico, 25 mg/l de nitrgeno amoniacal y 0.3 mg/l de nitrato-nitrgeno. El
lixiviado de los tanques spticos en los campos tiene una rpida nitrificacin
de nitrgeno amoniacal bajo condiciones aerbicas. El nitrgeno amoniacal
es fcilmente intercambiado con la presencia de lixiviados en el suelo, donde
el nitrgeno se vuelve soluble y es fcilmente transportado al agua
subterrnea2.
Si el sitio de intercambio esta saturado como en los suelos arenosos el
amonio llega directamente al agua subterrnea antes de la nitrificacin.
Cuando el lixiviado de los tanques spticos se seca en el verano o son
abandonados el amonio absorbido previamente puede convertirse a nitrato y
eventualmente lo pierde en la lixiviacin.
2 Ibd., p. 6.
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1.2. Afectaciones a la salud por presencia de compuestos nitrogenados
Es primordial tener en cuenta la concentracin de compuestos nitrogenados
en el agua subterrnea debido al impacto potencial ejercido sobre la salud
humana por el uso del agua subterrnea 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 reduccin de nitrato a nitrito. Esta reaccin tiene lugar en la
saliva de los humanos de todas las edades y en el tracto gastrointestinal de
los nios 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
subpoblacin ms 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 disminucin de la capacidad de
transportar y transferir oxgeno en la sangre, causando una anoxia celular y
una cianosis clnica (el infante por lo que se torna azul, se usan los trminos
bebe azul o sndrome del bebe azul). Segn la Organizacin Mundial de la
Salud este fenmeno puede ocurrir en nios, 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 estmago 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 oxgeno en la sangre, causando cianosis. Los efectos de la metahemoglobinemia son rpidamente reversibles y no tiene efectos acumulativos.
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Segn el Decreto 1575 de 2007 expedido por el Ministerio de Proteccin
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 despus de la ingestin 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 ingestin de
nitritos desarrolla efectos tempranos sobre la salud de quien los consuma y
deben ser tratados ms rpidamente, es por esta razn que el nivel
permisible es de 0.1 mg/l.
Adicionalmente, es preocupante el resultado de muchos estudios que
muestran que la ingestin de nitrito (o nitrato con aminas), simultneamente
a las consecuencias mencionadas anteriormente, originan cncer en diversos
rganos. Los componentes del N-nitroso, se presumen ser sustancias
cancergenas. Muchos estudios epidemiolgicos han indicado la positiva
correlacin entre la exposicin al nitrato y el riesgo de cncer; por ejemplo,
tomar agua con nitrato tiene una correlacin con el riesgo de cncer gstrico
en Colombia e Inglaterra y la exposicin a fertilizantes que contienen nitrato
al parecer, est ligado a la mortalidad de cncer gstrico en Chile. Como
puede verse el alto riesgo del cncer gstrico, no solo se correlaciona con el
nitrato, sino en muchos factores alimenticios y ambientales.
Las excesivas concentraciones de nitratos en el agua subterrnea tambin
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 sntomas que se presentan por la
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contaminacin de nitrato y nitrito en estos animales, incluyen cianosis
adentro y alrededor de reas no pigmentadas (boca y ojos), corta respiracin,
taquicardia, frecuente secrecin de orina y colapsos; en muchos casos,
convulsiones, estado de coma y la muerte. En el ganado se puede presenciar
prdida en la produccin de leche y abortos.
1.3. Medidas para el tratamiento de compuestos nitrogenados en aguas subterrneas
Los tratamientos de compuestos nitrogenados son categorizados en fsico-
qumicos, como intercambio inico, osmosis inversa y electro dilisis, y
biolgicos como la desnitrificacin.
1.3.1. Tratamientos con resinas de intercambio inico3
Este tratamiento incluye el intercambio de iones en solucin con nmeros
qumicamente equivalentes de iones asociados con el material de
intercambio (resina). Con este mecanismo la remocin de los iones nitratos
del agua subterrnea es tpicamente remplazada con iones de cloro, cuando
el agua subterrnea es pasada a travs de la resina. El proceso de
intercambio inico para el reemplazo del nitrato es utilizado con cualquier
base fuerte o un intercambio aninico de una base dbil. El intercambio
aninico o las resinas, contienen grupos funcionales compuestos por dbiles
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.
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28
concentracin de los iones en solucin; por lo tanto, las resinas muestran una
selectividad hacia los iones nitrito. El intercambio inico es un proceso
atractivo para la remocin del nitrato del agua subterrnea porque ofrece una
automatizacin 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 operacin. Este sistema tiene mayor acogida que el de smosis
inversa o electrodilisis debido a los elevados costos que stos conllevan.
El uso de una base dbil y una base fuerte en las unidades de intercambio
aninico con regeneracin en ciclo del cloruros es bastante comn. El
proceso tpico para su implementacin es la elaboracin de estudios en el
laboratorio para desarrollar una informacin de diseo preliminar, seguido por
estudios a escala piloto basados en la informacin preliminar de diseo y el
paso final incluye la evaluacin del diseo y el funcionamiento del sistema a
escala real. La regeneracin del cloruro de sodio y su disposicin
representan los primeros costos de la remocin de nitratos con este tipo de
sistemas. A continuacin, se nombran algunas de las alternativas para la
disposicin de la salmuera:
1. Ocano
2. Evaporacin en regiones semi-ridas
3. Alcantarillados, donde sea permitido y donde la desnitrificacin del
agua residual sea fcil; igualmente la salmuera no puede diluirse en el
agua residual.
4. Inyeccin en pozo profundo; aunque ste es muy costoso para
grandes volmenes de salmuera.
5. Utilizar la sal como fertilizante.
Muchos estudios han comparado las diversas resinas aninicas
comercialmente aceptadas, as como varios esquemas para la regeneracin
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29
de las resinas y los efectos del nitrato en las combinaciones de sistemas de
intercambio inico. Una preocupacin que se tiene con la remocin de los
nitratos por medio de este mtodo, es que los sulfatos del agua subterrnea
pueden competir para el intercambio en la resina. Se ha demostrado en
estos estudios que muchas resinas de intercambio inico son ms selectivas
con el sulfato que con el nitrato.
1.3.2. smosis Inversa4 Dentro de las comparaciones de los procesos de tratamientos para la
remocin de nitrato del agua subterrnea, comnmente se incluye la smosis
inversa y la electrodilisis. La smosis inversa, se refiere a los procesos
donde son removidos especies de iones (nitratos en el agua subterrnea) por
la fuerza del agua que los transporta por una membrana semi permeable
quedando los nitratos en ella. El proceso de smosis inversa fue desarrollado
para la desalinizacin del agua del mar.
Las membranas en las unidades de smosis inversa son hechas de acetato
de celulosa y polmeros de materiales similares, ya que son capaces de
soportar las presiones de los equipos. Generalmente, las membranas no
presentan alguna selectividad para algn in, aunque segn el grado salino
que contenga, pueden rechazarlo; se ha visto que tiene una relacin 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 smosis inversa, son: la rpida
colmatacin de las membranas, la compactacin, el deterioro hidrulico y
concentraciones de polarizaciones. Con este tipo de tecnologa se alcanza
una remocin del 85% al 94%.
4 DAHAB, M and BOGARDI, I., Risk Management for Nitrate-Contaminated Groundwater Supplies. U.S. Geological Survey, Reston, Virginia. 1990, p. 76-87.
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30
1.3.3. Electrodilisis Electrodilisis se refiere a una operacin de conduccin de energa, en la
cual los iones son seleccionados y transportados a travs de una membrana
semi permeable de una solucin a otra, bajo la influencia de un campo
elctrico 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 travs de la
membrana, los iones seleccionados (aniones o cationes) son transferidos a
sta, as se forman los compartimentos alternos en los que la concentracin
inica puede ser menor o mayor que la concentracin del agua original. Paso
seguido, en los compartimentos de alimentacin mltiple, el agua tratada
(baja concentracin de electrolitos) y la salmuera (alta concentracin de
electrolitos) pueden ser recolectadas.
Hay tres componentes fundamentales en este tipo de sistemas: el primero es
tener una fuente de presurizacin de agua, una membrana que contenga
varias etapas y una fuente de poder para la electricidad. La presin del flujo
por un sistema de electro dilisis puede variar a travs de la membrana. Las
membranas son susceptibles de ensuciarse por el carbonato de calcio, bario,
calcio, sulfatos de estroncio, hierro, xidos de manganeso, coloides,
microorganismos y compuestos orgnicos. Estos problemas pueden
reducirse en los tratamientos preliminares (coagulacin, sedimentacin,
filtracin y adsorcin por carbn activado) y/o la adicin de una pequea
cantidad de cido en la corriente de alimentacin. Los residuos orgnicos
pueden reducirse peridicamente limpiando las membranas con una solucin
de detergente y enzimas.
-
31
El desarrollo del sistema de electrodilisis para la remocin del nitrato ha
probado que es una tecnologa viable para la remocin de estos compuestos
del agua subterrnea; sin embargo, las demandas de energa que tiene el
mismo en comparacin con los sistemas de intercambio inico o la
desnitrificacin biolgica, lo convierten en un sistema que requiere bastante
dinero para su operacin.
1.3.4. Tratamiento biolgico para desnitrificacin5
Los procesos biolgicos, son a menudo usados para convertir
bioqumicamente los componentes de los productos finales. Para el agua
residual domstica, involucra la conversin biolgica de compuestos
orgnicos, para que los productos finales sean aceptables (agua y dixido de
carbono). Los microorganismos se activan para el tratamiento del agua
residual domstica, utilizando carbn y nitrgeno de esta agua como
nutrientes y se adiciona oxgeno libre para servir como un electrn receptor
por los microorganismos (as, los microorganismos son de naturaleza
aerbica utilizando el oxgeno libre). En ausencia del oxgeno libre, los
microorganismos pueden utilizar otros componentes como electrn. Por
ejemplo, algunos microorganismos son capaces de utilizar el nitrato como el
electrn receptor (esta situacin puede ocurrir bajo condiciones anxicas).
Cuando el nitrato es utilizado de esta manera es reducido a nitrgeno en
forma gaseosa. Este proceso es llamado desnitrificacin biolgica.
Los microorganismos que pueden utilizar el nitrato como electrn, a menudo
son facultativos; ellos pueden utilizar el oxgeno libre si est 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.
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32
cambiar a nitrato en la ausencia del oxgeno libre; estos microorganismos
requieren tambin carbn orgnico y nitrgeno como nutriente. Para el agua
residual y el agua subterrnea que tiene el nitrato como contaminante, en la
ausencia (o bajos niveles) de oxgeno libre y la presencia de carbn orgnico
(carbn: nitrato, 3:1 aproximadamente), frecuentemente es necesario
adicionar carbn orgnico (en lo posible metanol) al agua residual, de tal
modo que permita la desnitrificacin biolgica. As, para la desnitrificacin
biolgica, el electrn aceptado est presente en el agua residual o el agua
subterrnea, lo cual contrasta con el tratamiento del agua residual domstica
para la remocin del material orgnico, donde la fuente del carbn orgnico est presente en el agua residual y el electrn aceptor debe ser aadido.
La desnitrificacin del agua subterrnea, incluye el contacto de los
microorganismos facultativos con los nitratos que contiene el agua y la
adicin de una fuente de carbn en un ambiente anxico. Bajo estas
condiciones, el ltimo electrn receptor empleado por las bacterias es el
nitrato. En el proceso, los nitratos son reducidos a nitrgeno gaseoso. El
carbn es necesario, debido a que es la fuente de energa que necesitan los
microorganismos para la respiracin y la sntesis. Muchos estudios han
usado el metanol (CH3 OH) como la fuente de carbn.
Se ha estimado que del 25% al 30% del Etanol adicionado es usado en la
sntesis bacteriana. La base del estudio experimental de laboratorio fue el
desarrollo de una ecuacin emprica para describir toda la reaccin del nitrato
removido6 .
Si solo el nitrato est presente y el carbn orgnico es limitado, como en la
mayora del agua subterrnea contaminada por nitratos, la siguiente reaccin
puede ser usada para determinar el metanol requerido. Si hay poca 6 DAHAB, M and BOGARDI, I. op. cit., p. 87-103.
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33
presencia de nitrato y oxgeno disuelto en el agua subterrnea, el metanol
requerido puede corresponder al ms alto valor de los dos (nitrato u oxgeno
disuelto).
OHCONNOHCHOHCHNO 22227533 44.276.047.0065.08.1 +++++ +
Las bacterias presentes en el proceso de desnitrificacin son generalmente
anaerobias facultativas, que pueden usar el nitrato y el nitrito como electrn
aceptado. El proceso ocurre en cuatro pasos:
NO3- NO2- NO- N2O- N2
Cuando un compuesto orgnico sirve como electrn donante, el proceso
heterotrfico y las bacterias se conocen como hetertrofos. Las bacterias que
usan el hidrgeno y reducen el sulfuro como electrn donante, se conocen
como auttrofas. Los gneros de bacterias conocidas que contengan
especies desnitrificadoras son: Acromobacter, Alcaligenes, Bacilus,
Cromobacter, Corynebacterium, Propionibacterium, Pseudomonas, Spirilium,
Thiobacillus y Xanthonas.
Uno de los requisitos bsicos para la desnitrificacin biolgica es la presencia
de una fuente de carbn en el ambiente subsuperficial, donde ocurre la
desnitrificacin biolgica, puede ser cualquier carbn orgnico disuelto o
carbn orgnico del suelo.
El proceso de desnitrificacin biolgica para la remocin de compuestos
nitrogenados sustrados del agua subterrnea, puede ocurrir en varios
sistemas suspendidos o unidos. En los sistemas de crecimiento suspendido,
la poblacin bacteriana es suspendida dentro del contenido del reactor de
mezcla.
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34
El nitrgeno puede asumir varios estados de valencia. En muchos casos los
estados de valencia efectuados por las bacterias pueden ser positivos y
negativos, segn si las condiciones son aerbicas o anaerbicas.
Las formas de mayor importancia son:
Nitrgeno amoniacal Nitrgeno de nitritos Nitrgeno de nitratos Nitrgeno orgnico
El contaminante inorgnico ms comn identificado en agua subterrnea es
el nitrgeno disuelto en la forma de nitrato, debido a que es la forma ms
estable en que puede encontrarse el nitrgeno y su presencia en
concentraciones no deseables. Aunque el nitrato es la forma principal en que
el Nitrgeno est en el agua subterrnea, tambin puede estar presente en la
forma de amonio, amonaco, nitrito, xido nitroso y nitrgeno orgnico
incorporado a sustancias orgnicas.
La nitrificacin consiste en dos etapas de oxidacin 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 aerbicas. Bacterias
2NH4+3O2 2NO-2 +2H+ + 2H2O
Nitrosomonas
El segundo grupo, las nitrobacterias, oxida los nitritos para formar nitratos.
Bacterias
2NO-2 + O2 2NO-3 Nitrobacter
-
35
En condiciones anaerbicas, los nitratos son reducidos a nitritos y stos a
gas nitrgeno por bacterias y se conoce con el nombre de desnitrificacin y
ocurre en dos pasos sucesivos; en primer lugar, la reduccin inicial de los
nitratos en nitritos y posteriormente en nitrgeno gaseoso.
Las transformaciones de nitrgeno en el agua se presentan de la siguiente
manera: Figura 1. Comportamiento del nitrgeno en el agua subterrnea
N ORGNICO NH3 GAS
N AMONIACAL N NITRITOS N NITRATOS
PLANTAS Y BACTERIAS
NH2 GAS
EXSOLU
CIN
DESNITRIF
ICACI
N
ASIMILACIN ASIMI
LACI
N
N ORGNICO NH3 GAS
N AMONIACAL N NITRITOS N NITRATOS
PLANTAS Y BACTERIAS
NH2 GAS
EXSOLU
CIN
DESNITRIF
ICACI
N
ASIMILACIN ASIMI
LACI
N
Fuente. ACUIQUMICA, 1996
1.3.4.1. Proceso de lodos activados en un Reactor de Carga Secuencial
(SBR)
El proceso de lodos activados, es quizs el proceso biolgico de ms amplio
uso para el tratamiento de aguas residuales, orgnicas e industriales. El
principio bsico, consiste en que las aguas se pongan en contacto con una
poblacin microbiana mixta, en forma de suspensin floculenta en un sistema
aireado y agitado. La materia en suspensin y la coloidal, se eliminan
SBR: Siglas en ingls Sequencing Bach Reactor
-
36
rpidamente de las aguas residuales por adsorcin y aglomeracin en los
flculos microbianos. Esta materia y los nutrientes disueltos, se
descomponen luego ms lentamente por metabolismo microbiano, proceso
conocido como estabilizacin. En este proceso, parte del material nutriente
se oxida a sustancias simples, como el anhdrido carbnico, un proceso
denominado mineralizacin y parte se convierte en una materia nueva celular
microbiana, llamada asimilacin. Parte de la masa microbiana se
descompone de la misma manera, un proceso llamado respiracin
endgena. El proceso oxidativo suministra la energa necesaria para la
operacin de los procesos de adsorcin y asimilacin. 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 diseado. La etapa de
separacin, se conoce tambin como clarificacin o sedimentacin. Del
sobrenadante de la etapa de separacin, resulta entonces el agua residual
tratada y debe estar virtualmente libre de lodos. La mayor parte del lodo
asentado en la etapa de separacin se regresa a la etapa de aireacin para
mantener la concentracin de los lodos en el tanque para lograr un
tratamiento efectivo y para que acte 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 asimilacin en
la etapa de aireacin y es efectivamente el concentrado de contaminacin del
sistema. La naturaleza floculenta de los lodos activados resulta importante,
en primer lugar, para la adsorcin de las materias coloidales, inicas y en
suspensin dentro del agua residual y en segundo lugar, para la separacin
rpida, eficiente y econmica de la masa microbiana del agua residual
tratada.
-
37
El proceso de desarrollo de los lodos, se puede acelerar por una siembra de
una poblacin microbiana, un cultivo especialmente desarrollado en
laboratorio o una planta piloto.
La naturaleza moribunda de los lodos activados, significa que la remocin de
nutrientes no es un proceso asociado al crecimiento. Solo una pequea
proporcin de los microorganismos presentes en los lodos es viable y genera
nueva masa microbiana. Un considerable nmero de los organismos no se
reproduce, pero conserva cierta actividad bioqumica, utilizando nutrientes
para proporcionar energa de mantenimiento. La naturaleza floculenta de los
lodos activados est asociada con esta condicin moribunda.
Por lo general, la concentracin de los nutrientes en las aguas residuales es
muy baja, comparada con la concentracin usada en los medios de
crecimiento de la fermentacin. En la etapa de aireacin, cuando la mayora
de los nutrientes han sido removidos, el nivel nutritivo de los
microorganismos esta cerca de la inanicin. Las aguas residuales
industriales que contienen un rango limitado de sustancias, quizs tengan un
balance nutritivo inapropiado para el metabolismo microbiano y tal vez sea
necesario aadir nutrientes suplementarios a las aguas residuales. El
balance de nutrientes, se cita por lo general, con el contenido de materiales
carbonceos fcilmente degradables, expresados como DBO y para una
operacin convencional, el balance de nutrientes de 0.03 a 0.06 Kg de
Nitrgeno/Kg de DBO y de 0.007 a 0.01 Kg de fsforo (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 operacin, regmenes de mezcla, sistema de aireacin y niveles
-
38
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 investigacin
desarrollada en la EMAAF ESP.
Los sistemas de SBR tienen en comn cinco etapas:
1. Llenado
El objetivo de esta fase es la adicin de substrato (agua residual bruta o
efluente primario) al reactor. Esta fase permite que el nivel del lquido en
el depsito 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 duracin dentro del ciclo.
2. Reaccin (aireacin)
El propsito de esta fase, es que se completen las reacciones iniciadas
durante la fase de llenado. Suele ocupar el 35% de la duracin total del
ciclo.
3. Sedimentacin (clarificacin)
El objetivo de esta fase, es permitir la separacin de slidos para
conseguir un sobrenadante clarificado como efluente. En un reactor de
este tipo, este proceso suele ser mucho ms eficiente que en un reactor
de flujo continuo debido a que el contenido del reactor esta
completamente en reposo.
4. Extraccin (vaciado por decantacin)
El propsito de esta fase, es la extraccin del agua clarificada del reactor.
Actualmente se emplean demasiados mtodos de decantacin, siendo los
-
39
ms usados los vertederos flotantes o ajustables. El tiempo que se
emplea en esta fase puede variar entre el 20 y 50% de la duracin total
del ciclo.
5. Fase inactiva
El objetivo de esta fase en un sistema de mltiples 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 tpica 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
-
40
las cinco etapas bsicas del proceso, puesto que no existe un momento
determinado dedicado a la eliminacin 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 segn 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 sedimentacin o en la de inactividad. Una
caracterstica nica de los SBR, es que no es necesario disponer de un
retorno de lodos activados, debido, a que tanto la aireacin como la
decantacin tienen lugar en el mismo tanque, por lo que no se pierde lodo en
la fase de reaccin y no es necesario recircular parte del lodo de la
sedimentacin para mantener constante el nivel de lodos en el reactor.
Algunas modificaciones incorporadas al proceso de SBR contemplan la
posibilidad de modos de operacin a caudal continuo.
-
41
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 prestacin de servicios pblicos de
acueducto, alcantarillado y aseo, en el municipio de Funza.
Fue fundada en el ao de 1996 como empresa, teniendo como fundamento
legal la ley 142 de 1994 de Servicios Pblicos Domiciliarios y su decreto
reglamentario No 2785 de diciembre 22 de 1994, el cual formaliz la
creacin 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 Cocl, 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. Ubicacin
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 kilmetros de la capital.
2.2. Caractersticas fsicas
La empresa est situada dentro de la denominacin de bosque seco bajo,
con una altura sobre el nivel del mar de 2.548 metros, temperatura media de
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42
14C, temperatura mxima promedio de 18.9C, temperatura mnima
promedio de 5.8C, evaporacin anual de 1108 mm, promedio de
precipitacin anual de 637 mm, velocidad mxima 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 topografa 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 Bogot 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 lmina 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 sta trata un total de 38 L/s en las horas de
mayor consumo (5 am a 10 pm) (Ver Figura 3).
-
43
Figura 3. Balance hdrico de la EMMAF ESP
Fuente. Los autores, 2007.
-
44
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 Bogot.
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
formacin Tilat. Entro en operacin en abril de 1998 con una capacidad de
extraccin 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 esttico promedio de 53 m y nivel dinmico
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.
-
45
En la tabla 2 se presentan las caractersticas fsico-qumicas del pozo 1.
Tabla 2. Caracterizacin fsico- qumico del agua del pozo 1
PARMETROS 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 S/cm 557
-
46
En la tabla 3 se establecen las caractersticas fsico-qumicas del pozo 2.
Tabla 3. Caracterizacin fsico- qumico del agua del pozo 2
PARMETROS UNIDADES RESULTADO RESOL. 2115/07 Conductividad S/cm 703
-
47
Figura 5. Balance hdrico de la EMMAF ESP y la Empresa de Acueducto de Bogot
Fuente. Los autores, 2007.
-
48
2.5. Descripcin 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 poblacin y con el fin de darle una apropiada explotacin a
los pozos, en el ao 2000 se contrato con la firma Acuatecnica la
construccin de una planta compacta en lamina (Unipack) (Ver Figura 8) con
una capacidad de 40 L/s. Actualmente se encuentran en operacin la planta
compacta en lmina 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 ubicacin de cada una de las plantas de tratamiento.
Figura 6. Planta Compacta en concreto
Fuente. Los autores, 2007
Figura 7. Planta Convencional Figura 8. Planta Unipack
Fuente. Los autores, 2007 Fuente. Los autores, 2007
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49
Fuente. Los autores, 2007.
Figura 9. Planta general de la EMAAF ESP
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50
Antes de ingresar a la Planta Convencional en Concreto y la Planta
Compacta Unipack, el agua pasa por el proceso de aireacin y oxidacin que
se describe a continuacin.
2.5.1. Etapa de aireacin
Despus de que el agua es captada mediante la motobomba del pozo 1 y
medida con un medidor de caudal volumtrico, es conducida por una tubera
de 6 de dimetro en hierro fundido, que la lleva hasta la parte superior de la
torre de aireacin y se distribuye en su rea superficial mediante 12 flautas.
Igualmente el agua del pozo 2 es conducida por una tubera de 6 a la parte
media de la torre de aireacin (Ver Figura 10 y 11).
La torre de aireacin fue diseada con un ngulo de 2 y tiene 5 bandejas de
madera con rea 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 dixido de carbono.
Figura 10. Torre de aireacin
Fuente. Los autores, 2007
-
51
Figura 11. Torre de aireacin
Fuente. Los autores, 2007
2.5.2. Etapa de oxidacin qumica
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 perxido de
hidrgeno como oxidante qumico en solucin al 12%, con el objeto de
completar la oxidacin orgnica e inorgnica del agua y poder realizar de
manera efectiva las etapas de coagulacin - floculacin.
El perxido de hidrgeno es un producto qumico que viene al 50% en
recipientes de 14 galones y el operador se encarga de preparar la solucin al
12% y dosificarla al agua mediante una bomba dosificadora (Ver Figura 13)
marca Blue-whit de 4.6 GPH mximo en una dosis alrededor de 7 mg/L. La
bomba dosificadora est ubicada a nivel del terreno y su punto de aplicacin
se encuentra a 12 metros hacia arriba en la bandeja recolectora de la torre.
Entrada de agua Pozo 1
Entrada de agua Pozo 2
Bandeja recolectora
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52
2.5.3. Etapa de coagulacin
El coagulante suministrado al agua para desestabilizar sus partculas
coloidales es el sulfato de aluminio tipo B impalpable (alumbre). Este
producto se aplica en solucin al 16% p/v en el mismo punto de aplicacin
del perxido de hidrgeno (Ver Figura 11); en este punto se garantiza
mezcla rpida hidrulica eficiente para formar los flculos necesarios en la
etapa de floculacin.
El alumbre es un producto qumico que viene en bultos de 40 Kg slido
impalpable (Ver Figura 12) y el operador prepara la solucin en un tanque de
1000 L mediante un agitador mecnico de 1,5 HP (Ver Figura 14) en un
tiempo de 15 minutos de agitacin; luego lo pasa por gravedad a un tanque
dosificador que tiene un agitador mecnico de 1/2 HP con agitacin continua
para evitar sedimentacin del alumbre. La solucin se dosifica mediante una
bomba dosficadora marca Sodiscientific de 120 L/h mximo con una dosis
alrededor de 100 mg/L. La bomba dosificadora est ubicada en la misma
caseta en donde se encuentra ubicada la dosificadora de perxido (Ver
Figura 13).
Figura 12. Almacenamiento de bultos de Sulfato de Aluminio
Fuente. Los autores, 2007
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53
Figura 13. Bombas dosificadores
Fuente. Los autores, 2007
Figura 14. Tanque de preparacin de la solucin de sulfato de aluminio
Fuente. Los autores, 2007
2.5.4. Planta compacta en lmina (Unipack)
A continuacin se presentan las etapas de tratamiento que ocurren
independientemente en cada planta de potabilizacin de agua.
2.5.4.1. Floculacin
A la planta Unipack entra el agua a la canaleta de mezcla rpida dotada de
bafles ubicada a 6 m sobre el nivel del terreno, en donde es aplicado
polmero aninico en solucin 0,03% p/v (Ver Figura 15), por medio de una
Bomba dosificadora de Peroxido de Hidrgeno
Bomba dosificadora de Sulfato de Aluminio
-
54
bomba dosificadora tipo diafragma, como ayudante al coagulante inyectado
en la torre de aireacin (Ver Figura 16). Entre el punto de aplicacin del
alumbre y el punto de aplicacin del polmero hay aproximadamente 25
segundos, tiempo suficiente para que el alumbre reaccione como coagulante
y el polmero acte 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 dimetro, junto a una unidad concntrica cilndrica
de 3,80 m de dimetro que conforma uno de los filtros de la planta (filtro
interno) (Ver Figura 17). El agua es obligada a pasar en forma ascendente a
travs de un manto de lodos previamente formado que acelera la formacin
de flculos grandes y acta como filtro primario reteniendo gran cantidad de
partculas coloidales.
Figura 15. Canaleta de mezcla rpida
Fuente. Los autores, 2007.
Punto de aplicacin del polmero
-
55
Figura 16. Bomba dosificadora de la solucin de polmero
Fuente. Los autores, 2007.
Figura 17. Diagrama de la Planta Unipack
Fuente. Los autores, 2007.
2.5.4.2. Sedimentacin
A una determinada altura, el agua es obligada a pasar de forma ascendente
a travs de una seccin circular que tiene paneles de sedimentacin (Ver
Bomba dosificadora
-
56
Figura 18) que ayudan a retener los flocs ms 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
Fuente. Los autores, 2007
Figura 19. Canaleta
Fuente. Los autores, 2007
2.5.4.3 Filtracin El sistema de filtracin est conformado por dos filtros, cada uno de 3,80 m
de dimetro. Un filtro se encuentra en la parte central del floculador-
sedimentador (Ver Figura 21 y 17) y el otro filtro se encuentra en la parte
Canaleta donde es descargada el agua
Paneles de sedimentacin
-
57
externa del mismo (Ver Figura 20 y 17). El agua despus de repartirse en las
canaletas hacia los dos filtros, es obligada a pasar en sentido vertical
descendente a travs de tuberas de 6 de dimetro 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 est diseado para triplicar
la velocidad del flujo en sentido inverso, fluidificando el lecho filtrante y
expandindole para retirarle los lodos acumulados. As es aprovechado el
efecto giratorio del flujo de los micro colectores especiales del fondo, los
cuales producen flote de partculas haciendo ms efectivo y rpido el
retrolavado. El sistema de drenaje de estos filtros est conformado por falsos
fondos que contienen boquillas ranuradas por donde pasa el agua (Ver figura
22). Figura 20. Filtro externo Figura 21. Filtro interno
Fuente. Los autores, 2007 Fuente. Los autores, 2007
Figura 22. Vlvulas para lavado de filtros
Fuente. Los autores, 2007
-
58
2.5.5. Planta convencional en concreto
A continuacin se presenta la descripcin de las etapas de tratamiento que
tienen lugar en planta convencional en concreto.
2.5.5.1. Floculacin Antes de ingresar al floculador, el agua entra a una cmara de disipacin de
energa y luego a la canaleta Parshall en donde se le aplica un polmero
aninico en solucin al 0,03% p/v como ayudante de floculacin (Ver Figura
23). Entre el punto de aplicacin del alumbre y el punto de aplicacin del
polmero hay aproximadamente 25 segundos.
Figura 23. Canaleta Parshall y punto de aplicacin del polmero
Fuente. Los autores, 2007
A continuacin el agua entra a un floculador horizontal de placas, en donde
hay tres sectores de velocidad para producir una mezcla hidrulica suave y
lenta; que garantiza el aumento del flculo en peso y tamao obteniendo una
buena sedimentacin (Ver Figura 24 y 25).
Punto de precloracin Punto de
aplicacin del polmero
-
59
Figura 24. Floculador horizontal
Fuente. Los autores, 2007
Figura 25. Floculador horizontal
Fuente. Los autores, 2007
2.5.5.2. Sedimentacin Una vez el agua sale del floculador, entra a una cmara donde se encuentran
dos tubos de 12 de dimetro 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 estn construidas de
asbesto cemento.
Placas Placas
Floculador
-
60
Figura 26. Sedimentadores
Fuente. Los autores, 2007.
2.5.5.3. Etapa de filtracin El sistema de filtracin de la planta convencional fue optimizado con la
instalacin de cuatro filtros a presin (Ver Figura 27 y 28). stos fueron
adquiridos por la Empresa de Acueducto a mediados del presente ao a
causa de un incremento en la demanda de agua y los filtros que posean
anteriormente no cumplan con las condiciones de operacin requeridas. El
caudal se reparte en cada uno de ellos; los lechos filtrantes estn
conformados por grava soporte, grava torpedo y arena filtrante. El sistema de
lavado, se realiza modificando el sistema de filtracin mediante la
manipulacin de vlvulas, de tal forma que tres filtros quedan produciendo
agua filtrada para lavar el filtro que queda por retrolavado. Su sistema de
drenaje est conformado por flautas ranuradas.
Canaleta de descarga
Sedimentadores
-
61
Figura 27. Filtros planta convencional
Fuente. Los autores, 2007
Figura 28. Filtros
Fuente. Los autores, 2007
2.5.5.4 Etapa de precloracin y desinfeccin Antes de ingresar el agua a los sedimentadores de las dos plantas
convencionales, se realiza la aplicacin de una solucin de cloro en el canal
entre canaleta Parshall y floculador en la planta convencional (Ver Figura 23)
y en la canaleta de mezcla rpida en la planta compacta hecha en lmina
(Ver Figura 15). Esta solucin es preparada mediante cilindros con capacidad
para almacenar 68 kg de cloro lquido comprimido, que al ser abierta su
vlvula, pasa en forma gaseosa por un sistema de cloracin de 100 Lb/da
(clorador, rotmetro y vntury interconectados con mangueras) y es
succionado por una corriente de agua a presin que va hacia el punto de
aplicacin (Ver figura 29).
Filtros antiguosFiltros nuevos
-
62
El cloro es el ltimo qumico que se le aplica a esta agua y se tiene que
aplicar en los puntos anteriormente descritos para controlar la nitrificacin 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
Fuente. Los autores, 2007
Tanque de cloro gaseoso
Vntury
Rotmetro
-
63
3. INVESTIGACIONES ADELANTADAS POR LA EMAAF ESP PARA LA REMOCIN DE COMPUESTOS NITROGENADOS
Los compuestos nitrogenados son categorizados como elementos que tienen
implicaciones sobre la salud humana7. Debido a las caractersticas de la
fuente de abastecimiento, la EMAAF ESP se vio obligada a adelantar
estudios para la remocin de dichos compuestos. Es por esto que a partir del
ao 2001, en colaboracin con la Direccin de Agua Potable y Saneamiento
Bsico del Departamento de Cundinamarca se realizaron pruebas con
permanganato de potasio, las cuales no arrojaron resultados favorables,
descartando por completo la aplicacin de este tipo de tratamiento. De igual
manera se hicieron pruebas con perxido de hidrgeno, alcalinizante y
agitacin, en las cuales se requera de grandes concentraciones de perxido
y Ca(OH)2 para lograr reducir el amonio en un gran porcentaje, lo cual
implicaba gastos mensuales demasiado altos, los cuales estn consignados
en la tabla 4.
Durante el ao 2002, la firma HIDROSAN realiz un mejoramiento tcnico,
econmico y sostenible de la calidad del agua del pozo profundo de la
EMAAF ESP, mediante un estudio de investigacin, el cual buscaba controlar
la nitrificacin en diferentes puntos de la planta, red de distribucin y tanques
de almacenamiento. Dicho estudio gener una serie de recomendaciones
tendientes al control del amonio ms no a su eliminacin. A partir de estas
recomendaciones se logr 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.
-
64
En el ao 2003 la EMAAF E.S.P., en conjunto con INGEAGUAS, realizaron
pruebas para la remocin de amonio del pozo profundo con zeolitas
naturales cubanas, ya que este tratamiento en otras fuentes de agua haba
alcanzado remociones hasta del 80%. Se construy un filtro piloto en el cual
se pretenda la remocin de parmetros como el color, turbiedad y amonio.
En conclusin, el porcentaje de remocin de amonio no fue satisfactorio
porque para clorar con una dosis aceptable, se requera remociones mayores
al 80% y solo se alcanzaron menores al 45%; por tal motivo este
tratamiento qued descartado (Ver tabla 4).
En el ao 2006, se realiz un proyecto de investigacin in vitro en conjunto
con la Universidad de la Salle el cual buscaba incorporar al tratamiento
convencional un tratamiento biolgico para la remocin de compuestos
nitrogenados. El estudio arroj excelentes resultados en remocin de amonio
y nitritos pero no se tuvo en cuenta las condiciones reales de operacin por
tal motivo resulto ser un antecedente importante para las futuras
investigaciones.
A continuacin 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 antitcnicos
debido a que en algunos casos se requera de gran cantidad de qumicos 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
remocin, no dispona de la tecnologa apropiada para su implementacin.
-
65
Tabla 4. Resultados de las Pruebas para remover amonio
Qumico Cantidad en
mg/L Caudal
L/s Cantidad en
Kg/mes Precio por kilo
en $ Precio por mes en $
Caudal m3/mes
Precio por m3 en $
Resultados
Hipoclorito de calcio
30 55 4277 8120 34727616 142560 244 aumenta alcalinidad
antitcnico
Hipoclorito de sodio
40 55 5702 844 4812825,6 142560 34 aumenta alcalinidad
antitcnico
Zeolitas Ineficiente 55 - - - - - -
Cloro gaseoso 22 55 3136 31332 9822954 142560 69 Antitcnico
Hidrxido de calcio con aireacin
1000 55 142560 8120 1157587200 142560 8120 Antitcnico
Hidrxido de sodio con aireacin
1000 55 142560 844 120320640 142560 844 Antitcnico
Peroxido de hidrogeno
40 55 5702 2023 11535955 142560 81 Antitcnico
Ozono 3 76,5 594864 - - - - No remueve compuestos
nitrogenados
Fuente. EMAAF ESP, Los autores, 2007.
-
66
4. DESARROLLO DE LA INVESTIGACIN El proyecto se llev a cabo en las instalaciones de la Empresa de Acueducto
y Alcantarillado de Funza (EMAAF ESP), con el fin de poder realizar la
investigacin en condiciones reales de operacin. Se planific que, al
terminar las pruebas que demostraban la eficiencia del sistema de lodos
activados, se acoplara a los reactores una planta piloto compacta de
tratamiento de agua para consumo humano. El proyecto involucr
actividades tales como la construccin de dos reactores SBR y el arranque
de una planta compacta piloto de potabilizacin, como se muestra a
continuacin.
4.1. Etapa de Diseo En sta se realiz el diseo del reactor SBR a partir de las condiciones y
espacio disponible para la ejecucin del proyecto. Para tal efecto se tuvo en
cuenta la temperatura y la presin atmosfrica del Municipio; adems se
calcul la cantidad de oxgeno y el suministro de aire que requieren los
reactores. A continuacin se presentan las condiciones iniciales del efluente
del pozo uno, tenidas en cuenta para el diseo del SBR.
Tabla 5. Caractersticas del efluente
PARAMETRO VALOR UNIDADES
Caudal 1,47 m3/da
DBO5 entrada 9 mg/l
DBO5 salida 0 mg/l
NH3 6 mg/l
DBO5 carga 0,0132 Kg/da
NH3 carga 0,0088 Kg/da
Fuente: Los autores, 2007.
-
67
4.1.1. Caudal de diseo
El caudal de diseo de los reactores se determin 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/da que, para un trabajo de 21 horas
equivaldra a:
min16.1094.01094.1
36001
21147,1
35
3 LsL
sm
sh
hda
damQ ====
4.1.2 Necesidad de oxgeno para el reactor SBR Durante la etapa de aireacin, el reactor requiere de una cantidad de oxgeno
necesaria para llevar a cabo las reacciones microbiolgicas. En la tabla 6 se
establecen los parmetros requeridos para su determinacin.
[ ] /hOKg0.014420)(T024)^(Alpha)(1.C1)(Cw)(Beta)(ACF(AOR)(Cs)SOR 2.==
Tabla 6. Datos para determinar el oxgeno 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.
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68
Donde:
Cs: concentracin de oxgeno disuelto en agua corriente. T: temperatura. Beta = Csr/Cs
Cs: concentracin de oxgeno disuelto en agua corriente.
Csr: concentracin de oxgeno disuelto en agua residual. : KLa del agua residual / KLa del agua corriente.
KLa del agua residual: oxgeno disponible para los microorganismos bajo
condiciones de operacin.
KLa del agua corriente: oxgeno absorbido bajo condiciones estndar
4.1.3. Suministro de aire Se determinaron los principales parmetros a tener en cuenta, para
establecer las caractersticas del soplador a partir del requerimiento de
oxgeno por parte de los reactores (Ver tabla 7).
Tabla 7. Parmetros de diseo 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.
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Donde:
Di: Sumergencia de difusores CA: Concentracin de oxgeno en el aire n: Tasa de absorcin especfica n: Tasa de absorcin O2 absorbido/O2 en aire (capacidad de oxigenacin
requerida por el sistema).
AR: Cantidad de aire para oxigenar 4.1.4 Dimensionamiento y descripcin de los reactores
Antes de calcular las dimensiones de los SBR, se verific el espacio
dispuesto por la EMAAF para la instalacin 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. Ubicacin de los reactores
Fuente. Los autores, 2007.
Cabezal del pozo N1
Planta UNIPACK
Sistema de tanques SBR
PTAP piloto
-
70
Tabla 8. Dimensiones del SBR
PARMETRO VALOR UNIDADES
Volumen 0,5 m3
Altura 1,5 m3
Dimetro 0,65 m3 Fuente: Los autores, 2007
Las caractersticas 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 concluy que la manera de evitar
este fenmeno era construyendo dos reactores. La EMAAF suministr 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 evacuacin de lodo y agua tratada.
Figura 31. Reactores
l Fuente. Los autores, 2007.
Evacuacin de agua tratada
Evacuacin de lodo
Evacuacin de lodo
SBR 1 SBR 2
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71
Salida de agua por mtodo
gravimtrico
Tubera de salida de agua por bombeo
Soplador
Fuente de energa
Botn de encendido Botn de
apagado
Despus de instalar los reactores se dispusieron en la base tubos de PVC de
tipo flauta que cumplan la funcin de difusores de aire (Ver Figura 32).
Adems de los reactores La EMAAF ESP facilit un soplador para
suministrar el aire a cada SBR. El flujo era restringido por vlvulas tipo globo,
segn la etapa de funcionamiento en la que encontraran los reactores (Ver
Figura 33 y 34).
Figura 32. Ubicacin de los tubos tipo flauta dentro de los reactores
Fuente. Los autores, 2007
Figura 33. Soplador empleado para la etapa experimental de la investigacin
Fuente. Los autores, 2007
Flautas de descarga de aire
-
72
Figura 34. Vlvulas de control de aire
Fuente. Los autores, 2007.
La decantacin en la etapa de pre-arranque se realiz gravimtricamente por
medio de un flotador. Posterior a sta, se requiri adaptar una bomba de
agua (Ver Figura 35) con para transportar el agua de los reactores hacia la
Planta Compacta Piloto de potabilizacin de agua.
Figura 35. Bomba de agua
Fuente. Los autores, 2007
Vlvulas de control de aire
-
73
4.2. Etapa de pre-arranque
En esta etapa se obtuvo el lodo microbiolgico, 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 domsticas
con diferentes caractersticas al agua del pozo que abastece al municipio de
Funza, fue necesario la inoculacin del mismo para que se adaptara a las
nuevas condiciones.
Para determinar la calidad microbiolgica del efluente del reactor se
determin la cantidad de coliformes totales por el mtodo de filtracin por
membrana, en el laboratorio de la EMAAF ESP con la colaboracin del Jefe
de Laboratorio. De igual manera se realiz una identificacin de parsitos 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 pequeas de parsitos 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 parmetro a la salida
de la planta compacta piloto de agua para consumo humano, para verificar la
calidad del efluente posterior a la cloracin.
Figura 36. Determinacin de coliformes totales
Fuente. Los autores, 2007. 8 UFC: Unidades Formadoras de Colonias
-
74
Fue necesario la adaptacin del lodo mediante operaciones de llenado y
vaciado cada dos horas con suministro de aire constante durante el proceso.
De igual forma se inici el monitoreo de los parmetros de inters
(temperatura, oxgeno disuelto, nitritos y amonio) para verificar la evolucin
del lodo con las condiciones del agua del pozo.
Se inici con un tiempo de aireacin de una hora y media y una hora de
sedimentacin durante los primeros 5 das, posteriormente se aument el
tiempo de aireacin a 2 horas lo que nos mostr un avance en los resultados
obtenidos en el laboratorio, que adems mostraban el acondicionamiento del
lodo al agua del pozo. Se determin aumentar el tie