DETERMINACIÓN DE PARÁMETROS DE DISEÑO DE UN TRATAMIENTOFISICOQUÍMICO DE AGUAS RESIDUALES

Castillo Borges Elba R., Herrera Canché Gonzalo M., Méndez Novelo Roger I.

Universidad Autónoma de Yucatán, Facultad de Ingeniería. Ingeniería AmbientalAvenida Industrias no Contaminantes por anillo periférico norte s/n.

Tel. (99) 410191 ext. 129; Fax. (99) 410189; e-mail mnovelo@tunku.uady.mx

RESUMEN

Se presentan los resultados y los análisis de ensayos de laboratorio para determinar losparámetros óptimos de diseño de una planta convencional de tratamiento fisicoquímicode aguas residuales domésticas: dosis óptima, pH óptimo, concentración óptima,Número de Camp para la mezcla rápida, Número de Camp para la mezcla lenta y cargasuperficial para la sedimentación.

Con el coagulante utilizado (sulfato férrico), no se obtuvo una dosis óptima y lamejor dosis resultó de 300 mg/l que actuó por acción de barrido. El pH óptimo fue de 5 ;la concentración óptima de 1.5%; el Número de Camp para la mezcla rápida de 2700 ypara la mezcla lenta de 860. De los resultados obtenidos con la prueba de jarrasmodificada para la sedimentación, se concluyó que un 25% de la materia orgánica nofue factible de ser removida, por lo que se recomienda probar con polielectrolitoscatiónicos de alta densidad que formen flóculos de mayor tamaño y densidad.

INTRODUCCIÓN

Una alternativa en el tratamiento de aguas residuales, tanto domésticas comoindustriales, es el proceso fisicoquímico. Consiste en remover con ayuda decoagulantes, principalmente sales metálicas y/o polielectrolitos, los sólidos suspendidoso disueltos que poseen y de esta manera, la carga orgánica potencialmente peligrosapara la salud. Los productos de este tipo de tratamiento son aguas relativamente libresde materia orgánica y lodos no estabilizados que son la suma de la materia orgánica,suspendida y disuelta, removida del agua y los coagulantes añadidos.El proceso fisicoquímico ha sido aplicado extensamente en la potabilización. El procesoconvencional esquematizado en la figura 1, consiste en eliminar por medios físicos(cribas y desarenadores) la materia gruesa suspendida, posteriormente someterlos auna agitación violenta en una unidad denominada de mezcla rápida, en la que, conayuda de algunos agentes químicos denominados coagulantes se propicia ladesestabilización de la materia suspendida y/o la acción de puentes químicos que

permiten la formación de pequeños microflóculos, los cuales son aglutinados enpartículas de mayor tamaño en unidades denominadas de mezcla lenta (en un procesodenominado floculación) en los que se propicia su adherencia. Posteriormente, laspartículas ya desestabilizadas y aglutinadas poseen el tamaño y densidades suficientespara poder removerse por acción de la gravedad, en unidades denominadassedimentadores o decantadores. Las partículas de pequeño tamaño que no alcanzarona ser removidas en el anterior proceso, son removidas en los filtros rápidos, que sonunidades empacadas con arenas silísicas de aproximadamente 0.2 cm de diámetro, enlas que se hace pasar el agua a velocidades de 120 a 360 m/día. Los efluentes deestas unidades son aguas a las que se les han removido casi la totalidad de los sólidosque poseía el agua cruda. Generalmente, la última operación consiste en adicionarlecloro al agua para eliminar cualquier microorganismo patógeno que aún poseyera ybrindarle una protección residual para prevenirla de futuras contaminaciones.

Figura 1.- Proceso fisicoquímico convencional.

Cada una de las unidades de las plantas de tratamiento puede ser diseñadaconsiderando las características del agua cruda y mediante la realización de ensayosde laboratorio. La eficiencia de los procesos en general está en función de algunospocos parámetros relacionados con: la turbiedad del agua, el coagulante utilizado, lostipos de flujo y los tiempos de retención de los reactores.El fenómeno coagulación-floculación es complejo y no existe a la fecha un modeloplenamente aceptado que lo explique. La dosis de coagulante, de acuerdo con elmodelo físico de la coagulación, neutraliza las cargas eléctricas de los coloides por elcambio de la concentración de los iones que determinan el potencial del coloide. Lascargas, que se derivan de la hidrólisis del coagulante añadido al agua (cationes), seadhieren a la superficie de los coloides que originalmente poseen cargas negativas,reduciendo de esta manera el potencial eléctrico del coloide y como consecuencia,permitiendo que la acción de las fuerzas de Van Der Walls derive en la formación deflóculos . Este modelo, sin embargo, no explica la sobredosis, esto es, que el fenómenose presenta a ciertas dosis denominadas dosis óptima, pero no a dosis ligeramentemayores o ligeramente menores, sin embargo para dosis muy altas y como efecto de laacción de barrido se obtienen buenas remociones de turbiedad, siendo que laspartículas coloidales deberían estar reestabilizadas (con potenciales eléctricos altos,ahora de carga positiva) y por consiguiente su eficiencia debería ser baja o nula. El pHóptimo para el proceso es cercano a 7 (Richter, 1981), pero en aguas que no poseenalcalinidad, al agregar el coagulante se reduce el pH desmejorando el proceso, por loque es necesario regular este parámetro. La concentración, además de influir en laeficiencia de remoción, permite diseñar las dimensiones del tanque de disolución delcoagulante, toda vez que éste se aplica en forma líquida y el reactivo es de naturalezasólida.

Para la mezcla rápida, se requiere de tiempos de retención muy cortos,preferentemente inferiores a un segundo, dado que la hidrólisis, la polimerización ohidratación de iones metálicos, la difusión de los compuestos formados y adsorción enellos de las partículas coloidales es prácticamente instantánea, del orden de 8.5 x 10-5 a2.4 x 10-4 segundos (Richter, 1981). Los gradientes hidráulicos para lograr esta mezclahan de ser altos, idealmente cercanos a 1000 s-1(Richter, 1981). Estas condicionesdifícilmente pueden ser brindadas por reactores mecánicos, por lo que es usualencontrar reactores hidráulicos del tipo de salto hidráulico, inyectores o difusores. En ellaboratorio no es posible modelar las condiciones de los reactores reales, por lo que sehan definido diversos procedimientos para simular las reacciones. El más utilizado parala mezcla rápida está basado en determinar el Número de Camp que es el producto delgradiente hidráulico por el tiempo de retención y que se ha comprobado, es semejanteal de la planta de tamaño real.Para la mezcla lenta, los gradientes hidráulicos están en el rango de 30-60 s-1

(Arboleda, 1973) y los tiempos de retención son del orden de 10 a 30 minutos.Tecnologías más recientes trabajan con tiempos menores, de 2 a 5 minutos, enreactores compartamentalizados en los que se aplican los conceptos propuestos porArgaman y Kaufman, (Argaman, 1960). De manera semejante que en la mezcla rápida,en la mezcla lenta se puede calcular el Número de Camp en laboratorio y con base enél, determinar el diseño y la operación de floculadores reales.Los sedimentadores pueden ser diseñados y operados mediante la determinación deparámetros calculados con sencillos procedimientos de laboratorio. Para el procesoconvencional, actualmente se prefiere el método de la prueba de jarras modificadasobre el de la columna de sedimentación. Con ambos se obtienen resultadossemejantes, pero el primero tiene la ventaja de la sencillez.Los filtros rápidos, que son las unidades más caras de las plantas de tratamiento, sediseñan generalmente por métodos empíricos y se optimiza su operación con ayuda defiltros pilotos, empacados con los materiales de los filtros de las plantas potabilizadorasa los que se les hace pasar aguas de las propias plantas para determinar parámetroscomo la carga superficial, las pérdidas de carga por colmatación, la carrera del filtro,etc. Sin embargo, se ha comprobado que el hacer pasar el efluente del sedimentadorpor un papel filtro Whatman 40 (Culp, 1974), equivale a filtrar adecuadamente medianteun filtro rápido, por lo que para fines únicamente de comparación de los procesosanteriores, es práctica común su utilización.Las aguas residuales, tanto domésticas como industriales, son tratadas generalmentepor métodos biológicos, ya sea aerobios o anaerobios, en los que la remoción de lamateria orgánica y de otro tipo de contaminantes se realiza principalmente por la acciónde microorganismos que degradan la materia orgánica como parte de su metabolismo.Por tanto, los tratamientos están encaminados a proporcionar las condicionesambientales necesarias para la acción eficiente de los mismos. Esta característica(depender de la acción de los microorganismos), le infiere un cierto grado devulnerabilidad a los tratamientos. Por otro lado, en los tratamientos fisicoquímicos, loscontroles que regulan la eficiencia de los procesos son mucho más sencillos, por lo quesu funcionamiento es más seguro. Como se ha mencionado, los tratamientosfisicoquímicos pueden remover las cargas orgánicas de la fracción líquida de losdesechos, pero aumenta el volumen de los lodos producidos. Estos lodos, no estánestabilizados y poseen sustancias adicionales (coagulantes), lo que modifica su

composición y por tanto sus posibles tratamientos. No se encontraron en la literaturaconsultada, trabajos sobre tratamiento, utilización y disposición de este tipo de lodos,por lo que representa un campo fértil para la investigación.Se reportan muchos estudios sobre el tipo y la dosis de coagulante para diferentes tiposde aguas residuales. Para una eficiente remoción de color, (Lyn et al , 1996),encontraron que el sulfato de fierro fue más eficiente que el sulfato de aluminio,logrando remover la totalidad del carbón orgánico total (COT) en aguas residualesdomésticas. (Bell et al , 1996), probaron con distintos coagulantes (sulfato de aluminio,cloruro férrico y cloruro de polialuminio) para determinar el más apropiado, no solo pararemover el total del COT, sino la eliminación o inactivación de microorganismos de lasaguas residuales domésticas.El color en las aguas residuales es producido por partículas de muy pequeño tamaño(3.5 a 10 mµ) lo que las sitúa en la frontera entre dispersión coloidal y soluciónverdadera. Por otro lado se ha demostrado que al bajar el pH de las aguas, disminuyela intensidad del color, por lo que para obtener eficiencias elevadas en su remoción losvalores de pH más comunes están en el rango de 3.5 a 6 (Montes, 1998), mientras quepara la remoción de otro tipo de material suspendido, el pH óptimo está en el rango de 6a 7 (Montes, 1998). El sulfato poliférrico es un reactivo que optimiza la hidrólisis deFe(III) y que posee un elevado peso molecular, características deseables en todocoagulante. Este reactivo fue utilizado en un estudio a nivel laboratorio (Jiang, 1996) enel que se demostró más eficiencia que con los coagulantes convencionales. Estecoagulante comprobó su eficiencia en la remoción de color a pH de 7. Otros estudiosrealizados por (De Tomaso, 1991996 y Van Benschoten, 1996), trabajando con aguasresiduales domésticas y utilizando coagulantes convencionales (sulfatos de aluminio yde fierro) comprobaron que se obtienen buenas eficiencias de remoción de materiaorgánica y de color, si se trabaja con pH ácidos entre 5 y 6.(Kawamura , 1996) reporta, que la optimización de los procesos de coagulación yfloculación, son determinantes en la eficiencia de remoción de materia orgánica en losprocesos fisicoquímicos de tratamiento de aguas residuales y propone la utilización dela prueba de jarras para la determinación de parámetros de diseño y control. A similaresconclusiones llegaron (Van Duser et al, 1996) con lo que pudieron incrementar un 57%el volumen de agua tratada de una planta de tratamiento de aguas residuales de laciudad de Hillsboro, Oregon.El propósito de este trabajo fue determinar con pruebas de laboratorio, los parámetrosde diseño de las diferentes unidades que componen un tratamiento fisicoquímico deaguas residuales domésticas, en los que se obtengan las mejores eficiencias deremoción de materia orgánica medida como Demanda Química de Oxígeno (DQO):- Dosis óptima de coagulantes necesarios para obtener eficiencias de remoción demateria orgánica, similares o superiores a los obtenidos por tratamientos biológicos.- pH óptimo.- Concentración óptima de coagulante.- Número de Camp (Arboleda, 1987), (Gradiente hidráulico por tiempo de retención dela mezcla rápida).- Número de Camp (Arboleda, 1987) (Gradiente hidráulico por tiempo de retención parala mezcla lenta).- Carga superficial para diseño de sedimentadores para una eficiencia

predeterminada.

Es importante mencionar que las aguas residuales domésticas en la región, poseencaracterísticas fisicoquímicas que las diferencian de la mayoría de las aguas residualesdomésticas de otros lugares, tales como la alcalinidad que está en el rango de 250 a350 mg/l y pH cercano a 7, de donde se infiere que las características de los procesosde tratamiento fisicoquímico, deben ser también diferentes. De ahí la importancia deestudiar este tipo de proceso para este tipo de aguas.

METODOLOGÍA

La investigación consistió en la realización de ensayos de laboratorio (pruebas dejarras) con aguas residuales domésticas y el uso de sulfato férrico como coagulante. Enestos ensayos, el parámetro de control fue la DQO soluble (mg/l), la cual sedeterminaba al agua antes y después del proceso simulado con equipo de prueba dejarras.Las aguas utilizadas en los ensayos fueron recolectadas del influente del cárcamo de laplanta del fraccionamiento FOVISSTE de la ciudad de Mérida. A las aguas crudas seles removió por métodos físicos (una hora de asentamiento y remoción manual de lossobrenadantes) los sólidos flotantes y los sedimentables, para emular lospretratamientos de las plantas de aguas residuales.Los parámetros de diseño determinados fueron los siguientes:1) Dosis óptima de coagulante: Se realizaron 12 ensayos de la prueba de jarras, para

cubrir un rango de 0 a 300 mg/l de sulfato férrico, 2 con dosis de 10 a 60 mg/I, 2 de20 a 120 mg/l, 2 de 100 a 250 mg/l y 6 de 200 a 300 mg/l.

2) pH óptimo: Se realizaron 8 ensayos de jarras: 6 para un rango de pH de 2.5 a 5 y 2ensayos para el rango de 4.5 a 7. Los valores de pH de las muestras de aguacruda, se ajustaban con soluciones de ácido clorhídrico e hidróxido de sodio.

3) Concentración óptima: Se realizaron 4 pruebas de jarras con un rango deconcentraciones de 0.5 a 3 %.

4) Mezcla rápida: Se determinó el Número de Camp con dos ensayos de la prueba dejarras en las que se varió el tiempo de mezcla rápida de 20 a120 segundos.

5) Mezcla lenta: Para el diseño y operación de floculadores se requiere calcular elNúmero de Camp. Se realizaron 4 ensayos de la prueba de jarras con gradienteshidráulicos de 20, 40, 60 y 80 s-1.

6) Velocidad crítica de sedimentación (vsc): Con la velocidad crítica se calcula la cargasuperficial, parámetro utilizado para diseñar y operar sedimentadores. Se realizaron2 ensayos de la prueba de jarras modificada para su determinación.

Una vez determinados la dosis, pH y concentraciones óptimas, así como la cargasuperficial, se emuló el proceso de filtración rápida con el uso de filtros de papelWhatman 40 para determinar la remoción total de materia orgánica que se obtendría.

RESULTADOS

En la figura 2, se presentan los resultados de los 12 ensayos de la prueba de jarras y lacurva ajustada que de ellos se derivan para estimar la dosis óptima de coagulante; en lafigura 3, los correspondientes al pH óptimo; en la figura 4, los de la concentraciónóptima; en la figura 5, los de la mezcla rápida que permiten calcular el Número deCamp; en la figura 6, se presentan los resultados de los ensayos de la prueba de jarras

para la mezcla lenta y de ella se derivan las figuras 7 y 8, que son desarrolladas pararelacionar el gradiente hidráulico con el tiempo de floculación; en la tabla 1, sepresentan los resultados de la prueba de jarras modificada y se calculan las velocidadesde sedimentación (vs) y los remanentes de materia orgánica después de lasedimentación, que se presentan en la figura 9. Esta gráfica, permite estimar la cargasuperficial con base en una eficiencia deseada. Por último, se presenta en la figura 10,las remociones que sobre el agua sedimentada se obtiene con la filtración en papelWhatman 40 y con base en estos resultados la eficiencia en remoción de materiaorgánica medida como DQO que se obtendría en una planta de tratamientofisicoquímico de las aguas estudiadas. Se ensayó una regresión lineal (figura 11) paraestimar la DQO filtrada con base en la DQO sedimentada.

Tabla 1.- Resultados de la prueba de jarras modificada para la determinación de lacarga superficial de la sedimentación

Tiempo(seg)

DQO1(mg/l)

DQO2(mg/l)

DQOp(mg/l)

VS(cm/s)

R(%)

30 540.7 642.0 591.35 0.16666 0.094460 412.8 530.1 471.45 0.08333 0.2780

180 225.2 248.6 236.90 0.02777 0.6372300 184.7 214.5 199.60 0.01666 0.6943600 171.9 195.3 183.60 0.00833 0.71881200 144.1 192.3 168.20 0.00416 0.7424

DQOi = 653 mg/l (DQO promedio inicial).d = 5 cm (distancia de sedimentación).DQO1 = DQO del primer ensayo.DQO2 = DQO del segundo ensayo.DQOp = DQO promedio.Vs = velocidad de sedimentación (cm/s).R = Fracción remanente de DQO, después del tiempo T.

DISCUSIÓN

En la remoción de la turbiedad debida a partículas coloidales de origen mineral, lasdosis óptimas se encuentran en el rango de 10 a 30 mg/l de coagulante y a dosismayores o menores se tienen bajas eficiencias de remoción. Cuando este rango dedosis es pequeño y los controles operacionales de la planta ineficientes se tienen queadministrar sobredosis para que la remoción de las partículas coloidales se efectúe porla acción de barrido. En la figura 2, puede notarse que no existe una dosis óptima decoagulante sino que las mejores remociones se obtienen a dosis elevadas, superiores a180 mg/l, lo que indica que actúa la acción de barrido. Estas remociones son lasobtenidas después de la sedimentación, sin embargo, después de la filtración, comopuede observarse en la figura 10, la mejor eficiencia se obtiene a concentraciones de300 mg/l. La diferencia de remociones entre los efluentes de la sedimentación y los de

la filtración, se debe a un efecto combinado: por una parte, una fracción de la materiaorgánica, cuando la dosis es menor de 300 mg/l, no forma flóculos, o estos sonpequeños y no alcanzan a ser removidos por el filtro, adicionalmente, una mayorcantidad de coagulante produce una mejor remoción por acción de barrido.El pH óptimo fue de 5, lo que concuerda con los resultados obtenidos por De Tomaso yVan Benschoten. A este respecto es conveniente mencionar que las aguas crudas

Figura 2.- Dosis óptima de coagulante

Figura 3.- pH óptimo

50

100

150

200

250

300

350

DQ

O (

mg

/l)

0 50 100 150 200 250 300 Dosis (mg/l)

Figura 4.- Concentración óptima

Figura 5.- Tiempos óptimos de coagulación

Figura 6.- Tiempos óptimos de floculación para diferentes gradientes

Figura 7.- Gradientes óptimos de floculación para diferentes tiempos

Figura 8.- Relación de tiempos y gradientes óptimos de floculación

Figura 9.- Curva de eficiencia de sedimentación

vscCf

C

1-C

1-C0

C0

vs

Figura 10.- Efecto de la filtración en la remoción de la materia orgánica

Figura 11.- Modelo de regresión para la DQO filtrada

poseen elevada alcalinidad (250 a 350 mg/l), lo que evitó que el pH bajara aún cuandolas dosis fueron elevadas.

150

200

250

300

50 100 150 200 250 300

Dosis (mg/l)

DQ

O (

mg

/l)

Agua filtrada Agua sedimentada

Las mejores eficiencias de remoción se obtuvieron a concentraciones de coagulante 0.5y 1.5 %, por lo que se elige ésta última como la más adecuada toda vez que se asociacon volúmenes de tanque dosificador 1/3 menores que la primera concentración.La capacidad de agitación máxima del equipo de prueba de jarras utilizado es de 100rpm, al que le corresponde un gradiente hidráulico de 300 s-1 cuando se utilizan vasosde precipitado con deflectores y una temperatura de 28 ºC. Este valor multiplicado porel tiempo de mezcla lenta con el que se obtuvieron las mejores eficiencias de remociónde DQO (100 segundos de acuerdo con la figura 5) nos permite estimar el Número deCamp para la coagulación que es 3,000. Este valor se encuentra dentro del rango demezcladores rápidos utilizados en potabilización. A este respecto Camp sugieregradientes de 1000 a 2000 s-1 y tiempos de retención menores de 1 segundo.En la figura 6, se presentan los gráficos de eficiencias de remoción de la floculaciónpara 4 gradientes hidráulicos (20, 40, 60 y 80 s-1), con base en ésta y para diferentestiempos de retención se elaboró la figura 7 que relaciona los gradientes con laseficiencias. Los valores óptimos de esta última figura se utilizan para relacionar elgradiente hidráulico con el tiempo de retención (figura 8) con lo que se obtiene unapoderosa herramienta de diseño y control del proceso de floculación. Si suponemos untiempo de retención de 20 minutos, le corresponde un gradiente hidráulico de 43 s-1, porlo que el Número de Camp sería de 860.Con los datos obtenidos en la prueba de jarras modificada para la sedimentación (tabla6), se elabora el gráfico presentado en la figura 9, en el eje de las absisas se tiene lavelocidad de sedimentación que resulta de dividir la distancia de sedimentación (5 cm)entre el tiempo y en las ordenadas la fracción remanente de materia orgánica medidacomo DQO que se calcula con la siguiente expresión:

NNR

0

11−=

donde: R es la fracción remanente, N0 es la concentración inicial y Nt la obtenida en eltiempo t. Para cada velocidad de sedimentación, la eficiencia de remoción se calculacon la siguiente expresión:

( )v

v

sc

sCE +−= 1

,donde: E, es la eficiencia de remoción, (1-C) representa la remoción de partículas develocidad de sedimentación mayor que la crítica, vs la remoción de las de menorvelocidad (representadas por el área sombreada) y vsc la velocidad crítica desedimentación. Para el ejemplo de la figura, partiendo de una carga superficial típica dediseño de decantadores, q = 32 m3/m2/día (vsc = 0.037 cm/s), se calculó que laeficiencia es del 49.5 %. Esta eficiencia es baja comparada con los sedimentadores deplantas potabilizadoras.La concentración final Cf es del 25 %, lo que indica que existe una fracción soluble demateria orgánica, o bien, formada por flóculos de pequeño tamaño o densidad, cuyasedimentación es sumamente lenta. En cualquiera de los dos casos, es necesarioprobar con otros tipos de coagulantes que produzcan flóculos más densos y que

permitan remover mayores porcentajes de materia orgánica. Se podrían probarpolielectrolitos catiónicos de alta densidad como el cloruro de polialuminio o elclorhidrato de aluminio (Montes, 1998) o propiciar, dada la elevada dureza total de lasaguas, un proceso de ablandamiento elevando el pH a 11 y produciendo de estamanera un floc de elevada densidad que por acción de barrido elimine la materiaorgánica.Para emular el proceso de filtración rápida, se hizo pasar el agua sedimentada por unpapel Whatman 40. En la figura 10, se presenta gráficamente el incremento de laeficiencia de remoción de la materia orgánica. Con base en estos resultados, se ensayóuna regresión lineal para estimar el valor de la DQO del agua filtrada (y) en términos delagua sedimentada (x): y = 0.74x + 0.26, modelo significativo a niveles de confianzasuperiores al 99%.Las remociones totales de materia orgánica, medida como DQO, del procesoconvencional fueron del 66.3%, al pasar de una concentración de 414 a 139.5 mg/l, lascuales son inferiores a las obtenidas en los tratamientos secundarios biológicos(Richter, 1991).

CONCLUSIONES

1) No se obtuvo una dosis óptima de coagulante y por acción de barrido la mejor dosisfue la de 300 mg/l de sulfato férrico.

2) El pH óptimo fue de 5.3) La concentración óptima fue de 1.5%.4) El Número de Camp para la mezcla rápida fue 3,000.5) El Número de Camp para la floculación fue de 860.6) La remoción total de materia orgánica medida como DQO, del proceso convencional

fue de 66.3%, al pasar de una concentración de 414 a 139.5 mg/l, las cuales soninferiores a las obtenidas en tratamientos biológicos secundarios.

7) Se recomienda ensayar coagulantes poliméricos de alta densidad como ayudantesde coagulación, para propiciar la formación de flóculos de mayor tamaño y densidadcon los que se obtendrían mejores eficiencias.

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