Procesos físicos unitarios (página 2)

Los elementos separadores pueden estar constituidos por
barras, alambres o varillas paralelas, rejillas, telas
metálicas o placas perforadas, y las aberturas pueden ser
de cualquier forma, aunque normalmente suelen ser ranuras
rectangulares u orificios circulares. Los elementos formados por
varillas o barras paralelas reciben el nombre de rejas de
barrotes. El término tamiz se circunscribe al uso de
placas perforadas y mallas metálicas de sección
cuneiforme. La función
que desempeñan las rejas y tamices se conoce con el nombre
de desbaste, y el material separado en esta operación
recibe el nombre de basuras o residuos de desbaste. Según
el método de
limpieza que se emplee, los tamices y rejas pueden ser de
limpieza manual o
automática. Generalmente, las rejas tienen aberturas
(separación entre las barras) superiores a 15 mm, mientras
que los tamices tienen orificios de tamaño inferior a este
valor.

Rejas. En los procesos de
tratamiento del agua residual, las rejas se utilizan para
proteger bombas, válvulas,
conducciones y otros elementos contra los posibles daños y
obturaciones provocados por la presencia de trapos y de objetos
de gran tamaño. Las plantas de tratamiento de aguas
industriales pueden no precisar la instalación de rejas,
dependiendo de las características de los residuos.

Tamices. Los primeros tamices eran de disco
inclinado o de tambor, y se empleaban como medio para
proporcionar tratamiento primario, en lugar de tanques de
sedimentación. El mecanismo de separación
consistía en placas de bronce o de cobre con
ranuras fresadas. Desde principios de los
años setenta, el interés
por el uso de todo tipo de tamices en el campo del tratamiento de
las aguas residuales ha experimentado un considerable aumento. Su
campo de aplicación se extiende desde el tratamiento
primario hasta la eliminación de los sólidos en
suspensión residuales de los efluentes procedentes de los
procesos de tratamiento biológicos. Este renovado
interés ha surgido, en gran medida, como consecuencia de
la mejora en los materiales y
en los dispositivos disponibles para el tamizado, además
de la continua investigación realizada en este
campo.

Análisis

El proceso de
análisis asociado al uso de elementos de
desbaste supone la determinación de las pérdidas de
carga que se producen al circular el agua residual a
través de ellos.

Rejas. Las pérdidas de carga que se
producen al circular el agua a través de las rejas
dependen de la velocidad de aproximación del agua y de la
velocidad de circulación a través del elemento
expresada en la formula:

HOMOGENEIZACION DE
CAUDALES

La homogenización consiste simplemente en
amortiguar por laminación las variaciones del caudal, con
el objeto de conseguir un caudal constante o casi constante. Esta
técnica puede aplicarse en situaciones diversas,
dependiendo de las características de la red de alcantarillado. Las
principales aplicaciones están concebidas para la
homogenización de:

1. Caudal en tiempo
   seco
2. caudales procedentes de redes de alcantarillado
   separativas en épocas lluviosas
3. Caudales procedentes de redes de alcantarillado
   unitarias combinación de aguas pluviales y aguas
   residuales sanitarias

La aplicación de la homogeneización de
caudales en el tratamiento del agua residual. En la
disposición que recibe el nombre de «en
línea», la totalidad del caudal pasa por el tanque
de homogeneización. Este sistema permite reducir las
concentraciones de los diferentes constituyentes y amortiguar los
caudales de forma considerable. En la disposición
«en derivación», sólo se hace
pasar por el tanque de homogeneización el caudal que
excede un límite prefijado. Aunque con este segundo
sistema se minimizan las necesidades de bombeo, la
reducción de la concentración de los diferentes
constituyentes no es tan alta como con el primero.

Las principales ventajas que produce la
homogeneización de los caudales son las
siguientes:

2. Mejora del tratamiento biológico, ya que
   eliminan o reducen las cargas de choque, se diluyen las
   sustancias inhibidoras, y se consigue estabilizar el pH;
3. Mejora de la calidad del
   efluente y del rendimiento de los tanques de
   sedimentación secundaria al trabajar con cargas de
   sólidos constantes;
4. Reducción de las superficies necesarias para
   la filtración del efluente, mejora de los rendimientos
   de los filtros y posibilidad de conseguir ciclos de lavado
   más uniformes.

En el tratamiento químico, el amortiguamiento de
las cargas aplicadas mejora el control de la
dosificación de los reactivos y la fiabilidad del
proceso.

Aparte de la mejora de la mayoría de las
operaciones y procesos de tratamiento, la homogeneización
del caudal es una opción alternativa para incrementar el
rendimiento de las plantas de tratamiento que se encuentran
sobrecargadas.

Localización de las instalaciones de
homogeneización.

La ubicación óptima de las instalaciones
de homogeneización debe determinarse para cada caso
concreto. Dado
que la localización óptima variará en
función del tipo de tratamiento, de las
características de la red de alcantarillado y de las del
agua residual, es preciso llevar a cabo un estudio detallado de
las diferentes posibilidades. Probablemente, la
localización más indicada continuará siendo
en las plantas de tratamiento existentes o en fase de proyecto.

También es necesario considerar la integración de las instalaciones de
homogeneización en el diagrama de flujo
de los procesos de tratamiento. En ocasiones, puede resultar
más interesante situar la homogeneización
después del tratamiento primario y antes del
biológico, pues así se reducen los problemas
originados por el fango y las espumas. Si las instalaciones de
homogeneización se sitúan por delante de la
sedimentación primaria y del tratamiento biológico,
el proyecto debe tener en cuenta la provisión de un grado
de mezclado suficiente para prevenir la sedimentación de
sólidos y las variaciones de concentración y
dispositivos de aireación suficientes para evitar los
problemas de olores.

Homogeneización en línea o en
derivación.

Como se ha descrito anteriormente, la adopción
de un sistema de homogeneización en línea permite
amortiguar considerablemente las cargas de constituyentes en los
procesos de tratamiento que tengan lugar a continuación,
mientras que la efectividad de la homogeneización en
derivación es bastante menor.

MEZCLADO

El mezclado es una operación unitaria de gran
importancia en muchas fases del tratamiento de aguas residuales,
entre las que podemos citar:

de calor.

1. Mezcla completa de una sustancia con otra
2. Mezcla de suspensiones líquidas
3. Mezcla de líquidos miscibles
4. Floculación
5. Transferencia

Descripción y aplicación

La mayoría de las operaciones de mezclado
relacionadas con el tratamiento de las aguas residuales puede
clasificarse en continuas y rápidas continuas (30 segundos
o menos). Estas últimas suelen emplearse en los casos en
los que debe mezclarse una sustancia con otra, mientras que las
primeras tienen su aplicación en aquellos casos en los que
debe mantenerse en suspensión el contenido del reactor o
del depósito. En los siguientes apartados se analiza cada
uno de estos tipos de mezclado.

Mezcla rápida continua de productos
químicos.

En el proceso de mezcla rápida continua, el
principal objetivo
consiste en mezclar completamente una sustancia con otra. La
mezcla rápida puede durar desde una fracción de
segundo hasta alrededor de 30 segundos. La mezcla rápida
de productos químicos se puede llevar a cabo mediante
diversos sistemas, entre
los que destacan:

1. Resaltos hidráulicos en canales
2. Dispositivos Venturi
3. Conducciones
4. Por bombeo
5. Mediante mezcladores estáticos
6. Mediante mezcladores mecánicos

En los cuatro primeros, el mezclado se consigue como
consecuencia de las turbulencias que se crean en el
régimen de flujo. En los mezcladores estáticos, las
turbulencias se producen como consecuencia de la
disipación de energía, mientras que en los
mezcladores mecánicos las turbulencias se consiguen
mediante la aportación de energía con impulsores
giratorios como las paletas, hélices y
turbinas.

Mezcla continua en reactores y tanques de
retención.

En el proceso de mezcla continua, el principal objetivo
consiste en mantener en un estado de
mezcla completa el contenido del reactor o del tanque de
retención. El mezclado continuo puede llevarse a cabo
mediante diversos sistemas, entre los cuales se
encuentran:

1. Los mezcladores mecánicos
2. Mecanismos neumáticos
3. Mezcladores estáticos
4. Por bombeo.

El mezclado mecánico se lleva a cabo mediante los
mismos procedimientos y
medios que el
mezclado mecánico rápido continuo. El mezclado
neumático comporta la inyección de gases, que
constituye un factor importante en el diseño
de los canales de aireación del tratamiento
biológico del agua residual. Un canal con pantallas
deflectoras es un tipo de mezclador estático que se emplea
en el proceso de floculación.

Agitadores de paletas.

Los agitadores de paletas suelen girar lentamente puesto
que tienen una superficie grande de acción sobre el
fluido. Los agitadores de paletas se emplean como elementos de
floculación cuando deben añadir-se al agua
residual, o a los fangos, coagulantes como el sulfato
férrico o de aluminio, o
adyuvantes a la coagulación como los polielectrolitos y la
cal.

La coagulación se promueve, mecánicamente,
con una agitación moderada con palas girando a velocidades
bajas. Esta acción se complementa, en ocasiones, con la
disposición de unas hojas o láminas
estáticas entre las palas giratorias para reducir el
movimiento circular de la masa de agua y favorecer así el
mezclado. El aumento del contacto entre partículas conduce
a un incremento del tamaño del flóculo, pero una
agitación demasiado vigorosa puede producir tensiones que
destruyan los flóculos formando partículas de menor
tamaño. Es importante controlar adecuadamente la
agitación, de modo que los tamaños de los
flóculos sean los adecuados y sedimenten
rápidamente. La producción de un buen flóculo
requiere generalmente un tiempo de detención de entre 10 y
30 minutos.

Los fabricantes de equipos han llevado a cabo numerosos
estudios para obtener las configuraciones idóneas de las
dimensiones de las paletas, separación entre ellas y
velocidad de rotación. Se ha podido constatar que una
velocidad lineal de, aproximadamente, 0,6 a 0,9 m/s en los
extremos de las paletas crea suficiente turbulencia sin romper
los flóculos.

SEDIMENTACIÓN

La sedimentación consiste en la
separación, por la acción de la gravedad, de las
partículas suspendidas cuyo peso específico es
mayor que el del agua. Es una de las operaciones unitarias
más utilizadas en el tratamiento de las aguas residuales.
Los términos sedimentación y decantación se
utilizan indistintamente.

Esta operación se emplea para la
eliminación de arenas, de la materia en
suspensión en flóculo bilógico en los
decantadores secundarios en los procesos de fango activado,
tanques de decantación primaria, de los flóculos
químicos cuando se emplea la coagulación química, y para la
concentración de sólidos en los espesadores de
fango.

En la mayoría de los casos, el objetivo principal
es la obtención de un efluente clarificado, pero
también es necesario producir un fango cuya
concentración de sólidos permita su fácil
tratamiento y manejo. En el proyecto de tanques de
sedimentación, es preciso prestar atención tanto a la obtención de un
efluente clarificado como a la producción de un fango
concentrado.

Descripción

En función de la concentración y de la
tendencia a la interacción de las partículas, se
pueden producir cuatro tipos de sedimentación: discreta,
floculenta, retardada (también llamada zonal), y por
compresión.

Análisis de la sedimentación de
partículas discretas (Tipo 1)

La sedimentación de partículas discretas
no floculantes puede analizarse mediante las leyes
clásicas formuladas por Newton y
Stokes. La ley de Newton
proporciona la velocidad final de una partícula como
resultado de igualar el peso efectivo de la partícula a la
resistencia por
rozamiento o fuerza de
arrastre. El peso efectivo viene dado por:

Fuerza gravitatoria = (p5 —
p)gV

donde Ps = densidad de la
partícula.

p = densidad del fluido.

g = aceleración de la gravedad.

V = volumen de la partícula.

La fuerza de arrastre por unidad de área depende
de la velocidad de la partícula, de la densidad y la
viscosidad del
fluido, y del diámetro de la partícula. El
coeficiente de arrastre CD (adimensional), viene definido
por la Ecuación:

en la que:

CD = coeficiente de arrastre.

A = área transversal al flujo o
área de la proyección de la
partícula

sobre el plano normal a v.

V = velocidad de la partícula.

• Tipos de sedimentación que intervienen en
  el tratamiento del agua residual

Análisis de la sedimentación floculenta
(Tipo 2)

En soluciones
relativamente diluidas, las partículas no se comportan
como partículas discretas sino que tienden a agregarse
unas a otras durante el proceso de sedimentación. Conforme
se produce la coalescencia o floculación, la masa de
partículas va aumentando, y se deposita a mayor velocidad.
La medida en que se desarrolle el fenómeno de
floculación depende de la posibilidad de contacto entre
las diferentes partículas, que a su vez es función
de la carga de superficie, de la profundidad del tanque, del
gradiente de velocidad del sistema, de la concentración de
partículas y de los tamaños de las mismas. El
efecto de estas variables
sobre el proceso sólo se puede determinar mediante
ensayos de
sedimentación.

Para determinar las características de
sedimentación de una suspensión de
partículas flocúlentas se puede emplear una columna
de sedimentación. El diámetro de la misma puede ser
cualquiera, pero su altura deberá ser la misma que la del
tanque de sedimentación de que se trate. Se han obtenido
buenos resultados empleando un tubo de plástico
de 15 cm. de diámetro por unos 3 m de altura. Los
orificios de muestreo deben
colocarse cada 0,5 m. La solución con materia en
suspensión se introduce en la columna de modo que se
produzca una distribución uniforme de tamaños de
las partículas en toda la profundidad del tubo.

También es necesario cuidar de que la temperatura se
mantenga uniforme durante el ensayo, con
objeto de evitar la presencia de corrientes de convección.
La sedimentación debe tener lugar en condiciones de
reposo. La retirada de muestras, y su posterior análisis
para conocer el contenido total de sólidos, se realiza a
diferentes intervalos de tiempo. Para cada muestra analizada
se calcula el porcentaje de eliminación, y los resultados
se representan en una gráfica en función de la
profundidad y el tiempo en que se ha tomado la muestra, siguiendo
un sistema análogo al de la representación de cotas
en un plano topográfico. Una vez dibujados los puntos, se
trazan las curvas que pasan por los puntos de idéntico
porcentaje de eliminación.

Análisis de la sedimentación zonal o
retardada (Tipo 3)

En los sistemas que contienen elevadas concentraciones
de sólidos en suspensión, además de la
sedimentación libre o discreta y de la
sedimentación floculenta, también suelen darse
otras formas de sedimentación, como la
sedimentación zonal (Tipo 3) y la sedimentación por
compresión (Tipo 4). El fenómeno de
sedimentación que ocurre cuando se introduce en un
cilindro graduado una suspensión concentrada, con
concentración inicialmente uniforme.

Debido a la alta concentración de
partículas, el líquido tiende a ascender por los
intersticios existentes entre aquéllas. Como consecuencia
de ello, las partículas que entran en contacto tienden a
sedimentar en zonas o capas, manteniendo entre ellas las mismas
posiciones relativas. Este fenómeno se conoce como
sedimentación retardada. Conforme van sedimentando las
partículas, se produce una zona de agua relativamente
clara por encima de la región de
sedimentación.

Las partículas dispersas, relativamente ligeras,
que permanecen en esta región sedimentarán como
partículas discretas o floculadas. En la mayoría de
los casos, se presenta una interfase bien diferenciada entre la
zona de sedimentación discreta y la región de
sedimentación retardada, como se puede apreciar en la Fig.
6-14. La velocidad de sedimentación de la zona de
sedimentación retardada es función de la
concentración de sólidos y de sus
características.

A medida que avanza el proceso de sedimentación,
comienza a formarse en el fondo del cilindro una capa de
partículas comprimidas, en la zona de sedimentación
por compresión. Aparentemente, las partículas de
esta región forman una estructura en la que existe
contacto entre ellas. Al formarse la región o capa de
compresión, las capas en las que las concentraciones de
sólidos son, sucesivamente, menores que en la zona de
compresión tienden a ascender por el tubo. Por lo tanto,
de hecho, la zona de sedimentación zonal o retardada
presenta una graduación de concentraciones de
sólidos comprendida entre la zona de compresión y
la de sedimentación.

Según Dick y Ewing las fuerzas de
interacción física entre las
partículas, especialmente intensas en la zona de
compresión, disminuyen con la altura, pudiendo existir, en
alguna medida, en la zona de sedimentación
retardada.

Generalmente, debido a la variabilidad de los resultados
obtenidos, la determinación de las características
de sedimentabilidad de las suspensiones en las que la
sedimentación zonal y la sedimentación por
compresión desempeñan un papel
importante suele realizarse mediante ensayos de
sedimentación. Basándose en los datos deducidos a
partir de ensayos en columnas de sedimentación, el
área necesaria para las instalaciones de
sedimentación y espesado de fangos puede determinarse
empleando dos técnicas
diferentes. En el primer método, se emplean los datos
obtenidos en un ensayo de
sedimentación simple (batch), mientras que en el
segundo, conocido como el método de flujo de
sólidos, se emplean datos procedentes de una serie de
ensayos de sedimentación realizados con diferentes
concentraciones de sólidos. En los apartados siguientes se
describen ambos métodos.

Análisis de la sedimentación por
compresión (Tipo 4)

El volumen necesario para el fango de la región
de compresión también suele determinarse mediante
ensayos de sedimentación. Se ha comprobado que la
velocidad de sedimentación en esta región es
proporcional a la diferencia entre la altura de la capa de fango
en el tiempo t y la altura del fango transcurrido un periodo de
tiempo prolongado. Este fenómeno puede expresarse mediante
la siguiente ecuación:

Donde: Ht = altura del fango en el tiempo
t.

H = altura del fango tras un prolongado periodo
de tiempo, p.c. 24 horas.

H2= altura del fango en el tiempo
t2.

i= constante para una suspensión
dada.

Se ha observado que la agitación sirve para
compactar el fango en la región de compresión, al
promover la rotura de los flóculos y la circulación
del agua. Los equipos de los tanques de sedimentación
incluyen rascadores de fondo para transportar el fango y
conseguir una mayor compactación. Dick y Ewing [61
encontraron que la agitación también favorece una
mejor sedimentación en la región de
sedimentación zonal. Por todo ello, puede ser conveniente
incluir el estudio de la influencia de la agitación como
parte esencial de los ensayos de sedimentación,
máxime si sus resultados van a ser empleados para
determinar las superficies y volúmenes de las
instalaciones de sedimentación.

SEDIMENTACIÓN ACELERADA

La sedimentación, se produce debido a la
acción de la fuerza de la gravedad dentro de un campo de
aceleraciones constante. La eliminación de
partículas sedimentables también puede llevarse a
cabo aprovechando las propiedades de un campo de aceleraciones
variable.

Descripción

Para la eliminación de arenas del agua residual
se han desarrollado numerosos aparatos que aprovechan tanto la
acción de las fuerzas gravitacionales, como la
acción de la fuerza centrífuga y las velocidades
inducidas. Los principios en los que se basa uno de estos
aparatos, conocido como Teacup separator (separador en forma de
taza de té)A primera vista, el separador tiene forma de
cilindro achatado . El agua residual se introduce tangencialmente
cerca del fondo del cilindro, y se extrae por la parte superior
del mismo, también tangencialmente. La arena se extrae por
una abertura dispuesta en el fondo del elemento.

Análisis

Dentro del separador, debido a que la parte superior
está cerrada, el flujo giratorio crea un vórtice
libre La principal característica de un vórtice
libre es que el producto de la
velocidad tangencial por el radio es
constante:

Vr = Constante

donde V = velocidad tangencial, m/s.

r = radio, m.

El significado de la Ecuación se puede ilustrar
con el siguiente ejemplo. Supongamos que la velocidad tangencial
en un separador de este tipo de 1,5 m de radio es de 0,9 m/s. En
el punto más alejado del centro, el producto de la
velocidad tangencial por el radio tiene el valor de 1,35
m2/s. Si la abertura de extracción de las
arenas tiene un radio de 30 cm, la velocidad tangencial en la
entrada de la abertura será de 4,5 m/s. La fuerza
centrífuga que experimenta una partícula dentro de
este régimen de flujo es igual al cuadrado de su velocidad
dividido por el radio, con lo cual la reducción del radio
a una quinta parte de su valor inicial implica multiplicar por
125 el valor de la fuerza centrífuga.

Debido a la magnitud de la fuerza centrífuga en
la proximidad de la abertura de salida de las arenas, algunas
partículas quedarán retenidas en el interior del
vórtice libre mientras que otras escapan con el flujo de
salida del aparato. Este diferente comportamiento
de las partículas depende de su tamaño, densidad y
resistencia al arrastre: las partículas de arena
quedarán retenidas, mientras que las partículas
orgánicas quedarán libres y saldrán del
separador por la parte superior del mismo. Una partícula
orgánica cuya velocidad de sedimentación sea del
orden de magnitud de la de una partícula de arena suele
ser entre cuatro y ocho veces más grande que ésta,
con lo que las fuerzas de arrastre de las partículas
orgánicas serán entre 16 y 64 veces
Superiores.

Esto provoca que las partículas orgánicas
tiendan a moverse solidarias con el fluido y sean transportadas
fuera del separador. Las partículas retenidas en el
vórtice acabarán sedimentando debido a la
acción de la fuerza de la gravedad. En algunas ocasiones
también sedimentan algunas partículas
orgánicas, que suelen ser aceites y grasas unidos a
partículas de arena. Las partículas que sedimentan
en ese estrato son transportadas al centro del separador por la
acción de la velocidad radial.

FLOTAClON

La flotación es una operación unitaria que
se emplea para la separación de partículas
sólidas o líquidas de una fase líquida. La
separación se consigue introduciendo finas burbujas de
gas,
normalmente aire, en la fase
líquida. Las burbujas se adhieren a las partículas,
y la fuerza ascensional que experimenta el conjunto
partícula-burbuja de aire hace que suban hasta la
superficie del líquido. De esta forma, es posible hacer
ascender a la superficie partículas cuya densidad es mayor
que la del líquido, además de favorecer la
ascensión de las partículas cuya densidad es
inferior, como el caso del aceite en el agua.

En el tratamiento de aguas residuales, la
flotación se emplea para la eliminación de la
materia suspendida y para la concentración de los fangos
biológicos La principal ventaja del proceso de
flotación frente al de sedimentación consiste en
que permite eliminar mejor y en menos tiempo las
partículas pequeñas o ligeras cuya
deposición es lenta. Una vez las partículas se
hallan en superficie, pueden recogerse mediante ún rascado
superficial.

Descripción

La aplicación práctica de la
flotación en las instalaciones de tratamiento de aguas
residuales urbanas se limita, en la actualidad, al uso del aire
como agente responsable del fenómeno. Las burbujas se
añaden, o se induce su formación, mediante uno de
los siguientes métodos:

1. Inyección de aire en el líquido
   sometido a presión y posterior liberación de la
   presión a que está sometido el líquido
   (flotación por aire disuelto).
2. Aireación a presión atmosférica
   (flotación por aireación).
3. Saturación con aire a la presión
   atmosférica, seguido de la aplicación del
   vacío al líquido (flotación por
   vacío).

En todos estos sistemas, es posible mejorar el grado de
eliminación y

rendimiento mediante la introducción de aditivos
químicos.

Flotación por aire disuelto.

En los sistemas FAD (Flotación por Aire
Disuelto), el aire se disuelve en el agua residual a una
presión de varias atmósferas, y a
continuación se libera la presión hasta alcanzar la
atmosférica. En las instalaciones de pequeño
tamaño, se puede presurizar a 275-230 kPa mediante una
bomba la totalidad del caudal a tratar, añadiéndose
el aire comprimido en la tubería de aspiración de
la bomba. El caudal se mantiene bajo presión en un
calderín durante algunos minutos, para dar tiempo a que el
aire se disuelva. A continuación, el líquido
presurizado se alimenta al tanque de flotación a
través de una válvula reductora de presión,
lo cual provoca que el aire deje de estar en disolución y
que se formen diminutas burbujas distribuidas por todo el volumen
de líquido.

En las instalaciones de mayor tamaño, se
recircula parte del efluente del proceso de FAD (entre el 15 y el
120 por 100), el cual se presuriza, y se semisatura con aire. El
caudal recirculado se mezcla con la corriente principal sin
presurizar antes de la entrada al tanque de flotación, lo
que provoca que el aire deje de estar en disolución y
entre en contacto con las partículas sólidas a la
entrada del tanque. Las principales aplicaciones de la
flotación por aire disuelto se centran en el tratamiento
de vertidos industriales y en el espesado de fangos.

Flotación por aireación.

En los sistemas de flotación por
aireación, las burbujas de aire se introducen directamente
en la fase líquida por medio de difusores o turbinas
sumergidas. La aireación directa durante cortos periodos
de tiempo no es especialmente efectiva a la hora de conseguir que
los sólidos floten. La instalación de tanques de
aireación no suele estar recomendada para conseguir la
flotación de las grasas, aceites y sólidos
presentes en las aguas residuales normales, pero ha resultado
exitosa en el caso de algunas aguas residuales con tendencia a
generar espumas.

Flotación por vacío.

La flotación por vacío consiste en saturar
de aire el agua residual (1) directamente en el tanque de
aireación, o (2) permitiendo que el aire penetre en el
conducto de aspiración de una bomba. Al aplicar un
vacío parcial, el aire disuelto abandona la
solución en forma de burbujas diminutas. Las burbujas y
las partículas sólidas a las que se adhieren
ascienden entonces a la superficie para formar una capa de espuma
que se elimina mediante un mecanismo de rascado superficial. La
arena y demás sólidos pesados, que se depositan en
el fondo, se transportan hacia un cuenco central de fangos para
su extracción por bombeo. En el caso de que la
instalación esté prevista para la
eliminación de las arenas y si el fango ha de ser
digerido, es necesario separar la arena del fango en un
clasificador de arena antes del bombeo a los
digestores.

FILTRACION EN
MEDIO GRANULAR

A pesar de que la filtración es una de las
principales operaciones unitarias empleadas en el tratamiento del
agua potable, la filtración de efluentes procedentes de
procesos de tratamiento de aguas residuales es una
práctica relativamente reciente. Hoy en día, la
filtración se emplea, de modo generalizado, para conseguir
una mayor eliminación de sólidos en
suspensión (incluida la DBO particulada) de los efluentes
de los procesos de tratamiento biológicos y
químicos, y también se emplea para la
eliminación del fósforo precipitado por vía
química.

El diseño de los filtros y la valoración
de su eficacia debe basarse en:

(1) la comprensión de las variables que controlan
el proceso

(2) el
conocimiento del mecanismo, o mecanismos, responsables de la
eliminación de materia particulada del agua
residual.

Por consiguiente, el contenido de esta sección
abarca los siguientes temas:

(1) descripción de la operación de
filtración

(2) clasificación de los sistemas de
filtración;

(3) variables que gobiernan el proceso

(4) mecanismos de eliminación de las
partículas

(5) análisis general de la
operación de filtración

(6) análisis de la filtración de aguas
residuales

(7) necesidad de estudios en planta piloto.

Descripción de la operación de
filtración

La operación completa de filtración consta
de dos fases: filtración y lavado o regeneración
(comúnmente llamada lavado a contracorriente). Mientras la
descripción de los fenómenos que se producen
durante la fase de filtración es, prácticamente,
idéntica para todos los sistemas de filtración que
se emplean para las aguas residuales, la fase de lavado es
bastante diferente en función de si el filtro es de
funcionamiento continuo o semicontinuo. Tal como expresan sus
nombres, en los filtros de funcionamiento semicontinuo la
filtración y el lavado son fases que se dan una a
continuación de la otra, mientras que en los filtros de
funcionamiento continuo ambas fases se producen de forma
simultánea.

Operaciones de filtración
semicontinuas.

Se identifican tanto la fase de filtración como
de lavado de un filtro convencional de funcionamiento
semicontinuo. La fase de filtración en la que se elimina
la materia particulada, se lleva a cabo haciendo circular el agua
través de un lecho granular, con o sin la adición
de reactivos químicos. Dentro del estrato granular, la
eliminación de los sólidos en suspensión
contenidos en el agua residual se realiza mediante un complejo
proceso en el que intervienen uno o más mecanismos de
separación como el tamizado, interceptación,
impacto, sedimentación y adsorción.

El final del ciclo de filtrado (fase de
filtración), se alcanza cuando empieza a aumentar el
contenido de sólidos en suspensión en el efluente
hasta alcanzar un nivel máximo aceptable, o cuando se
produce una pérdida de carga prefijada en la
circulación a través del lecho filtrante.
Idealmente, ambas circunstancias se producen
simultáneamente. Una vez se ha alcanzado cualquiera de
estas condiciones, se termina la fase de filtración, y se
debe lavar el filtro a contracorriente para eliminar la materia
(sólidos en suspensión) que se ha acumulado en el
seno del lecho granular filtrante. Para ello, se aplica un caudal
de agua de lavado suficiente para fluidificar (expandir) el medio
filtrante granular y arrastrar el material acumulado en el lecho.
Para mejorar y favorecer la operación de lavado del
filtro, suele emplearse una combinación de agua y aire. En
la mayoría de las plantas de tratamiento de aguas
residuales, el agua de lavado, que contiene los sólidos en
suspensión que se eliminan en el proceso de
filtración, se retorna a las instalaciones de
sedimentación primaria o al proceso de tratamiento
biológico.

Clasificación de los sistemas de
filtración

Se ha proyectado y construido diversos modelos y
sistemas de funcionamiento de filtros. Los principales tipos de
filtros de medio granular se clasifican atendiendo a:

(1) tipo de funcionamiento;

(2) tipo de medio filtrante empleado;

(3) sentido de flujo durante la fase de
filtración;

(4) procedimiento de
lavado a contracorriente

(5) método de control del
flujo.

Tipo de funcionamiento.

En relación con el tipo de funcionamiento, los
filtros se pueden clasificar en continuos y semicontinuos. Los
filtros semicontinuos se mantienen en funcionamiento hasta que se
empieza a deteriorar la calidad del efluente o hasta que se
produce una pérdida de carga excesiva en el filtro. Cuando
se alcanza este punto, se detiene el filtro y se procede a su
lavado para eliminar los sólidos acumulados. En los
filtros continuos, los procesos de filtración y lavado se
llevan a cabo de manera simultánea.

Sentido del flujo durante la
filtración.

Los principales tipos de filtros empleados para la
filtración de efluentes de aguas residuales se pueden
clasificar en filtros de flujo ascendente y filtros de flujo
descendente. El más común es, con mucho, el filtro
de flujo descendente.

Tipos de materiales filtrantes y configuración
de los lechos filtrantes.

Los principales tipos de configuración de los
lechos filtrantes empleados actualmente para la filtración
de aguas residuales se pueden clasificar en función del
número de capas de material filtrante, lo cual da lugar a
los filtros de una única capa, los de doble capa y los
filtros multicapa En filtros de flujo descendente convencionales,
los tamaños de los granos de cada capa se distribuyen, de
menor a mayor, después del lavado a contracorriente. En
los filtros que cuentan con más de una capa, el grado en
que se mezclan los materiales de las diferentes capas depende de
la densidad y de la diferencia de tamaños entre los granos
del material que compone cada una de las capas.

Los lechos filtrantes de doble y triple capa, así
como los de capa única profundos, se desarrollaron para
permitir que los sólidos en suspensión presentes en
el líquido a filtrar puedan penetrar a mayor profundidad
dentro del lecho filtrante, con lo cual se aprovecha más
la capacidad de almacenamiento de
sólidos dentro del filtro. En cambio, en los
filtros de capa única poco profundos, se ha podido
comprobar que gran parte de la eliminación de
sólidos en suspensión se produce en los primeros
milímetros de la capa filtrante. El hecho de que los
sólidos penetren a mayor profundidad, también
permite ciclos de filtración más largos, puesto que
se reduce el ritmo de aumento de las pérdidas de carga
producidas

Presión actuante en la
filtración.

Tanto la fuerza de la gravedad, como la creada por una
presión aplicada, se pueden emplear para vencer la
resistencia por fricción creada por el flujo que circula a
través del lecho filtrante. Los filtros de gravedad del
tipo indicado son los más comúnmente empleados en
la filtración de efluentes tratados en
plantas de tratamiento de gran tamaño. Los filtros a
presión del tipo indicado funcionan igual que los de
gravedad y se emplean en plantas pequeñas. La única
diferencia entre ambos consiste en que, en los filtros a
presión, la operación de filtrado se lleva a cabo
en un depósito cerrado, bajo condiciones de presión
conseguidas mediante bombeo. Los filtros a presión suelen
funcionar con mayores pérdidas de carga máximas
admisibles, lo cual conduce a ciclos de filtración
más largos y a menores necesidades de lavado.

Filtración a caudal constante.

En el proceso de filtración a caudal constante
(véanse se controla el caudal de entrada o el caudal
efluente para asegurar que el caudal que circula a través
del filtro es constante. El control del caudal de entrada se
realiza mediante vertederos o bombeo, mientras que el control del
caudal efluente se lleva a cabo mediante la instalación de
una válvula de accionamiento manual o automático.
Al inicio del ciclo, gran parte de la fuerza actuante disponible
se disipa en la válvula, que se encuentra casi cerrada. Al
irse incrementando la pérdida de carga en el paso por el
filtro, la válvula se va abriendo progresivamente. Dado
que las válvulas de control necesarias son elementos caros
y que se han producido diversos problemas de funcionamiento con
estos elementos, se han desarrollado sistemas alternativos de
control del caudal cuyo uso está más extendido,
como los vertederos y los sistemas de bombeo

Filtración a caudal variable. En el
proceso de filtración a caudal variable, el caudal
que pasa a través del filtro va disminuyendo
conforme aumenta la pérdida de carga. El control del
caudal que circula por el filtro también se puede llevar a
cabo, tanto a la entrada del filtro como a la salida. Cuando el
caudal alcanza el valor del caudal mínimo de proyecto, se
detiene el filtro y se procede a su lavado

Variables del proceso de
filtración

En la aplicación de la filtración para la
eliminación de sólidos en suspensión
remanentes, se ha comprobado que las variables más
importantes del proceso de diseño son, posiblemente, la
naturaleza de
las partículas presentes en el agua a filtrar, el
tamaño del material o materiales que componen el filtro, y
el caudal de filtración.

Características del agua a
filtrar.

Las características más importantes del
agua a filtrar son la concentración de sólidos en
suspensión, el tamaño y la distribución de
tamaños de las partículas, y la consistencia de los
flóculos. Generalmente, la concentración de
sólidos en suspensión en el efluente de plantas de
fangos activados y de filtros percoladores varía entre 6 y
30 mg/l. Debido a que esta concentración suele ser el
parámetro de mayor interés, para el control
práctico del proceso de filtrado se suele emplear el valor
de la turbidez. Se ha podido comprobar que, dentro de ciertos
límites, existe una correlación
entre la concentración de sólidos en
suspensión en las aguas residuales tratadas y los valores
medidos de la turbidez. Una expresión típica de la
relación entre ambos parámetros en el caso de
procesos de fangos activados con mezcla completa, es la
siguiente:

Sólidos en suspensión, SS, mg/l = (2,3 a
2,4) x (Turbiedad, NTU) (6.39)

La observación más significativa
relacionada con el tamaño de las partículas
consiste en que la distribución de tamaños resulta
ser bimodal. Este hecho es importante, puesto que influye sobre
los mecanismos de eliminación que puedan tener lugar
durante la filtración. Por ejemplo, parece razonable
suponer que el mecanismo de eliminación de
partículas de 1 micra de tamaño será
diferente del que consiga la eliminación de las
partículas de 80 micras (o incluso mayores). El carácter
bimodal de la distribución de los tamaños de las
partículas también se ha observado en las plantas
de tratamiento de aguas .

La consistencia de los flóculos, que no
sólo varía con el tipo de proceso sino
también con el modo de operación, es asimismo
importante. Por ejemplo, los flóculos residuales de la
precipitación química del agua residual tratada
biológicamente pueden ser considerablemente más
débiles que los flóculos biológicos antes de
la precipitación. Además, la consistencia de los
flóculos biológicos varía con el tiempo
medio de retención celular, aumentando con él. El
aumento de la consistencia es consecuencia, en parte, de la
producción de polímeros extracelulares que se
producen con el aumento del tiempo medio de retención
celular. Para tiempos medios de retención celular
extremadamente altos (15 días o más), se ha
observado una disminución de la consistencia de los
flóculos.

Características del medio
filtrante.

La característica del medio filtrante que
más afecta al proceso de filtración es el
tamaño del grano. El tamaño del grano afecta tanto
a la pérdida de carga en la circulación del agua a
través del filtro como a la tasa de variación de
dicho aumento durante el ciclo de filtración. Si el
tamaño de grano efectivo del medio filtrante es demasiado
pequeño, la mayor parte de la fuerza actuante se
empleará para vencer la resistencia de fricción
provocada por el lecho filtrante, mientras que si el
tamaño efectivo es demasiado grande, muchas de las
partículas de menor tamaño presentes en el agua a
filtrar pasarán directamente a través del filtro
sin ser eliminadas.

Velocidad de filtración.

La velocidad de filtración es un parámetro
importante por cuanto afecta a la superficie necesaria del
filtro. Para una aplicación dada del filtro, la velocidad
de filtración dependerá de la consistencia de los
flóculos y del tamaño medio de grano del lecho
filtrante. Por ejemplo, si los flóculos son de
débil consistencia, las velocidades de filtración
elevadas tenderán a romper los flóculos y a
arrastrar gran parte de los mismos a través del filtro. Se
ha observado que las velocidades de filtración dentro del
intervalo de 4,8 a 19,2 m2/m2 . h no
afectan la calidad del efluente del filtro, debido a la propia
resistencia del flóculo biológico.

Mecanismos de eliminación de las
partículas

TRANSFERENCIA DE
GASES

La transferencia de gases se puede definir como el
fenómeno mediante el cual se transfiere gas de una fase a
otra, normalmente de la fase gaseosa a la líquida. Es una
componente esencial de gran número de los procesos de
tratamiento del agua residual. Por ejemplo, el funcionamiento de
los procesos aerobios, tales como la filtración
biológica, los fangos activados y la digestión
aerobia, depende de la disponibilidad de cantidades suficientes
de oxígeno. Para alcanzar los objetivos de
desinfección se transfiere cloro en forma gaseosa a una
disolución en agua. Es frecuente añadir
oxígeno al efluente tratado después de la
cloración (postaireación). Uno de los procesos de
eliminación de los compuestos del nitrógeno
consiste en la conversión del nitrógeno en
amoníaco y la posterior transferencia del amoníaco
en forma gaseosa del agua al aire.

Descripción

En el campo del tratamiento del agua residual, la
aplicación más común de la transferencia de
gases consiste en la transferencia de oxígeno en el
tratamiento biológico del agua residual. Dada la reducida
solubilidad del oxígeno y la baja velocidad de
transferencia que ello comporta, suele ocurrir que la cantidad de
oxígeno que penetra en el agua a través de la
interfase aire-superficie del líquido no es suficiente
para satisfacer la demanda de
oxígeno del tratamiento aerobio. Es preciso crear
interfases adicionales para conseguir transferir la gran cantidad
de oxígeno necesaria. Para conseguir este propósito
se puede introducir en el agua aire u oxígeno, o se puede
exponer el líquido a la atmósfera en forma de
pequeñas gotas. Los sistemas de aireación
más comúnmente empleados se citan
así:

Para crear interfases gas-agua adicionales, el
oxígeno se puede suministrar en forma de burbujas de aire
o de oxigeno puro.
En la mayoría de las plantas de tratamiento de aguas
residuales, la aireación se lleva a cabo mediante la
dispersión de burbujas sumergidas a profundidades de hasta
10 m. En algunos diseños europeos se han llegado a
introducir las burbujas a profundidades superiores a los 30 m.
Los diferentes sistemas de aireación incluyen placas y
tubos porosos, tubos perforados, y diferentes configuraciones de
difusores metálicos y de plástico. También
se pueden emplear aparatos de cizalladura hidráulica, que
rompen las burbujas en burbujas de menor tamaño al hacer
circular el fluido a través de un orificio. Los
mezcladores de turbina se pueden emplear para dispersar burbujas
de aire introducidas en el tanque bajo el centro del elemento
impulsor.

Los aireadores de superficie, método alternativo
para la introducción de grandes cantidades de
oxígeno, consisten en turbinas de alta o de baja velocidad
o en unidades flotantes de alta velocidad que giran en la
superficie del líquido parcialmente sumergidas. Estos
aireadores se proyectan, tanto para mezclar el contenido del
tanque, como para exponer el líquido a la acción de
la atmósfera en forma de pequeñas gotas.

PROCESOS
QUÍMICOS UNITARIOS

Los procesos empleados en el tratamiento de las aguas
residuales en los que las transformaciones se producen mediante
reacciones
químicas reciben el nombre de procesos químicos
unitarios. Con el fin de alcanzar los objetivos de tratamiento
del agua residual, los procesos químicos unitarios se
llevan a cabo en combinación con las operaciones
físicas unitarias .

PRECIPITACIÓN QUIMICA

La precipitación química en el tratamiento
de las aguas residuales lleva consigo la adición de
productos químicos con la finalidad de alterar el estado
físico de los sólidos disueltos y en
suspensión, y facilitar su eliminación por
sedimentación. En algunos casos, la alteración es
pequeña, y la eliminación se logra al quedar
atrapados dentro de un precipitado voluminoso constituido,
principalmente, por el propio coagulante. Otra consecuencia de la
adición de productos químicos es el incremento neto
en los constituyentes disueltos del agua residual. Los procesos
químicos, junto con algunas de las operaciones
físicas unitarias, se han desarrollado para proporcionar
un tratamiento secundario completo a las aguas residuales no
tratadas, incluyendo la eliminación del nitrógeno,
del fósforo, o de ambos a la vez [4, 19]. También
se han desarrollado otros procesos químicos para la
eliminación del fósforo por precipitación
química, y están pensados para su
utilización en combinación con procesos de
tratamiento biológicos.

El objetivo de esta sección es identificar y
discutir los siguientes aspectos:

1. reacciones de precipitación que tienen lugar
   cuando se añaden diversos productos químicos para
   mejorar el comportamiento y el rendimiento de las instalaciones
   de tratamiento de las aguas residuales
2. Reacciones químicas que intervienen en el
   proceso de precipitación del fósforo en el agua
   residual
3. algunos de los aspectos teóricos más
   importantes de la precipitación química. Los
   cálculos que se realizan para determinar la cantidad de
   fango producida como resultado de la adición de los
   diversos productos químicos.

A lo largo de los años, se han empleado muchas
sustancias y de diversa naturaleza, como agentes de
precipitación, las más comunes de las cuales se
presentan en la Tabla . El grado de clarificación
resultante depende tanto de la cantidad de productos
químicos que se añade como del nivel de control de
los procesos. Mediante precipitación química, es
posible conseguir efluentes clarificados básicamente
libres de materia en suspensión o en estado coloidal y se
puede llegar a eliminar del 80 al 90 por 100 de la materia total
suspendida, entre el 40 y el 70 por 100 de la DBO5,
del 30 al 60 por 100 de la DQO y entre el 80 y el 90 por 100 de
las bacterias.
Estas cifras contrastan con los rendimientos de
eliminación de los procesos de sedimentación
simple, en los que la eliminación de la materia suspendida
sólo alcanza valores del 50
al 70 por 100 y en la eliminación de la materia
orgánica sólo se consigue entre el 30 y el 40 por
100.

Productos químicos empleados en el tratamiento
del agua residual

Los productos químicos que se añaden al
agua residual reaccionan con las sustancias habitualmente
presentes en el agua , o que se añaden a ella para tal
fin.

Sulfato de alúmina. Cuando se añade
sulfato de alúmina al agua residual que contiene
alcalinidad en forma de bicarbonato cálcico y
magnésico, la reacción que tiene lugar se puede
ilustrar de la siguiente manera:

666,7 3xlOOcomoCaCO 3×136 2×78 6×44 18×18

A]2(S04)3. 18
H20 + 3 Ca(HCO3)2~3 CaSO~ + 2
Al(OH)3 ± 6 CO2 + 18
H20 (7.1)

Sulfato Bicarbonato Sulfato Hidróxido
Dióxido
de alúmina de calcio de calcio de aluminio de
carbono

Los números indicados encima de las
fórmulas químicas corresponden a los pesos
moleculares de combinación de las diferentes sustancias y
denotan, por lo tanto, la cantidad de cada una de ellas que
interviene en el proceso. El hidróxido de aluminio
insoluble es un flóculo gelatinoso que sedimenta
lentamente en el agua residual, arrastrando consigo materia
suspendida y produciéndose otras alteraciones. La
reacción es exactamente análoga cuando se sustituye
el bicarbonato cálcico por la sal de magnesio.

Cal. Cuando se añade cal como
precipitante, los principios de clarificación quedan
explicados por las siguientes reacciones:

56 como CaO 44 como CO2100 2×18
Ca(OH)2+ H2C03CaCO3
+ 2 H2O (7.2)
Hidróxido Acido Carbonato
de calcio carbónico de calcio

56 como CaO 100 como CaCO22 x 100 2×18
Ca(OH)2+ Ca(HCO3)22
CaCO3+ 2 H20

Hidróxido Bicarbonato Carbonato

de calcio de hierro de
calcio

Por lo tanto, para producir el carbonato de calcio que
actúa como coagulante, es necesario añadir una
cantidad de cal suficiente para la combinación con todo el
dióxido de carbono libre
y con el ácido carbónico de los carbonatos ácidos
(dióxido de carbono semicombinado). Por lo general, la
cantidad de cal que hay que añadir suele ser mucho mayor
cuando se emplea sola que cuando se emplea la cal en
combinación con sulfato ferroso (véase el apartado
siguiente). En el caso de vertidos industriales que aporten al
agua residual ácidos minerales o sales
ácidas, éstas deberán neutralizarse antes de
que tenga lugar la precipitación.

Sulfato de hierro y cal. En la mayoría de
los casos, el sulfato de hierro no se puede emplear como agente
precipitante individual, puesto que para formar un precipitado se
debe añadir cal al mismo tiempo. La reacción con
sulfato de hierro como único aditivo es la
siguiente:

278 100 como CaCO3178 136 7 x
18

FeSO4 .7 H2O
± Ca(HCO3)2 +
Fe(HCO3)2 + CaSO4
± 7 H2O

Sulfato Bicarbonato Bicarbonato Sulfato

ferroso de calcio de hierro de calcio

Cloruro de hierro y cal. La reacción para
el cloruro de hierro y la cal es la siguiente:

2 x 1625 x 56 como CaO 3 X 111 2×106,9
2 FeCI3+ 3 Ca(OH)2 à 3
CaC12± 2Fe(OH)3
Cloruro Hidróxido Cloruro Hidróxido
férrico de calcio de calcio férrico

Sulfato de hierro y cal. La reacción para
el sulfato de hierro y la cal es la siguiente:

400 3 x 56 como CaO 408 2×106,9
Fe2(SO4)3 ± 3
Ca(OH)23 CaSO4 + 2
Fe(OH)3

Sulfato Hidróxido Sulfato Hidróxido

férrico de calcio de
calcio férrico

ADSORCION

El proceso de adsorción consiste, en
términos generales, en la captación de sustancias
solubles presentes en la interfase de una solución. Esta
interfase puede hallarse entre un líquido y un gas, un
sólido, o entre dos líquidos diferentes. A pesar de
que la adsorción también tiene lugar en la
interfase aire-líquido en el proceso de flotación,
en esta sección sólo se considerará la
adsorción en la interfase entre líquido y
sólido. El proceso de adsorción no se ha empleado
demasiado a menudo hasta el momento, pero la necesidad de una
mayor calidad del efluente de los tratamientos de aguas
residuales ha conducido a un estudio más detallado del
proceso de adsorción sobre carbón activado y de sus
aplicaciones.

El tratamiento del agua residual con carbón
activado suele estar considerado como un proceso de refino de
aguas que ya han recibido un tratamiento biológico normal.
En este caso, el carbón se emplea para eliminar parte de
la materia orgánica disuelta. Asimismo, es posible
eliminar parte de la materia particulada también presente,
dependiendo de la forma en que entran en contacto el
carbón y el agua.

Análisis del proceso de
adsorción

El proceso de adsorción tiene lugar en tres
etapas: macrotransporte, microtransporte y sorción. El
macrotransporte engloba el movimiento por advección y
difusión de la materia orgánica a través del
líquido hasta alcanzar la interfase
líquido-sólido. Por su parte, el microtransporte
hace referencia a la difusión del material orgánico
a través del sistema de macroporos del carbón
activado granular hasta alcanzar las zonas de adsorción
que se hallan en los microporos y submicroporos de los
gránulos de carbón activado.

La adsorción se produce en la superficie del
gránulo y en sus macroporos y mesoporos, pero el
área superficial de estas zonas del CAG es tan
pequeña comparada con el área de los micro y
submicroporos, que la cantidad de material adsorbido en ellos se
considera despreciable. El uso del término sorción
se debe a la dificultad de diferenciar la adsorción
física de la adsorción química, y se emplea
para describir el mecanismo por el cual la materia
orgánica se adhiere al CAG. El equilibrio se
alcanza cuando se igualan las tasas de sorción y
desorción, momento en el que se agota la capacidad de
adsorción del carbón. La capacidad teórica
de adsorción de un determinado contaminante por medio del
carbón activado se puede determinar calculando su isoterma
de adsorción.

La cantidad de adsorbato que puede retener un adsorbente
es función de las características y de la
concentración del adsorbato y de la temperatura. En
general, la cantidad de materia adsorbida se determina como
función de la concentración a temperatura
constante, y la función resultante se conoce con el nombre
de isoterma de adsorción.

DESINFECCION

La desinfección consiste en la destrucción
selectiva de los organismos que causan enfermedades. No todos los
organismos se destruyen durante el proceso, punto en el que
radica la principal diferencia entre la desinfección y la
esterilización, proceso que conduce a la
destrucción de la totalidad de los organismos. En el campo
de las aguas residuales, las tres categorías de organismos
entéricos de origen humano de mayores consecuencias en la
producción de enfermedades son las bacterias, los virus y los
quistes amebianos. Las enfermedades bacterianas típicas
transmitidas por el agua son: el tifus, el cólera, el
paratifus y la disentería bacilar, mientras que las
enfermedades causadas por los virus incluyen, entre otras, la
poliomelitis y la hepatitis
infecciosa.

Descripción de los objetivos y métodos
de desinfección

Los requisitos que debe cumplir un desinfectante
químico , en la que se puede apreciar que un desinfectante
ideal debería tener una gran variedad de
características. A pesar de que tal compuesto puede no
existir, es preciso tener en cuenta los requisitos propuestos a
la hora de valorar los desinfectantes propuestos o recomendados.
También es importante que los desinfectantes sean seguros en su
aplicación y manejo, y que su fuerza o
concentración en las aguas tratadas sea medible y
cuantificable. Los métodos más empleados para
llevar a cabo la desinfección son:

(1) agentes químicos

(2) agentes físicos

(3) medios mecánicos

(4) radiación.

Agentes químicos. Los agentes
químicos utilizados para la desinfección
incluyen:

1. El cloro y sus compuestos;
2. el bromo;
3. el yodo;
4. el ozono;
5. el fenol y los compuestos
   fenólicos;
6. los alcoholes;
7. los metales pesados
   y compuestos afines;
8. los colorantes;
9. los jabones;
10. los compuestos amoniacales cuaternarios;
11. el agua oxigenada
12. ácidos y álcalis diversos.

Los desinfectantes más corrientes son los
productos químicos oxidantes, de los cuales el cloro es el
más universalmente empleado, aunque también se ha
utilizado, para la desinfección del agua residual, el
bromo y el yodo. El ozono es un desinfectante muy eficaz cuyo uso
va en aumento, a pesar de que no deja una concentración
residual que permita valorar su presencia después del
tratamiento, El agua muy ácida o muy alcalina
también se ha empleado para la destrucción de
bacterias patógenas, ya que el agua con pH inferior a 3 o
superior a 11 es relativamente tóxica para la
mayoría de las bacterias.

Agentes físicos para la
desinfección

Los desinfectantes físicos que se pueden emplear
son la luz y el calor.
El agua caliente a la temperatura de ebullición, por
ejemplo, destruye las principales bacterias causantes de
enfermedades y no formadoras de esporas. El calor se suele
emplear con frecuencia en las industrias
lácticas y de bebidas, pero su aplicación al agua
residual no es factible debido al alto coste que
supondría. Sin embargo, la pasteurización del fango
es una práctica habitual en toda Europa.

La luz solar también es un buen desinfectante,
especialmente la radiación ultravioleta. En la
esterilización de pequeñas cantidades de agua, el
empleo de
lámparas especiales ha resultado exitoso. La eficacia de
este proceso depende de la penetración de los rayos en el
agua. La geometría
de contacto entre la fuente emisora de luz ultravioleta y el agua
es de gran importancia debido a que la materia en
suspensión, las moléculas orgánicas
disueltas y la propia agua, además de los microorganismos,
absorberán la radiación. Por lo tanto, la
aplicación de la radiación ultravioleta como
mecanismo de desinfección no resulta sencilla en sistemas
acuosos, especialmente por la presencia de materia
particulada.

Medios mecánicos. Las bacterias
también se pueden eliminar, durante el tratamiento del
agua residual, empleando medios mecánicos. Como
son:

Los primeros cuatro procesos están considerados
como procesos físicos. Las eliminaciones conseguidas se
obtienen como subproducto de la función primaria del
proceso.

Radiación. Los principales tipos de
radiación son la radiación electromagnética,
la acústica y la radiación de partículas.
Los rayos gamma se emiten a partir de elementos
radioisótopos, como el cobalto 60. Dado su poder de
penetración, los rayos gamma se han utilizado tanto para
la desinfección (esterilización) del agua potable
como del agua residual.

Mecanismos de acción de los
desinfectantes

La acción de los desinfectantes se ha pretendido
explicar por cuatro mecanismos:

(1) daño a la pared celular

(2) alteración de la permeabilidad de las
células

(3) alteración de la naturaleza coloidal del
protoplasma

(4) inhibición de la actividad
enzimática].