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].