Libroaguasresiduales

Edición y corrección: Dania Relova Fernández

Diseño de interior y cubierta: Frank Herrera

Diagramación: Israel de Jesús Zaldívar Pedroso

© Carlos L. Menéndez Gutiérrez y Jesús García, 2007

Versión impresa

ISBN 978-959-07-0339-3

Félix Varela

Versión electrónica

ISBN 978-959-16-0619-8

Editorial Universitaria

Procesos para el tratamiento de aguas residuales / Carlos Menendez Gutierrez y Jesús M. Pérez Olmo

PRESENTACIÓN

En 1984, los autores, en colaboración con el Dr. Jan Chudoba, del Instituto de
Tecnología Química de Praga, publicaron el libro Fundamentos Teóricos de
Algunos Procesos para la Purificación de Aguas Residuales, con el propó-
sito de que sirviera de apoyo a aquellos profesionales de habla hispana que
realizaban su trabajo de doctorado en la República de Checoslovaquia. Dos
años después se publicó la segunda edición de ese título.
Para continuar supliendo las crecientes necesidades de los profesionales de
este campo de trabajo, los autores publicaron en Cuba en 1991, bajo el título de
Procesos para el Tratamiento Biológico de Aguas Residuales Industriales
un texto enfocado fundamentalmente, tal como indica su título, en los procesos
biológicos para el tratamiento de aguas residuales. Doce años después se pre-
senta esta segunda edición con el mismo propósito.
Como generalmente ocurre, una vez que concluyó la preparación de esta
nueva edición, es que los autores se consideraron en condiciones de iniciar el
trabajo. Esto es consecuencia de la inconformidad natural que se experimenta,
a partir de la convicción de que toda obra humana es perfectible. También esto
forma parte de las enseñanzas que nos legó Jan Chudoba.
La justificación que nos anima ahora, como en las ocasiones anteriores,
estimulados por los resultados ya logrados, es continuar contribuyendo a la su-
peración de los profesionales dedicados a esta esfera de trabajo, con temas
actualizados y expuestos de manera más completa que en la primera edición.
Otra justificación quizás sea el de siempre haber pensado que el camino por
recorrer era más largo del que en realidad ha sido y que sentimos la necesidad
de expresarnos. Ambas justificaciones son igualmente válidas.
Agradecemos a todos los que han colaborado en este nuevo empeño, en
especial a la profesora Julia María Hernández por su apoyo en la preparación de
los materiales, y a nuestras familias por la paciencia manifestada una vez más.
Deseamos dedicar esta obra, que es a su vez un nuevo punto de partida a la
memoria de Jan Chudoba, que sigue estando entre nosotros.
a JAN

III

Ciudad de La Habana : Editorial Félix Varera - Editorial Universitaria, 2007. ISBN 978-959-16-0619-8


LOS AUTORES

Carlos L. Menéndez Gutiérrez
Graduado de Ingeniero Químico en la Universidad de La Habana
y de Especialista en Saneamiento Ambiental en el Centro Nacio-
nal de Investigaciones Científicas de Cuba. Obtuvo el título de
Doctor en Ciencias Técnicas en el Instituto de Tecnología Quí-
mica de Praga. Ha impartido cursos en el tema de tratamiento de
aguas residuales en universidades cubanas y latinoamericanas.
Miembro del Comité Doctoral del Instituto Tecnológico de Tolu-
ca, México, y del Tribunal de Grados Científicos para Ingeniería
Química de Cuba. Miembro de varias sociedades científicas. Es
autor de artículos técnicos.

Jesús M. Pérez Olmo
Graduado de Ingeniero Químico en la Universidad de La Habana
y Máster en Ingeniería Saneamiento Ambiental. Ha impartido
cursos sobre tratamiento de aguas residuales en universidades
cubanas. Es Especialista Principal en el tratamiento de aguas
residuales de la Compañía Especializada en Soluciones Integra-
les Geográficas y Medio Ambientales (CESIGMA S.A.) y ha
brindado asesoría en plantas cubanas y de otros países latinoa-
mericanos.

Edición auspiciada por:
«Environmental Capacity Enhancement Project in Cuba».
Proyecto internacional establecido entre la University of Guelph y el
Instituto Superior Politécnico José Antonio Echeverría
Financiado por:
Canadian International Development Agency (CIDA)

IV



ÍNDICE

CAPÍTULO 1. Indicadores de la contaminación / 1
1.1. Introducción / 1
1.2. Contenido de sólidos / 1
1.3. Demanda bioquímica de oxígeno (DBO) / 3
1.4. Demanda teórica de oxígeno (DTO) y demanda química
de oxígeno (DQO) / 11
1.5. Carbono orgánico total (COT) / 13
1.6. Nitrógeno / 17
1.7. Fósforo / 19
1.8. Características de las aguas residuales / 20
1.9. Mediciones del caudal / 29
1.10. Disminución del volumen y fortaleza de los residuales / 35
CAPÍTULO 2. Pretratamiento de aguas residuales / 39
2.1. Compensación / 39
2.2. Sedimentación / 53
CAPÍTULO 3. Oxidación biológica nitrificación / 77
3.1. Principios de la oxidación biológica / 77
3.2. Metabolismo / 78
3.3. Biodegradabilidad de las aguas residuales / 82
3.4. Cinética del crecimiento biológico y remoción de sustrato / 87
3.5. Nitrificación-desnitrificación / 98
CAPÍTULO 4. Lodo activado / 119
4.1. Generalidades / 119
4.2. Parámetros básicos / 123
4.3. Principales modificaciones tecnológicas / 128

V



4.4. Aplicación de los modelos cinéticos / 135
4.5. Factores que inciden en la eficiencia de purificación / 138
4.6. Presencia de compuestos orgánicos en el efluente / 144
4.7. Producción de biomasa y lodo / 146
4.8. Determinación de constantes a escala de laboratorio / 157
4.9. Requerimientos nutricionales / 160
CAPÍTULO 5. Transferencia de oxígeno / 165
5.2. Consideraciones fundamentales de la transferencia
de oxígeno / 165
5.3. Requerimiento de oxígeno / 173
5.4. Implementos de aereación / 180
5.5. Consumo de potencia / 192
CAPÍTULO 6. Filtros percoladores / 199
6.2. Partes de las que consta un filtro percolador. Mecanismo
de remoción de la DBO / 201
6.3. Parámetros básicos del proceso. Definiciones / 206
6.4. Clasificación de los filtros percoladores / 207
6.5. Recirculación / 208
6.6. Factores que inciden en la eficiencia de purificación / 209
6.7. Diseño de filtros percoladores / 214
6.8. Cálculo de las constantes del modelo de primer orden / 224
CAPÍTULO 7. Lagunas de estabilización / 235
7.1. Características generales / 235
7.2. Lagunas aerobias / 235
7.3. Lagunas anaerobias / 236
7.4. Lagunas facultativas / 236
7.5. Régimen de flujo en las lagunas / 240
7.6. Diseño de lagunas de estabilización / 241
7.7. Relación área: volumen para las lagunas / 247
7.8. Remoción de patógenos / 248

VI



7.9. Balance hídrico de las lagunas / 248
7.10. Criterios para la operación y mantenimiento de las lagunas
de estabilización / 251
CAPÍTULO 8. Digestión anaerobia / 255
8.2. Mecanismo de la digestión anaerobia / 256
8.3. Distintas variantes de los procesos de digestión anaerobia / 257
8.4. Factores que controlan el proceso de digestión / 265
8.5. Parámetros indicadores del curso de la digestión / 269
8.6. Métodos de diseño / 272
8.7. Puesta en marcha de los digestores anaerobios / 282
CAPÍTULO 9. Manejo de lodos / 285
9.2. Contenido de humedad y volumen de los lodos / 285
9.3. Lodos primarios y secundarios. Criterios de estimación / 287
9.4. Espesamiento por gravedad / 290
9.5. Lechos de secado / 291
9.6. Volumen de agua producida / 293
ANEXO 1. Volúmenes mínimos de muestras y criterios
para su conservación / 295
ANEXO 2. Distribución normal acumulativa / 296

VII


Indicadores de la Contaminación

CAPÍTULO 1
INDICADORES DE LA CONTAMINACIÓN

1.1. INTRODUCCIÓN
Generalmente el nivel de contaminación de las aguas residuales no
se mide a partir del conocimiento de la concentración de los distintos
constituyentes de un agua residual que pueden ser considerados conta-
minantes, sino determinando parámetros globales como son la demanda
bioquímica de oxígeno (DBO) y la demanda química de oxígeno (DQO)
entre otros. En ocasiones, fundamentalmente cuando se trabaja con
residuales industriales, las características de estos son tales que se
requiere conocer constituyentes específicos como los metales pesados,
tensoactivos, fenoles y otros.
En algunos casos, por ejemplo, para la determinación de trazas de con-
taminantes orgánicos en aguas superficiales y para beber, se emplean téc-
nicas analíticas especiales a saber la cromatografía y la espectrometría de
masas.

1.2. CONTENIDO DE SÓLIDOS
El conocimiento del contenido de sólidos de un agua o agua residual aporta
valiosa información sobre sus características, lo cual permite conocer de forma
general su naturaleza y si estas requieren de algún tratamiento en particular que
facilite su remoción o eliminación.
Cuando se habla de sólidos contenidos en un agua residual se está haciendo
referencia a aquello que permanece como residuo después de la evaporación y
secado de la muestra a 103 oC.
Los sólidos en las aguas residuales pueden estar en forma suspendida, coloi-
dal y disuelta. Todos ellos a su vez son de naturaleza inorgánica u orgánica. La
fracción orgánica de los sólidos se determina mediante la pérdida por ignición a
600 oC.

2


1.3. DEMANDA BIOQUÍMICA DE OXÍGENO (DBO)
La DBO es uno de los parámetros más utilizados en la caracterización de
los contaminantes orgánicos. Esta determinación brinda un estimado del oxíge-
no disuelto requerido por los microorganismos en la degradación de los com-
puestos biodegradables.
El mecanismo presente durante la prueba de laboratorio de la DBO es esen-
cialmente biológico y no depende solo del oxígeno presente y utilizado en un
momento dado, sino también de la velocidad a la que este se consume, y por
tanto, del tiempo. Así, es necesario fijar un tiempo y temperatura de incubación
estándar, que normalmente es de cinco días, y 20 C como temperatura de refe-
rencia.
En muchos casos se necesita conocer la demanda bioquímica de oxíge-
no total de un agua residual (DBO última). En tal sentido se requiere deter-
minar previamente la velocidad a la cual ocurre la reacción en toda su
extensión.
La variación en el tiempo de la demanda bioquímica de oxígeno de un
agua residual sigue una cinética de primer orden, según se observa en la figu-
ra 1.2.
La determinación de la DBO implica conocer el oxígeno consumido por
las bacterias en un intervalo de tiempo, ya que existe una relación cuantita-
tiva entre el oxígeno consumido y la concentración del material orgánico que
se transforma en dióxido de carbono y amoníaco. Esta relación puede ser
representada por la siguiente ecuación generalizada:

a b 3 a 3
C n H a Ob N c n c O2 n CO 2 c H 2O c NH 3 (1.1)
4 2 4 2 2

La diferencia en el contenido de oxígeno al inicio y al final del análisis,
por litro de muestra utilizada constituye la DBO de la muestra expresada en
mg de O2 L .
Lógicamente la velocidad y extensión a la cual ocurre esta degradación
depende de la temperatura y del tiempo, de ahí que se ha aceptado para
estos dos parámetros 20 o C y cinco días respectivamente, tal como ya fue
expresado.

3

Menéndez Gutiérrez, C. y J. Pérez Olmo

Fig. 1.2. Variación en el tiempo de la DBO: a) remanente, b) satisfecha.

1.3.1. Cinética de la DBO
Los estudios cinéticos sobre la DBO han indicado que para propósitos
prácticos esta puede ser considerada, con un buen grado de aproximación,
como una reacción de primer orden, lo cual se expresa matemáticamente
mediante la ecuación:

dLt
k Lt (1.2)
dt
donde:
Lt: DBO remanente, mg L .
t: tiempo, días.
k´: constante de velocidad, día .
Como toda constante de velocidad de reacción, k es función de la tempera-
tura. Aunque el análisis típico o estándar se realiza a 20 oC el valor de k puede
calcularse a otra temperatura mediante la relación:
T 20
kt k 20 (1.3)
en la que = 1,056
La integración de la ecuación 1.2 conduce a:

Lt Lo e - k t Lo10 kt (1.4)

4


donde:
Lo: DBO última o total de la muestra, mg L .
k: k´/2,3
Tal como se aprecia en la ecuación anterior, el conocimiento de la DBO
remanente de la muestra en un instante dado exige conocer Lo y k. La determi-
nación de Lt no es lo más común en el trabajo rutinario. Generalmente lo que
más interesa conocer es aquella parte de la demanda bioquímica de oxígeno que
se ha satisfecho en un intervalo de tiempo y a una temperatura dada. Así, si Lo
es la demanda total o última de un agua residual, y Lt es la demanda remanente
en un instante t dado, la demanda satisfecha o ya ejercida (Y) será:
kt
Y Lo Lt DBOt Lo 1 10 (1.5)

Para el caso del análisis realizado a 200 C y cinco días:
5k
Y Lo L5 DBO5 d , 20 C Lo 1 10 (1.6)

Estas expresiones describen los lugares geométricos representados en la
figura 1.3.

Fig. 1.3. Relación entre Lo y Lt.
Como ya fue expresado, es la DBO ejercida la que se determina
normalmente en el periodo de incubación de cinco días y a la temperatura de
referencia de 20 oC. El conocimiento de la DBO total (Lo), se requiere solamente
en casos específicos y conlleva un tratamiento matemático especial de los
datos experimentales.
Para que la muestra de agua residual sea analizada exitosamente es nece-
sario que contenga una determinada población microbiana o en su defecto esta

5


sea suministrada, a fin de que la materia orgánica pueda ser degradada y tenga
lugar consumo de oxígeno.
Este aspecto reviste una gran importancia porque puede ocurrir que el agua
residual objeto de análisis contenga bacterias del género Nitrosomonas y
Nitrobacter, las cuales no degradan la materia orgánica, sino que oxidan dife-
rentes formas del nitrógeno con el consiguiente consumo de oxígeno (fenómeno
este denominado nitrificación), y por lo que se falsean los resultados. En las
siguientes ecuaciones se muestra la estequiometría del proceso de nitrificación.

2NH3 3O2 2NO2 2H2 O 2H
2NO2 O2 2NO3

Siendo la reacción total:

2NH 3 4O 2 2NO 3 2H 2H 2 O (1.7)

En aquellos casos en que se analizan efluentes de plantas de tratamiento
que utilizan filtros percoladores o lodos activados están presentes las bacterias
nitrificantes, por lo que al realizar el análisis de la DBO se debe añadir alguna
sustancia que las inhiba. El compuesto más comúnmente empleado para inhibir
el crecimiento de organismos nitrificantes es el alilthiourea (ATU).
Cuando estos tipos de bacterias están presentes, la curva de la DBO puede
mostrar un comportamiento similar al representado en la figura 1.4.

Fig. 1.4. Efecto de la nitrificación sobre la DBO.
Obsérvese que de estar presente el fenómeno de la nitrificación la DBO de-
terminada resultará mayor que la que corresponde a la degradación de la materia
orgánica, lo cual introduce un error por exceso con respecto a lo deseado.

6


1.3.2. Influencia de la constante de velocidad
en la determinación de la DBO
La constante de velocidad desempeña un rol importante en la fracción de la
DBO que puede ser estimada en un periodo de cinco días. Cuanto mayor sea el
valor de esta constante, mayor será el valor de la DBO determinada.
Esta influencia se puede apreciar en la figura 1.5 donde a manera de ejem-
plo se han considerado cuatro valores de k.

Fig. 1.5. Influencia de k sobre la DBO.
En la figura 1.5 puede apreciarse cómo para el mismo tiempo, por ejemplo
cinco días, la DBO será distinta en función del valor de la constante de velocidad k.
La variación que puede experimentar la constante k ha sido motivo de am-
plias discusiones, pero se pueden considerar como las principales causas:
La naturaleza de la materia orgánica.
La habilidad de los microorganismos para utilizar esa materia orgánica.
Así por ejemplo, se puede señalar que en general la parte soluble es degra-
dada más rápidamente que aquella que se presenta en forma coloidal o en sus-
pensión.
Otro aspecto de importancia en la determinación de la DBO es la concen-
tración de microorganismos que aporte el inóculo, ya que de ser muy baja, la
DBO ejercida en el tiempo también será baja debido a que las bacterias tardan
un tiempo apreciable en multiplicarse como para ejercer una oxidación notable.
Este fenómeno se destaca en la figura 1.6. En el caso mostrado por la curva A,
la concentración de microorganismos es tres órdenes de magnitud mayor que en
B. Esta es la razón por la cual este es un aspecto que debe ser tenido en cuenta
en el momento de realizar el análisis de la DBO. En el caso de efluentes de
plantas de tratamiento o residual humano este aporte está garantizado de por sí,
pudiendo no ocurrir lo mismo cuando la muestra tiene otra procedencia.

7


Fig. 1.6. Efecto de la concentración del inóculo sobre la DBO.
Otro factor no menos importante en la determinación de la DBO es el grado
de aclimatación de las bacterias utilizadas en el curso del análisis para el sustrato
en particular que presenta la muestra. Por supuesto este fenómeno se presenta
cuando la muestra no contiene microorganismos y resulta necesario inocularlos.
En la figura 1.7 se muestra el caso de un inóculo no adaptado al sustrato de
interés. De ahí que se presente retraso en la DBO ejercida en la etapa inicial.
Por el contrario, en el ejemplo representado en la figura 1.8, se ilustra una situa-
ción en la que el inóculo está perfectamente adaptado al sustrato y no se pre-
senta la fase inicial de retraso.

Fig. 1.7. Efecto de la aclimatación del inóculo sobre la DBO.
Se puede apreciar que las curvas que aparecen en las figuras 1.6, 1.7 y 1.8
presentan una tendencia que no se corresponde exactamente con lo que predice
una cinética de primer orden (figura 1.4), ya que las primeras presentan una
meseta más o menos acentuada y que pudiera ser falsamente interpretado como

8


un proceso de nitrificación. La explicación de la aparición de estas mesetas
pudiera ser la siguiente: durante el primer y segundo día de incubación, la mate-
ria orgánica soluble es rápidamente oxidada y la remanente es convertida en

velocidad de oxidación, lo cual lleva asociada una fase de respiración endógena.
Posteriormente se aprecia un incremento en la velocidad de oxidación, que es
atribuible a un incremento en la población de protozoos, los cuales son predadores
de las bacterias. La presencia y duración de esta meseta entre estas fases
depende del intervalo de tiempo entre el pico de la población bacteriana y el de
la población de protozoos.

Fig. 1.8. Efecto sobre la DBO de un inóculo adaptado.
Se ha comprobado que mientras menor sea la constante de autooxidación
de la biomasa, la meseta será más acentuada. Por otra parte, mientras sean los
valores mayores de esta constante la meseta tiende a no aparecer.
Otro aspecto importante relacionado con la DBO está en el hecho de que
por mucho tiempo se pensó que después de un largo periodo de incubación (por
ejemplo, 20 días) la DBO determinada era la DBO última o total de la muestra
(Lo), y que al mismo tiempo era igual a la DQO teórica, cuando en realidad
existe discrepancia entre el valor determinado y la demanda teórica de oxígeno.
El siguiente ejemplo pondrá en evidencia esta discrepancia.
La oxidación de la glucosa a dióxido de carbono y agua requiere de 192 g de
oxígeno por mole de glucosa (180 g/mol) ó 1,065 mg de oxígeno por miligramo
de glucosa según la estequiometría de la ecuación 1.8:

C 6 H12 O 6 6 02 6 CO 2 6 H2 O (1.8)

Así, una solución de glucosa de 300 mg L tiene una demanda teórica de
oxígeno de 320 mg L , sin embargo la determinación de la DBO con periodos

9


de incubación de 20 días ha reportado valores de Lo en el intervalo de 250 a
285 mg L . De aquí resulta evidente que no toda la glucosa ha sido oxidada a
dióxido de carbono y agua, interpretándose en los siguientes términos este fenó-
meno: en el curso de la degradación de la glucosa las bacterias obtienen energía
para su crecimiento y reproducción, lo cual implica que parte de la materia
orgánica es convertida en tejido celular, por lo que no experimenta oxidación
completa, hasta que ocurre la respiración endógena. Cuando las bacterias mue-
ren este tejido celular se convierte en alimento de otras y prosigue la conversión
de la materia orgánica en dióxido de carbono y agua. Una parte de las bacterias
vivas y muertas sirven de alimento a los protozoos y continúa la degradación de
la materia orgánica.

Fig. 1.9. Secuencia de degradación de los compuestos orgánicos.
En cada una de las etapas por las que transcurre la oxidación de la materia
orgánica se producen desechos del metabolismo que resultan resistentes a la
degradación biológica y que pueden explicar la discrepancia entre la demanda
teórica y práctica. En el diagrama de la figura 1.9 se ilustra esta secuencia de
fenómenos.

1.3.3. Cálculo de la constante de oxigenación
A partir de la importancia que existe, a la hora de caracterizar un agua
residual, del conocimiento de la relación entre la DBO cinco días, DBO última y
la constante de velocidad, k, han sido propuestos muchos métodos para el

10


cálculo de k.1, 3 A continuación se presenta uno que, aunque no muy exacto, es
sencillo y permite tener una idea del valor de esa constante antes de pasar a una
determinación más exacta, pero también más laboriosa.
El método de Rhame para determinar k, o método de los dos puntos de
Rhame,4 se basa en la relación entre los valores de la DBO para dos tiempos
dados. El segundo tiempo es el doble del primero. Con el método de Rhame
pueden calcularse la DBO última y la constante de de-oxigenación:

X2
L (1.9)
2X Z

1 X
y k log (1.10)
T t Z X
donde:
L: DBO última.
X: DBO en el tiempo t.
Z: DBO en el tiempo T = 2t.
Según Rhame, para t = 10 días, los valores de L y k que se obtienen son
comparables a los que se estiman cuando se usan otros métodos.
En la tabla 1.1 se comparan los valores de la DBO última y la constante de
de-oxigenación para residuales teneros, calculados por diferentes métodos.

Tabla 1.1. Valores de k y Lo de residuales teneros calculados por diferentes
métodos

1.4. DEMANDA TEÓRICA DE OXÍGENO (DTO)
Y DEMANDA QUÍMICA DE OXÍGENO (DQO)
Cualquier compuesto orgánico teóricamente puede ser oxidado hasta la ob-
tención final de productos estables como H2O , CO2 , NH3 y SO 2 . La cantidad
4

11


de oxígeno necesaria para la oxidación se denomina demanda teórica de oxíge-
no (DTO). La DTO puede ser calculada considerando las relaciones
estequiométricas:

y z y
Cx H y O z x O x CO 2 HO (1.11)
4 2 2 2 2

4x y 2z
DTO (1.12)
MM
donde:
MM: Masa molecular del compuesto.
Para compuestos que contienen N en su estructura, la ecuación para la
demanda teórica de oxígeno es:

y 3p z
Cx H y Oz N p x O x CO 2
4 2 2
y 3p (1.13)
H 2 O pNH 3
2

4x y 3p 2z 8
DTO (1.14)
MM
Si además el azufre participa en su composición,

y 3p 2q z
C X H y O z N p Sq x 2q O
4 2 2

(1.15)
y 3p
x CO 2 H 2O p NH 3 q H 2SO 4
2

4x y 6q 3 p 2z
DTO 8 (1.16)
MM

La demanda química de oxígeno brinda una medida más real de la cantidad
de oxígeno requerida para la oxidación de los compuestos orgánicos a CO2 y
H2O, de acuerdo con las ecuaciones 1.11, 1.13 y 1.15, cuando se utiliza un
oxidante fuerte.

12


El mejor método para determinar la DQO es aquel que arroja valores igua-
les o cercanos a la DTO. Actualmente este método es el estándar del dicromato. 5
Este método utiliza una solución de dicromato de potasio cuya concentración
molar de equivalente es 0,25, en 50 % de ácido sulfúrico. Bajo estas condicio-
nes, con sulfato de plata como catalizador, la mayoría de los compuestos son
oxidados entre 90 y 100 %.6
No obstante, algunos compuestos no son oxidados o lo son solo parcialmen-
te cuando se utiliza el método estándar con dos horas de reflujo. Esto se ha
comprobado en algunas bases fuertes nitrogenadas como las metilaminas,
etilaminas, piridinas y sus derivados (tabla 1.2).

Tabla 1.2. Algunos compuestos parcialmente oxidables por el dicromato
en medio ácido

Compuesto Oxidación Compuesto Oxidación
% %
Metilamina 3,7 Etilamina 36,1
Dimetilamina 1,9 Dietilamina 27,8
Trimetilamina 5,2 Trietilamina 37,4
Piridina 4,4 2,4 dimetilpiridina 58,0
metil piridina 30,0
3 metil piridina 27,8 2,4,6 trimetilpiridina 85,2

Otras bases heterocíclicas nitrogenadas como la quinolina, pirol, pirolidina,
indol, inidiazol, purina y pirimidina, son oxidadas fácil y completamente. Sin em-
bargo, en los compuestos heterocíclicos que contienen dos o más átomos de
nitrógeno en la molécula, solamente una parte de ellos se desprende como amo-
níaco y el resto como nitrógeno.7
El azufre de los compuestos orgánicos es oxidado a sulfato. La excepción
está constituida por el grupo CH3
Durante la prueba de la DQO se determinan tanto los compuestos
degradables como los no degradables biológicamente. También se incluyen aque-
llos compuestos inorgánicos reductores que pueden ser oxidados por el dicromato
en medio ácido, como es el caso común del anión cloruro.

1.5. CARBONO ORGÁNICO TOTAL (COT)
Hoy día el COT es utilizado como una medida del contenido de sustancias
orgánicas en el agua. Sin embargo, este parámetro no brinda información acer-
ca del oxígeno necesario para la oxidación de las mismas. Así, por ejemplo, la

13


glucosa y el ácido caproico poseen en su molécula el mismo número de átomos
de carbono, no obstante la demanda teórica de oxígeno (DTO) de ambos com-
puestos es diferente:
1
C6 H12 O 6 6O 2 6CO 2 6H 2 O DTO 1,07 gg (1.14)

1
C6 H12 O 2 8O 2 6CO 2 6H 2 O DTO 2,21 gg (1.15)
En el primer caso se requieren 2,66 g de oxígeno para la oxidación de 1 g de
carbono. En el segundo caso cada gramo de carbono necesita 3,55 g de oxígeno
para la oxidación total.
En el orden teórico existe una relación entre la DTO y DQO, así como entre
la DTO y el COT.1 Por tanto, existe también una relación entre la DQO y el
COT. En el mismo plano teórico cabe suponer que la relación DTO/COT varía
entre los límites de cero, cuando los compuestos orgánicos no son oxidables por
el dicromato, hasta 5,33, que es la relación para el metano según la ecuación:

CH 4 2 O2 CO 2 2 H 2O (1.16)
En la tabla 1.3 se representa esta relación para algunos compuestos orgáni-
cos comunes.

Tabla 1.3. Relación DTO/COT de algunos compuestos8

Compuesto Relación DTO / COT
Ácido acético 2,67
Glucosa 2,67
Sacarosa 2,67
Piridina 3,33
Benceno 3,33
Etilamina 4,00
Metano 5,33

El valor límite de 5,33 para la relación DTO/COT es también válido para
mezclas de compuestos, aunque en la medida que aumenta en complejidad la
composición del residual, la DTO va perdiendo su interés práctico y la relación
DTO/COT llega a ser inoperante.
Para las aguas residuales, constituidas por mezclas de sustancias cuya com-
posición no siempre se conoce y de concentración variable, la DTO tiene esca-
so valor práctico. De ahí la importancia de la DQO y la DBO como parámetros
indicadores de la contaminación en unidades de oxígeno.

14


En la práctica la relación DQO/DTO es muy variable debido a que, como ya
se dijo, hay muchos compuestos orgánicos que no son fácilmente oxidados por
el dicromato. La relación puede ser tan alta como 1 (para el etanol, ácido oxálico
y ácido benzoico)9 y tan baja como 0,02 para la piridina.8 Por tanto, las relacio-
nes DTO/COT que aparecen en la tabla 1.3 para compuestos puros, no son
igualmente válidas para DQO/COT.
Hay una correspondencia entre las relaciones anteriores y el número de
oxidación promedio (NOP) del carbono (figura 1.10).
Este puede calcularse por la ecuación:

nO 2
NOP 4 2 (1.17)
nC

donde:
nO 2 : Número de átomos de oxígeno necesarios para la oxidación completa
de un compuesto dado en CO2 , H2O, NH3 y H2SO4.
nC: Número de átomos de carbono en el compuesto dado.

Fig. 1.10. Dependencia del NOP de la relación DTO/Corg para algunos
compuestos.

15


Cuando se aplica la ecuación 1.17 a las moléculas de glucosa, formaldehído
y ácido acético, puede llegarse a la conclusión que en esos compuestos el car-
bono tiene el NOP igual a cero.
El carbono en todas las aminas alifáticas y alcoholes tiene el NOP igual

Para los compuestos puros, la ecuación 1.17 se transforma en:

DTO
NOP 4 2 (1.18)
Corg

Para aguas residuales la ecuación 1.18 se modifica:

DQO / 16
NOP 4 2
Corg / 12

3 DQO
NOP 4 (1.19)
2 Corg

en la que tanto la DQO como la concentración de carbono orgánico se
expresan en mg L .
En el mismo plano teórico puede afirmarse que cuando el NOP del
sustrato es menor que cero se hace necesario suministrar oxígeno para la
síntesis celular:

5nC 6 H12 O 2 6nNH 3 10nO 2 6 C5 H 7 NO 2 n
18nH 2O (1.20)
Para sustratos cuyo NOP es mayor que cero, el contenido de oxígeno en su
molécula es tal que no requiere un suministro adicional del mismo para que
ocurra la síntesis celular:

5nC6 H 8 O 7 6nNH 3 6 C5 H 7 NO 2 n
8nH 2 O 7,5nO 2 (1.21)

Como se aprecia de la ecuación 1.21 aún queda una cierta fracción del
oxígeno que puede ser utilizado para la oxidación.
Debe destacarse que cuando la biomasa es considerada como sustrato, su
NOP es igual a cero:

C5 H 7 NO2 n 5nO 2 5nCO 2 2nH 2O nNH3 (1.22)

16


1.6. NITRÓGENO
El nitrógeno en las aguas residuales se puede presentar principalmente en
forma orgánica, formando parte de proteínas, y en forma amoniacal. El nitrito
(NO2 ) y los nitratos (NO3 ) rara vez aparecen en las aguas residuales crudas,
y cuando existen, se trata fundamentalmente de aguas residuales industriales.
El conocimiento del contenido de nitrógeno en sus variadas formas re-
sulta de gran interés. Así por ejemplo, cuando un agua destinada a consumo
humano presenta nitrógeno orgánico, o nitrógeno amoniacal, es indicio de
contaminación fecal reciente, lo cual es un alerta sobre su peligrosidad. La
urea contenida en la orina del hombre y animales, se descompone aportando
nitrógeno amoniacal según muestra la siguiente ecuación:

CON 2 H 4 H 2O CO 2 2NH 3 (1.23)

Así mismo, las heces fecales de animales contienen cantidades apreciables
de proteínas las cuales son convertidas en nitrógeno amoniacal por las bacterias
según:

Nitrógeno orgánico Bacterias NH 3 (1.24)

El nitrógeno amoniacal puede ser posteriormente convertido en iones nitrito
por las bacterias Nitrosomonas:
bacterias
2NH 3(g) 3O 2 2NO 2 2H 2H 2 O (1.25)

La presencia de iones nitrito en un agua destinada al consumo humano
puede ser considerada también como indicativo de contaminación fecal.
Esta secuencia de reacciones no termina sino en los iones nitrato, que
constituyen la forma más oxidada del nitrógeno. Esto ocurre cuando los iones
nitrito son oxidados por las Nitrobacter según:
bacterias
2NO 2 O2 2NO 3 (1.26)

La secuencia de la nitrificación se puede mostrar gráficamente, tal como
indica la figura 1.11.
La presencia de diferentes formas del nitrógeno tiene otra connotación cuando
se trata de aguas residuales. En este caso es importante conocer el contenido
de nitrógeno por ejemplo cuando se requiere diseñar un sistema de tratamiento
biológico donde se debe cumplir que el contenido de nitrógeno guarde relación
definida con la DBO y el fósforo, para que el proceso de depuración transcurra
de manera adecuada.

17


Fig. 1.11. Transformación de diferentes formas del nitrógeno.
Por otra parte el contenido de nitrógeno y las diferentes formas en que se
puede presentar a lo largo del sistema de tratamiento aporta criterio sobre algu-
nos de los fenómenos que pueden ocurrir.
En la tabla 1.4 se resume el impacto de diferentes formas del nitrógeno.

Tabla 1.4. Impactos causados por diferentes especies del nitrógeno

Forma del Impacto
Nitrógeno
N-NH3 La oxidación del nitrógeno amoniacal en
un curso receptor produce disminución
del oxígeno disuelto.
El nitrógeno amoniacal no ionizado
puede causar toxicidad en varios
organismos acuáticos.
N-NO3 El nitrógeno en forma de nitrato en aguas
potables puede causar metahemoglo-
binemia en niños pequeños.
Nitrógeno total El nitrógeno como nutriente es causa de
un crecimiento excesivo de organismos
acuáticos que consumen oxígeno durante
la noche y excretan sustancias que causan
olor y sabor.

18


1.7. FÓSFORO
El conocimiento del contenido de fósforo de las aguas residuales reviste
interés, pues este elemento constituye un factor imprescindible para la vida
de los organismos acuáticos al entrar a formar parte de su estructura.
La presencia de compuestos de fósforo en cursos receptores induce el
crecimiento de algas. Estas afectan de forma notable la calidad de las aguas
ya que pueden ser el origen de toda una secuencia de fenómenos, dado que
este elemento es el limitante para el desarrollo de estas formas de vida. La
luz y los compuestos de nitrógeno (los cuales son los otros elementos im-
prescindibles) son generalmente abundantes.
El deterioro de la calidad del agua debido a la aparición de color o sabor
desagradables no es el único problema que se genera como consecuencia de
la presencia del fósforo en un cuerpo de agua, sino que se produce otro no
menos grave y es que al morir las algas, estas ocasionan una contaminación
de carácter orgánico en el agua.
Por todo lo anterior es importante disponer de datos sobre la concentra-
ción de fósforo que se vierte a los cuerpos receptores, provenientes funda-
mentalmente de las aguas residuales industriales y domésticas.
Las aguas residuales de origen doméstico son relativamente ricas en
fósforo. Antes del desarrollo de los detergentes sintéticos, el contenido
de fósforo usualmente estaba en el intervalo de 2 a 5 mgL y las formas
orgánicas variaban de 0,5 a 1,0 mgL . Esta contribución humana se debe a
la ruptura de las proteínas con la consiguiente eliminación del fósforo en la
orina. En la actualidad muchos detergentes sintéticos contienen grandes
cantidades de poli fosfatos, pudiendo contener hasta 10 % en su composi-
ción. La sustitución del jabón por estos productos ha incrementado notable-
mente el contenido de este elemento en las aguas residuales.

19


1.7.1. Diferentes compuestos de fósforo presentes en las aguas
residuales
En las aguas residuales se pueden encontrar compuestos de fósforo tales como:

Tabla 1.5. Diferentes compuestos de fósforo
Nombre Fórmula
Ortofosfatos
Fosfato trisódico Na3PO4
Fosfato disódico Na2HPO4
Fosfato monosódico NaH2PO4
Fosfato diamónico (NH4)HPO4
Polifosfatos
Hexametafosfato de sodio Na3(PO3)6
Tripolifosfato de sodio Na5P3O10
Pirofosfato tetrasódico Na4P2O7

Todos los polifosfatos experimentan reacciones químicas produciendo
ortofosfatos (PO4 ), siendo la velocidad con que ocurre este proceso de-
pendiente del tiempo, la temperatura y el pH.

1.8. CARACTERÍSTICAS DE LAS AGUAS RESIDUALES
1.8.1. Aguas residuales municipales
Están constituidas por materia orgánica en forma suspendida, coloidal y
disuelta. La carga contaminante de estas aguas puede ser expresada en
función de la contribución per cápita.
La DBO, contenido de sólidos y el gasto de agua per cápita que normalmen-
te se reporta en la literatura varía de un país a otro, de una zona o región a otra
e incluso con el tiempo en una misma localización. Esto está, por supuesto, en
función de los hábitos alimentarios, de las costumbres y condiciones higiénico-
sanitarias de la población.
Los valores típicos de la contribución per cápita diaria a los residuales muni-
cipales son 0,5 m3 hab , 104 g hab de DBO y un contenido de sólidos suspen-
didos de 90,7 g hab .10 Estudios parciales realizados en Cuba arrojan valores
de 30 g hab para la DBO y de 24 g hab para los sólidos suspendidos.11
Como referencia, la composición promedio de un agua residual munici-
pal se muestra en la tabla 1.6. La incorporación de residuales industriales
pueden modificar sustancialmente los valores de estas concentraciones. 12

20


Tabla 1.6. Características promedio de un residual municipal
Propiedad Máximo Promedio Mínimo
pH 7,5 7,2 6,8
Sólidos totales (mg L-1) 640 453 322
Sólidos totales volátiles (mg L-1) 503 340 225
Sólidos suspendidos (mg L-1) 258 145 83
Sólidos suspendidos volátiles 208 120 62
(mg L-1)
DQO (mg L-1) 436 288 159
DBO (mg L-1) 276 158 75
Cloruros (mg L-1) 45 35 25

1.8.2. Características de los residuales industriales líquidos
(RIL)
Para tener un conocimiento real de las características de un agua resi-
dual no basta con conocer la magnitud, en términos de concentración, de los
parámetros indicadores seleccionados. Si bien el conocimiento de las con-
centraciones puede ser útil en determinadas circunstancias, una mayor in-
formación se obtiene del conocimiento del flujo másico (kgd ).
Así, por ejemplo, suponiendo dos residuales con las siguientes caracte-
rísticas:
Residual A: DBO5 = 500 mgL Flujo = 200 m3d .
Residual B: DBO5 = 250 mgL Flujo = 600 m3d
Pudiera pensarse que el residual A es más contaminante que el B debido a
que tiene mayor concentración de DBO. Obviamente el residual A presenta una
DBO superior al B, sin embargo el valor de su flujo o gasto es menor. El produc-
to de la concentración por el flujo da el valor del flujo másico. De esta manera,
para el ejemplo anterior se tiene que:
Flujo másico de A = 100 kgd
Flujo másico de B = 150 kgd
Este simple ejemplo pone de manifiesto que el conocimiento de la concen-
tración de un parámetro solamente no es suficiente para tener una idea real del
poder contaminante de un agua residual.
Lo anterior destaca la importancia de conocer, con el mayor grado de certe-
za posible, el flujo de agua residual que como promedio se genera. Por lo que se
debe utilizar un procedimiento de muestreo que responda en el mayor grado

21


posible a la realidad. Es decir, las determinaciones que se realicen deben ser
representativas, para lo cual estas deben ser proporcionales al flujo.
Para llegar a disponer de muestras integradas o compuestas, se requiere
que cada una de las tomas puntuales que constituirán la compuesta, sea obteni-
da teniendo en cuenta tanto el flujo promedio de agua residual como el existente
en el instante en que se toma la muestra. El flujo promedio debe ser calculado
previamente.
Algunas de las características químicas de las aguas residuales municipales
reportadas por Walter13 aparecen resumidas en la tabla 1.7.
Para estimar el volumen de muestra a extraer en cada momento, puede
utilizarse la expresión:

VT
Vi = Qi (1.27)
Q N

donde:
Vi: volumen de muestra a tomar en un instante (L).
VT: volumen total de muestra a recolectar (L).
N: número de muestras que se van a tomar.
Q : flujo promedio determinado previamente (Lh ).
Qi : flujo puntual en el instante de la toma de muestra (Lh ).
En la aplicación de este procedimiento es recomendable que durante el pe-
riodo de muestreo se tomen volúmenes de muestras, se conserven en frío y se
mida el flujo puntual en el instante de tomar cada muestra.

Tabla 1.7. Características químicas de las aguas residuales municipales

Constituyentes Tipo Concentración
Ácidos volátiles Fórmico, acético, (8,5-20) mg L-1
propiónico, butírico
y valérico
Ácidos solubles Láctico, glicólico, (0,1-1,0) mg L-1
no volátiles cítrico y benzoico
Ácidos grasos Palmítico, esteárico y 60 % del contenido
superiores oleico de ácidos grasos
Proteínas y Al menos veinte (45-50 %) del
aminoácidos tipos nitrógeno total
Carbohidratos Glucosa, lactosa,
sacarosa

22


La caracterización de un agua residual reviste dos objetivos muy impor-
tantes:
1. Inmediato. El conocimiento de las características del agua residual per-
mite conocer su poder contaminante y decidir si el residual
debe ser sometido a tratamiento o no.
2. Mediato. Cuando las características del agua residual son tales que
es obligado su tratamiento, los datos que aporta la caracte-
rización son una parte imprescindible para el diseño de la
instalación de tratamiento.
En el curso de un proceso de caracterización se debe tener la mirada
puesta en la posibilidad de estudiar separadamente las diferentes corrientes
de residuales que pueden existir a fin de valorar su posible segregación,
pues dependiendo de sus características pueden requerir de tratamientos
diferentes, por lo que no es aconsejable su mezcla. Esta óptica está, por
supuesto, condicionada en buena medida al estudio o conocimiento previo
del problema.
Para el caso particular de los residuales industriales líquidos (RIL), un
procedimiento para conocer el balance material y de flujo de todos los pro-
cesos de la industria que utilizan agua y producen residuales, así como de la
industria en su conjunto, puede resultar imprescindible.
El resultado de la caracterización debe brindar información acerca de la
fortaleza contaminante de cada corriente, así como de las alternativas de
tratamiento y de su reuso.
El procedimiento general recomendado para obtener la información ne-
cesaria para la caracterización con un mínimo de esfuerzo, y que al mismo
tiempo sea confiable, puede resumirse en cuatro etapas:
obtener el diagrama de flujo de los residuales,
elaborar el esquema de muestreo y análisis,
efectuar el balance de flujo y materiales,
reportar la variación estadística de los parámetros más significativos
de la caracterización.

1.8.2.1. Diagrama de flujo de los residuales
Este diagrama se construye a través de la inspección de todas las operacio-
nes del proceso y con la consulta del ingeniero de la planta. El diagrama debe
indicar los posibles puntos de muestreo y el orden de magnitud del flujo de la
corriente de aguas residuales.

23


1.8.2.2. Elaboración del esquema de muestreo y análisis
El muestreo óptimo es el continuo, con volúmenes que son una fracción del
flujo promedio. Sin embargo, esto pocas veces es factible.
Otra posibilidad es la de las muestras integradas o compuestas con una
frecuencia de muestreo que se establece de acuerdo con el proceso que se
necesita caracterizar. El periodo de la composición de la muestra y la frecuen-
cia de muestreo se establece de acuerdo con la naturaleza del proceso cuya
agua residual se estudia. Algunos procesos en operación continua pueden
muestrearse cada hora e integrarse por periodos de 8, 12 y hasta de 24 h. Aque-
llos procesos en los que hay mucha variación deben integrarse en periodos de
una o dos horas. A los procesos a templa se les toma muestras en el periodo de
vaciado.
Los análisis a realizar dependen de las características del parámetro que se
está midiendo. Por ejemplo, el pH debe medirse puntualmente, ya que es posible
en muchos casos que la integración resulte en una neutralización de elementos
ácidos y básicos perdiéndose durante la integración una información valiosa. La
carga de DBO puede requerir integración de las muestras durante 8 h cuando
se pretende diseñar tratamientos de tiempos de retención cortos, aunque mues-
tras integradas durante 24 h resultan suficientes para tratamientos de varios
días de retención como el de las lagunas.
Cuando se miden constituyentes como nitrógeno y fósforo para determinar
si hay necesidad o no de adición de nutrientes en tratamientos biológicos, son
suficientes muestras integradas de 24 h, ya que los sistemas biológicos tienen
alta capacidad de amortiguamiento. Si se conoce la presencia de sustancias
tóxicas en el agua residual, estas deben ser muestreadas continuamente.
Un aspecto importante en este punto, al que ya se hizo referencia, es el de la
medición del flujo.

1.8.2.3. Balance de flujo y materiales
Después de realizados el muestreo y los análisis, debe efectuarse el balance
de flujo y materiales tomando en consideración todas las fuentes de contamina-
ción que sean significativas. En la medida en que el balance coincida con el
efluente total, se confirmará el cuidado con el que se realizó la caracterización.

1.8.2.4. Variación estadística de los parámetros
Esta información se obtiene de diversas formas, una de ellas consiste en
graficar en papel de probabilidades la frecuencia de ocurrencia.

24


La data de la caracterización de los RIL generalmente es muy variable y
susceptible de análisis estadístico. La información puede ser reportada en tér-
minos de frecuencia de ocurrencia de una propiedad en particular, que es el
valor que se espera que tenga esa propiedad o lo exceda 10, 50 y 90 % del
tiempo. Los valores obtenidos en la caracterización se ordenan en orden cre-
ciente de magnitud. Por ejemplo, si se trata de la DBO,
donde:
n: Número total de valores de DBO.
m: Número consecutivo y en orden creciente asignado a cada uno de los
valores de DBO, desde uno hasta n.
m
n 1 : posición de cada valor en la tabla y que es equivalente al porcentaje
de ocurrencia.

Tabla 1.8. Porcentaje de ocurrencia

m DBO m Ocurrencia
-1
(mg L ) n 1 (%)
1 175 0,1 10
2 225 0,2 20
3 285 0,3 30
4 340 0,4 40
5 350 0,5 50
6 375 0,6 60
7 405 0,7 70
8 460 0,8 80
9 515 0,9 90

Al graficar estos resultados en papel de probabilidades, tal como se hace en
la figura 1.12, la DBO promedio es la que corresponde a frecuencia de ocurren-
cia del 50 %. Por otro lado, aceptando que 68 , 27 % de los valores están
_
incluidos en el intervalo: X sn 1 , se tiene que:

X 84 ,1 X 15 ,9
sn 1 (1.28)
2
Para el ejemplo anterior:
DBO promedio = 347,8 mg L

25


450 230
sn 1 110
2
s: desviación estándar.

Fig. 1.12. Porcentaje del tiempo que la DBO será igual o menor al valor
indicado.
Cuando el número de observaciones es muy grande (de cincuenta a cien) se
recomienda agrupar la data por incrementos. Estos incrementos pueden tomar-
se de 50 mg L .

Ejemplo 4.1
Suponga una data que tiene noventa y seis observaciones agrupadas por
intervalos de 50 mg L .
donde:
n: Número total de muestras
m: Número de muestras en el intervalo analizado y los anteriores
m
100 : posición al graficar.
.
n 1

26


Tabla 1.9. Intervalos y números de muestras

Intervalo Muestra m Posición
en el intervalo en el gráfico
200 - 249 5 5 5,2
250 - 299 4 9 9,3
300 -349 6 15 15,5
. . . .
. . . .
. . . .
1150 1 199 4 96 99,0

Las mediciones del caudal de aguas residuales durante el estudio pueden
llevarse a cabo por diversos métodos, en dependencia de la accesibilidad del
lugar. Estos pueden ser, entre otros:
1. Instalación de vertederos, se usa en canales o conductoras abiertos.
2. Cubo o cubetas y cronómetro: aplicable cuando hay bajo caudal.
3. Medición de la duración del bombeo: hay que hacer uso de la curva carac-
terística de la bomba.
4. Uso de medidores de flujo de paleta.

1.8.3. Empleo de índices en la caracterización
Tomando en cuenta que los procedimientos de caracterización son gene-
ralmente complejos y exigen de importantes recursos de tiempo y de tipo
financiero, la utilización de indicadores o índices de producción y consumo
se presenta como un importante enfoque a considerar, dentro de los proce-
dimientos utilizados para determinar, al menos aproximadamente, los niveles
de carga contaminante que son generados por las diferentes actividades de
producción y servicios.
Los índices de producción constituyen un instrumento que permite determi-
nar la efectividad de medidas y programas orientados a la disminución de la
contaminación, facilitando la identificación y establecimiento de prioridades de
gestión, con arreglo a la evaluación cuantitativa de las tendencias que se mani-
fiestan en la calidad del medio.
En este sentido, es importante indicar que esta herramienta de trabajo
no sustituye ni exime, la necesidad de realizar investigaciones más com-
pletas.

27


Tabla 1.10. Indicadores de carga contaminante de algunos procesos

Sólidos
DBO DQO
Proceso Unidad suspendidos
(kg/u) (kg/u)
(kg/u)
Instalaciones de
250 - 1716
cría de reses
Instalaciones de cabezas
1,4 - 14,6
cría de pollos
Granjas lecheras 539 - -
Mataderos 6,4 - 5,2
Sin recuperar
11 - -
sangre PVS
Sin recuperar
4,7 - -
panza se agrega
Proceso de aves
1000 aves 11,9 22.4 12,7
de corral
Enlatado de
12,5 - 4,3
frutas y verduras t de
Refinación de producción
12,9 21 16,4
aceite vegetal
Producción de
m3 de vino 0,26 - -
vino
3
Producción de m de
8,6 - 14,7
cerveza cerveza
PVS: Peso vivo sacrificado.
Fuente: Evaluación rápida de fuentes de contaminación de aire, agua y suelo, OMS, México, 1988.

El indicador de carga contaminante o índice es la relación entre el nivel
de producción y la carga contaminante que se genera en esa actividad. El
índice define una cantidad de sustancia determinada que se obtiene en la
actividad productiva en un tiempo considerado, refiriendo a él la contamina-
ción generada durante el proceso de obtención.
Los índices han de ser el resultado de experiencias anteriores, sean pro-
pias u obtenidas de la literatura.
En la tabla 1.10 se presentan ejemplos de los índices de producción refe-
ridos a la contaminación que generan.
De igual manera puede ser de importancia el índice de consumo de agua.
Ejemplos de este tipo de índice se reflejan en la tabla 1.11.

28


Tabla 1.11. Consumo de agua de la industria azucarera y derivados

Industria Índice de consumo
Central azucarero 0.5 m3/t caña molida
Destilería 1.6 m3/HL de alcohol
Levadura 70 m3/t de levadura
(tecnología francesa)
80 m3/t levadura
(tecnología austríaca)
Fuente: Programa integral de desarrollo de los derivados de la caña de azúcar. Subprograma: Alcohol
y levaduras, septiembre 1985, Cuba.

1.9. MEDICIONES DEL CAUDAL
El conocimiento del gasto, flujo o caudal es importante no solo en el
momento de proyectar una instalación, su sistema de tuberías y de bombeo.
Se encuentran diversas formas comunes de conocer un caudal. Desde
trabajar por datos de proyecto, pasando por el manejo de índices de consu-
mo por unidad de producción o por habitante, hasta la medición directa. De
las mediciones directas del caudal de aguas residuales trata este epígrafe.
Los medidores de caudal más usuales que pueden ser encontrados en
las plantas de tratamiento de aguas residuales son:
Canales de aforo Parshall.
Vertedores.
Medidores de caudal en líneas de presión.

1.9.1. Canal Parshall
El canal Parshall está formado por una sección de entrada de paredes
verticales convergentes y fondo a nivel, un estrechamiento de paredes para-
lelas y fondo descendente. El canal posee además una sección de salida de
paredes divergentes y fondo ascendente. En la figura 1.13 se muestra un
esquema de un canal Parshall.
Este tipo de medidor es especialmente útil para aguas que contienen sólidos
en suspensión, debido a que la presencia de estos no afecta las mediciones. Por
otra parte, el aumento de la velocidad del agua a su paso por la parte más
estrecha del canal, la garganta, dificulta la sedimentación de las partículas.
La determinación del caudal se realiza considerando la altura alcanzada
por el agua (H), tomada en una arqueta aneja conectada por un tubo
piezométrico.

29


El caudal instantáneo en cada momento se obtiene por aplicación de la
ecuación:
0,026
1,567 W
Q 0,37 3,28 H (1.29)

siendo:
Q: caudal instantáneo (m3 ·s ).
W: ancho del estrechamiento, (m).
H: calado del agua en el punto de observación fijo, (m).

Fig. 1.13. Esquema de un medidor Parshall.
La medición manual de la altura (H), arroja como resultado un valor
instantáneo del caudal. Existe en el mercado un conjunto de instrumentos
para realizar la medida de forma continua y así obtener el caudal medio
diario, punta, mensual, etc., de forma precisa. En ocasiones además es de
interés acoplar el canal a un indicador con registro gráfico y totalizador.

30


Fig. 1.14. Canal Parshall.

1.9.2. Vertedores
Los vertedores consisten básicamente en una obstrucción en la que se es-
tanca el líquido y vierte por encima de ella (Figura 1.15).

Fig. 1.15. Esquema de un vertedor.

31


En el uso de los vertedores se emplean términos que requieren ser defi-

(H) a la diferencia entre la altura
de la superficie alcanzada por el liquido y la altura de la cresta medida aguas

Una vez medido el valor de la carga del vertedor, H, se puede obtener el
caudal de agua residual que pasa en cada instante.
Hay dos elementos que deben ser tomados en consideración cuando
se desea o necesita instalar un vertedor para la medición de caudales.
Estos son:
partiendo del hecho de que la contracción de la vena líquida comienza a
una distancia aproximada de 2H aguas arriba del vertedor, la medida
debe efectuarse a una distancia mayor que esta,
la altura mínima de la cresta debe ser de 2,5 H para permitir la contrac-
ción completa de la lámina.
Los vertedores más utilizados son:
Rectangular.
Triangular.
Trapezoidal.

Vertedor rectangular
Estos pueden ser sin contracción lateral o con ella.
En aquellos casos en los que no exista contracción lateral, la cresta ocupa
todo el ancho del canal. El caudal viene dado por la ecuación,

Q 1,84 L H 1,5 (1.30)

siendo:
Q: caudal, m3 · s .
L: longitud de la cresta, m.
H: carga sobre la cresta, m.
Las dimensiones que debe cumplir el vertedor se detallan en la fi-
gura 1.16.

32


Fig. 1.16. Relación de las dimensiones de un vertedero rectangular sin
contracción lateral.
En los vertedores rectangulares con contracción lateral, la cresta no ocupa
toda la anchura del canal. Las dimensiones de las contracciones laterales se
especifican en la figura 1.17.
La ecuación que permite calcular el caudal en este tipo de vertedor es,

Q 1,84 L 0 ,1 n H H 1,5 (1.31)

donde n es el número de contracciones laterales.

Fig. 1.17. Relación de las dimensiones en un vertedor rectangular con
contracción lateral.

33


Vertedor triangular
Este tipo de vertedor es uno de los más utilizados debido a que, para un
mismo caudal, se consigue mayor altura que en los rectangulares. Este efecto
se traduce en una mayor precisión en la lectura (figura 1.18).
El ángulo del vértice de este vertedor puede tener diferentes valores. Los
más usuales son 60° y 90°. La expresión que da el caudal en este tipo de verte-
dor es:

Para 90 ° Q 1,38 H 2,5 (1.32)

donde:
Q: gasto, m3 · s .
H: altura del líquido con relación al vértice, m.

Para 60 ° Q 0,79 H 2 ,5 (1.33)

Fig. 1.18. Relación de las dimensiones en un vertedor triangular.

Fig. 1.19. Relación de las dimensiones en un vertedor trapezoidal.

34


Vertedor trapezoidal
Este vertedor tiene una forma similar al rectangular (figura 1.19). La expre-
sión que se emplea para calcular el caudal es:

Q 1,859 L H 1,5 (1.34)

L: la longitud de la cresta del vertedero, m
Medidores de caudal en línea
Los métodos usualmente utilizados en la determinación de caudales en
tuberías a presión corresponden a los llamados métodos dinámicos, que su-
ponen una aplicación del teorema de Bernouilli entre dos puntos de una tu-

Fig. 1.20. Tubo Venturi.

1.10. DISMINUCIÓN DEL VOLUMEN Y FORTALEZA
DE LOS RESIDUALES
Con frecuencia, haciendo sencillas modificaciones en la industria, se
pueden lograr reducciones apreciables en el volumen y fortaleza de las aguas
residuales, obteniendo como consecuencia de ello disminuciones en los cos-
tos de inversión y operación de las instalaciones de tratamiento, entre estas
modificaciones puede señalarse:
Recirculación: el agua que esté relativamente poco contaminada puede ser
recirculada con un mínimo de tratamiento o sin tratamiento alguno.
Clasificación de las diversas corrientes y segregación de las mismas: el
agua de enfriamiento y otras poco contaminadas pueden segregarse

35


con anterioridad al tratamiento. Las aguas que contengan sustancias
tóxicas no deben llegar nunca a las unidades de tratamiento biológico.
Sustitución de aditivos químicos: hay casos en los que se facilita el
tratamiento sustituyendo algunas materias primas cuyo residuos sean
resistentes por otros más fácilmente tratables.
Recuperación de subproductos: en ocasiones con instalaciones de bajo
costo se logra obtener un subproducto dando lugar a una producción
marginal, o a la recuperación de alguna materia prima del propio proce-
so productivo.
La disminución en las variaciones del caudal y de la fortaleza de las
aguas residuales deben ser prioritarios, lo que puede ser logrado, entre otros
medios, mediante el empleo de tanques compensadores.

Notas bibliográficas
1 CHUDOBA, J., C. MENÉNDEZ Y J. PÉREZ O.: Fundamentos teóricos de algunos
procesos para la purificación de aguas residuales, Ed. ISPJAE, Ciu-
dad de La Habana, 1986.
2 THOMAS, M.A.: Water
and Sewage Works, 1950.
3 MOORE, E.W., H.A. THOMAS, AND W.B. SNOW.:
Sewage and Ind. Wastes, vol. 22, no. 10, 1950.
4 RHAME, G. A.: Sewage
and Ind. Wastes, vol. 28, no. 9, 1950.
5 Standard Method for the Examination of Water and Wastewater, Ed.
APWA-AWWA, 1995.
6 MOORE, W.A.:
Anal. Chemistry, 1951.
7 ARGAMAN, Y. AND A. BRENNER:
natives and process parameters for the single-sludge nitrogen removal
IAWPRC Specialised Seminar, Copenhagen, Denmark, Au-
gust, 1985.
8 MENÉNDEZ, C.: Reporte Inédito, ISPJAE, Ciudad de La Habana, 1989.
9 ECKENFELDER, W.W.: Water Quality Engineering for Practicing Engineers,
CBI, Pub. 1980.
10 LOEHRS, H.C.: Pub. Works, vol. 99,
no. 81, 1968.
11 RODRÍGUEZ, C.: Inge-
niería Hidráulica, vol. 19, no. 4, 1998.

36


12 HUNTER, J.V. AND H. HEUKELEKIAN:
Water Poll. Control Fed., vol. 37, no. 8, 1965.
13 WALTER, L.:
Water Sewage Works, vol. 109, no. 11 y 12, 1961.
14 OMS, REPORTE: Evaluación rápida de fuentes de contaminación de aire,
agua y suelo, México, 1988.
15 Programa integral de desarrollo de los derivados de la caña de azúcar.
Sub-programa alcohol y levaduras, Cuba, 1985.

37

Pretratamiento de Aguas Residuales

CAPÍTULO 2
PRETRATAMIENTO DE AGUAS RESIDUALES

El tratamiento biológico de las aguas residuales, fundamentalmente las
de origen industrial, en ocasiones requiere de algún tipo de pretratamiento
cuyo objetivo puede ser la remoción de contaminantes, como ocurre du-
rante la sedimentación primaria, o el acondicionamiento del agua residual
mediante la compensación y (o) neutralización, para facilitar la depuración
biológica.

2.1. COMPENSACIÓN
Los residuales líquidos industriales se caracterizan por la diversidad
de corrientes con diferencias en su composición y concentración. Aun una
misma corriente puede presentar variaciones horarias en sus propiedades. Cuando
los residuales manifiestan mucha variación en su composición se recomienda el
empleo de tanques compensadores.
La experiencia ha demostrado que los procesos de tratamiento se realizan
mejor si las fluctuaciones extremas en la carga del sistema pueden ser evitadas
o en última instancia ser atenuadas mediante la compensación.
En los tanques compensadores los residuales se retienen durante un periodo
en el que se llega a obtener un efluente relativamente estable.
La neutralización de corrientes ácidas o básicas, la estabilización de la DBO
y la separación de metales pesados, son algunos de los objetivos de la compen-
sación.
Aguas residuales con alta acidez o alcalinidad que no son compensadas
requieren de la neutralización mediante la adición de reactivos químicos.
La mezcla en el tanque de compensación generalmente se promueve con
aire. Un método común es el empleo de aereadores superficiales, con un consu-
mo de potencia de 4.10 W m . Cuando se utiliza aire mediante
difusores, el consumo aproximado de este puede tener un valor cercano a los
4 m3 m d . 1

39


Para el diseño de los tanques de compensación pueden emplearse criterios
empíricos y calcular su volumen considerando el tiempo requerido para acumu-
lar el agua residual de un ciclo de producción o por turnos de trabajo. Siempre
que se pueda, el criterio de diseño debe tener como base el nivel de varianza
aceptable que tiene el parámetro que se desea normalizar para las etapas subsi-
guientes del tratamiento.
Los tanques compensadores pueden diseñarse para operar a volumen cons-
tante o volumen variable, en función de que interese amortiguar variaciones de
concentración o flujo respectivamente.

2.1.2. Dinámica de los sistemas de compensación
La compensación se logra vertiendo el residual en un tanque o cisterna de
forma tal que se mezcle con el que le ha precedido, con lo cual se amortiguan las
variaciones bruscas.

Fig. 2.1. Efecto de un compensador sobre variaciones de flujo y / o
composición.
A fin de ilustrar la dinámica de un compensador considere el caso más
sencillo de un tanque perfectamente agitado de volumen constante, al cual
llega continuamente una corriente de agua residual de flujo Q y concentra-
ción del componente de interés CE, siendo la salida de igual flujo pero de
concentración CS.

Fig. 2.2. Compensador de volumen constante.

40


Aplicando un balance diferencial para el componente de interés:
dCS
Q CE Q CS V (2.1)
dt
por lo que integrando:
CS t
dCS Q
dt (2.2)
C0
C E CS Vt 0
por lo tanto:
CE CS t
ln
CE C0

V
donde: Q

entonces:
t
CS CE (C E C0 ) exp (2.3)

En la tabla 2.1 se muestra un ejemplo numérico donde se ilustra el efecto
compensador del sistema mostrado, suponiendo por simplicidad, que el flujo de
agua residual es constante y la composición variable.

Tabla 2.1. Efecto compensador del sistema

Horario DQO, mgL-1
1 150
2 175
3 180
4 200
5 250
6 300
7 320
8 300
9 250
10 180
11 150
12 140

41


Se ha supuesto que el tiempo de residencia en el compensador es de 10

Fig. 2.3. Ilustración del efecto de un compensador de volumen constante.
En la figura 2.3 se muestran las curvas de variación de DQO de entrada al
compensador, las del efluente compensado y la composición promedio. De la
misma puede observarse el efecto compensador del sistema, ya que la variación
que experimenta la composición de salida es menor que la de entrada.
Es de destacar que el compensador no modifica la composición promedio
del efluente con respecto al caudal de entrada, sino su varianza.
Al incrementarse el tiempo de residencia del compensador aumenta su efecto
amortiguador, por lo que para un tiempo de residencia infinito desaparecen las
fluctuaciones de la composición de salida igualándose a la promedio.
El método que se siga para calcular las dimensiones del tanque compensador
dependerá de las condiciones en que este operará.

2.1.3. Compensación para flujo de residual constante
y de composición variable
Bajo condiciones de flujo constante la relación entre la varianza del efluente
de un tanque completamente mezclado y la del afluente, cuando las variaciones
de composición son aleatorias, viene expresada por la relación:2

S 2e
(2.4)
S 2i 2.

42


donde:
S2e: varianza de la concentración del efluente.
S2i: varianza de la concentración del afluente.
T: tiempo de recolección de la muestra compuesta.
: tiempo de retención (V / Q).
De acuerdo con lo anterior puede calcularse el tiempo de retención si se
conocen la varianza del afluente y la permisible o deseada para el efluente.
La varianza en el afluente, S2i se determina según:
n
1 2
S 2i Xi X (2.5)
n 1 i 1

donde:
Xi: valor individual de la concentración de cada muestra tomada.
X : valor promedio de todas las mediciones.
n: número de muestras.
Se define el valor típico normal Z de la propiedad controlada como:

Xm X
Z (2.6)
Se
donde:
Xm: valor máximo que puede tomar la propiedad en el efluente del tanque de
compensación.
Se: desviación típica del efluente.
Procedimiento para el diseño
El procedimiento de diseño consiste en hallar el tiempo de retención reque-
rido en el tanque compensador para obtener las condiciones de salida deseadas.
El tiempo de retención y el caudal de agua a tratar, definirán el volumen de
tanque necesario.

1. Determinar el valor promedio de la concentración del afluente X .
2. Calcular su desviación típica.
3. Fijar el valor máximo permisible de concentración que se desea a la salida
(Xm).
4. Determinar la desviación típica del efluente tomando un valor de Z con un
por ciento de confiabilidad, por ejemplo, 90 %.
5. Hallar el valor de .

43


6. Con el valor de y el flujo que se desea procesar se estima el volumen del
compensador:
V
Q

Ejemplo 2.1
Se estudió un agua residual cuyo caudal es de 1 500 m 3d . Se tomaron
cuatro muestras diarias integradas durante 6 horas cada una en 10 días diferen-
tes. Los resultados se muestran en la tabla 2.2:

Tabla 2.2. Resultados del ejemplo 2.1
HORA 6:00 a.m. 12:00 m 6:00 p.m. 12:00 a.m.
Día Valores de DBO (mgL-1)
1 850 1240 600 1130
2 1430 324 1290 741
3 1550 421 750 422
4 1390 1324 1050 560
5 410 990 684 1220
6 500 270 820 530
7 420 450 750 1205
8 960 1230 680 890
9 395 1190 300 500
10 600 1304 1020 922

Debido al tratamiento que se empleará se requiere disminuir la variación que
presenta la DBO se pretende diseñar un tanque para compensar tales efectos.
Determine el volumen del compensador si se conoce que el valor máximo
permisible de la DBO a la salida es de 1000 mgL .

X
X 832,8
n
Si 367,438
Xm 1000
De la tabla de distribución normal (Anexo 2), para 90 % de confianza, el
valor de Z 1,30

Xm X 1000 832 ,8
Z Se 167 ,2
Se 1,30

44


S 2e
Se2 = 27955,84; Si2 = 135810,68
S 2i 2.
El tiempo de retención en el tanque compensador será,
6 135810 ,68
14 ,5 h
2 27955 ,84
0,6 d, por lo tanto, el volumen es,
V 1500 · 0,6 900 m3

2.1.4. Compensación cuando hay variación simultánea de flujo
y composición3
Realizando un balance de masa en el tanque compensador:
Q C1 T V C0 Q C2 T V C (2.7)
donde:
C1: concentración que entra al tanque durante el intervalo de muestreo T.
T: intervalo de muestreo, por ejemplo, 1 h.
Q: flujo promedio en el intervalo de muestreo.
C: concentración en el tanque al inicio del intervalo de muestreo.
V: volumen del tanque.
C2: concentración que sale del tanque al concluir el intervalo de muestreo.
En este caso se está asumiendo que la concentración del efluente es cons-
tante durante un intervalo de muestreo. Esto es cierto si el tiempo del intervalo
es espaciado apropiadamente.
C1T C 0V/Q
C2 (2.8)
T V/Q

1. Se asume un volumen del tanque compensador, y este define el tiempo de
retención.
2. Tomando como primer valor de C0 el valor promedio de las mediciones, se
calculan los valores de la concentración compensada. Para los restantes
intervalos se toma la concentración final del intervalo anterior.
3. Si los valores de concentración así obtenidos no llegan a satisfacer los re-
querimientos, se toma otro valor de tiempo de retención y repite el proceso.

45


Ejemplo 2.2

Tabla 2.3. Resultados
Intervalo Q Concentración
de (m3h-1) de DBO
tiempo (mgL-1)
1 363 250
2 45 70
3 230 60
4 270 170
5 363 330
6 450 50
7 290 60
8 260 400
Promedio 283,87 173,75

La tabla 2.3 fue obtenida de una planta industrial durante un ciclo de produc-
ción de 8 horas. Cada intervalo de tiempo representa un periodo de muestreo de
1 hora. Determine el factor pico del efluente de un tanque compensador cuando
se utiliza un tiempo de retención de: a) 8 horas, b) 2 horas y compárelos con el
factor pico cuando no se utiliza compensación.
Valor máximo
Factor Pico
Valor promedio

400
Al inicio: FP 2 ,3
173,75
a) Asumiendo un tiempo de retención igual a 8 h:
V = 283,87 · 8 = 2270,96 m3

V
C1 C0
Q
C2
V
1
Q

Después del primer intervalo,
C1 = 250 mgL Q = 363 m3h C0 = 173,75 mgL

46


2270 ,96
250 173,75
C2 363 184 ,39 mgL 1
2270 ,96
1
363
Después del segundo intervalo:
C1 = 70 mgL Q = 45 m3h C0 = 184,79 mgL

2270 ,96
70 184 ,39
C2 45 182 ,17 mg L 1
2270 ,96
1
45
Al proceder de manera similar para los restantes intervalos se obtienen los
resultados que se muestran en la tabla 2.4:

Tabla 2.4. Resultados
Intervalo C1 Q Concentración compensada (C2)
Para 8h Para 2h
Primero 250 363 173,75 203,49
Segundo 70 45 182,17 193,70
Tercero 60 230 170,93 155,15
Cuarto 170 270 170,83 160,00
Quinto 330 363 192,77 226,30
Sexto 50 450 169,16 148,35
Séptimo 60 290 156,68 109,28
Octavo 400 260 156,80 200,60
Promedio 173,75 283,37

Factor Pico para un tiempo de retención de 8 h en el tanque compensador:
192 ,70
FP 1,
1
173 ,75
b) Asumiendo un tiempo de retención igual a 2 h:
V = 283,87 · 2 = 567,74 m3
Después del primer intervalo,
C1 = 250 mgL Q = 363 m3h C0 = 173,75 mgL

47


567 ,74
250 173 ,75
C2 363 203,49 mgL 1
567 ,74
1
363
Después del segundo intervalo:
C1 = 70 mgL Q = 45 m3h C0 = 203,49 mgL

567 ,74
70 184 ,39
C2 45 193 ,70 mgL 1
567 ,74
1
45
Procediendo de manera similar para los restantes intervalos se obtienen los
resultados que se muestran en la tabla anterior para: = 2 h.
Factor Pico para un tiempo de retención de 2 h en el tanque compensador:
226 ,30
FP 1,3
173,75

2.1.5. Compensación cuando hay variación simultánea de flujo
y composición, pero el volumen en el compensador es
variable
El volumen requerido para la homogeneización o compensación se determi-
na mediante un diagrama de los caudales a tratar, en el cual se representa el
volumen de afluente acumulado a lo largo del día. El caudal medio diario, tam-
bién representado en el mismo diagrama, es la pendiente de la línea recta traza-
da desde el origen hasta el punto final del diagrama.
Para determinar el volumen necesario, se traza una recta paralela a la que
define el caudal medio diario, tangente a la curva de caudales acumulados. El
volumen requerido es igual a la distancia vertical existente entre el punto de
tangencia y la línea recta que representa el caudal medio, tal como muestra la
figura 2.4.
Si una parte de la curva de caudales acumulados está situada por encima de
la línea que representa el caudal medio, el diagrama acumulado debe limitarse
con dos líneas paralelas a la del caudal medio y tangente a las dos curvas del
diagrama. El volumen requerido en este caso es igual a la distancia vertical
existente entre las dos tangentes. Figura 2.5.

48


Horario

Fig. 2.4. Determinación del volumen del compensador.
La interpretación física de los diagramas representados es la siguiente:
En el punto inferior de tangencia el tanque de compensación está vacío. A
partir de este punto el tanque empieza a elevar su nivel por lo que la pendiente
del diagrama de la curva de volumen del afluente es mayor que la del caudal
medio diario y continúa llenándose hasta que lo hace al final del horario. Para el
segundo modelo de flujo, el tanque está totalmente lleno en el punto de tangen-
cia superior.
acumulado
Volumen

Horario
Fig. 2.5. Determinación del volumen del compensador.

49


1. Se desarrolla una curva de caudales acumulados de agua expresada en me-
tros cúbicos.
V Q T
Vf Vo Vi VS
V1 Vo 1

V2 Vo 1 V1 2
Vn V0 1 V1 2 ............. V( n 1) n

2. Se traza la línea de caudal medio diario.
3. Se determina el volumen del tanque requerido.
4. Para estimar el efecto de homogeneización:
a) Se calcula el volumen de líquido existente en el tanque al final de cada
periodo de tiempo mediante la expresión:
Vf Vo Vi Vs
donde:
Vf: volumen en el tanque al final del periodo de tiempo considerado.
V0: volumen en el tanque al final del periodo de tiempo anterior.
Vi: volumen aportado durante el tiempo considerado.
VS: volumen de caudal saliente durante el tiempo considerado.
b) Se calcula la concentración media que sale del tanque:
Vi X i V0 X 0
Xf
Vi V0
donde:
Xf: concentración media en el caudal que sale del tanque durante el tiempo
considerado mg / L.
Vi: volumen aportado durante el tiempo considerado, m3.
V0: concentración del agua residual contenida en el tanque al final del perio-
do anterior.
5. La magnitud de la carga horaria se calcula utilizando la expresión:
Carga horaria X i Qi
El efecto de la homogeneización puede mostrarse numéricamente a partir
de las relaciones siguientes:
punta / media; mínima / media y punta / mínima

50

Libroaguasresiduales

Recommandé

Recommandé

Contenu connexe

Tendances

Tendances (20)

Similaire à Libroaguasresiduales

Similaire à Libroaguasresiduales (20)

Dernier

Dernier (20)

Libroaguasresiduales