Capitulo 4 tratamiento preliminar

UNIVERSIDAD NACIONAL ABIERTA Y A DISTANCIA – UNAD
Escuela de Ciencias Agrícolas, Pecuarias y del Medio Ambiente -Manejo de Aguas Residuales en Pequeñas
Comunidades. Autor: Ing. Claudia Patricia Gómez Rendón - 2012

UNIDAD 2
TRATAMIENTO DEL AGUA RESIDUAL

CAPÍTULO 4. Tratamiento preliminar
El tratamiento preliminar también conocido como pretratamiento de aguas residuales
quiere decir que es el alistamiento del agua residual para llevar a posterior tratamiento
que puede ser químico, físico o biológico para eliminar la contaminación en ella presente.
En esta primera etapa se remueven sólidos gruesos, algunos finos así como grasas y
aceites, se homogenizan caudales o cargas afluentes principalmente y se regula el pH
requerido para el tratamiento.

Lección 16. Remoción de sólidos gruesos y finos
16.1 Rejas
El primer paso en el tratamiento del agua residual consiste en la separación de los
sólidos gruesos. El procedimiento más habitual se basa en hacer pasar el agua residual a
través de rejas de barras, las que suelen tener aberturas libres entre 15 mm o mayores.
Estas rejas se construyen en barras de acero soldadas en un marco que se coloca
transversalmente al flujo de agua dentro del canal, en forma equidistante, con pendientes
entre 30° y 80° respecto a la horizontal cuando de caudales pequeños se trate y,
pendientes de 90° cuando se sometan a tratamientos caudales grandes.

Criba de limipeza manual

Criba de limipieza mecánica

Figura 15. Tomado de archivo documental de la Autora (PTAR Zipaquirá y El Salitre respectivamente)

Las rejas de barras se pueden limpiar manual o mecánicamente según las características
del diseño como se muestra en la tabla 12.

1

Tabla 12. Características diseño de rejas
Características
Tamaño de la barra:
- Anchura, mm
- Profundidad, mm
Separación entre barras - mm
Pendiente en relación a la vertical - grados
Velocidad de aproximación - m/s
Pérdida de carga admisible - mm

Limpieza Manual

Limpieza Mecánica

5 – 15
25 – 37,5
25 – 50
25 – 50
150
150

5 – 15
25 – 37.5
15 – 75
50 – 82.5
150
150

Fuente: Tomado de (Metcalf & Eddy, 1996)

16.1.1 Rejas de limpieza mecánica. Se han venido empleando en las plantas de
tratamiento de aguas residuales desde hace más de 50 años. Las rejas de limpieza
mecánica se dividen en cuatro tipologías principales: las rejas de funcionamiento mediante
cadenas, rejas de movimiento oscilatorio, catenarias y rejas accionadas mediante cables.
16.1.2 Rejas de limpieza manual. Es el procedimiento más común cuando las plantas de
tratamiento de aguas residuales son para pequeños caudales.
16.1.3 Criterios de diseño. El análisis asociado con el uso de equipos para el tamizado
grueso contempla la determinación de las pérdidas de carga producidas por el paso del
agua a través de estas unidades. Las pérdidas hidráulicas a través de rejillas son una
función de la velocidad de aproximación del fluido y de la velocidad del flujo a través de
los barrotes. Las pérdidas de carga a través de una rejilla se pueden estimar por medio
de la ecuación 16.1

h1 

1  V 2  v2 


0,7  2 g 



16.1

Donde:
h1
= Pérdida de carga, pies o m
k
= 1/0,7 = coeficiente empírico que incluye pérdidas por turbulencia y formación de
remolinos
V
= Velocidad de flujo a través del espacio entre las barras de la reja, pies/seg o
m/s
v
= Velocidad de aproximación del fluido hacia la reja - m/s
g
= Aceleración de la gravedad - m/s2
También se puede calcular la pérdida de carga utilizando la ecuación 16.2 que involucra
el dimensionamiento de la reja particularmente el diámetro de la barra de la criba.
4

 w 3
hf     hv Sen
b

16.2

Donde:

2

hf


W
b
hv



= Pérdida de carga – m
= Factor de forma de las barras o Coeficiente de Kirschmer
=
=
=
=

Ancho máximo de las barras en la dirección del flujo – m
Espaciamiento entre barras – m
Altura o velocidad del flujo de aproximación – m
Angulo de la reja con la horizontal

Los siguientes son los valores del coeficiente de Kirschmer
2.42 para barra rectangular de caras rectas
1.76 para barra rectangular con cara semicircular aguas arriba y abajo
1.83 para barras rectangulares con cara semicircular aguas arriba
1.79 para barras circulares
Para el cálculo de las dimensiones del canal, es necesario definir los datos de partida y
las características propias del diseño tales como:
- Tipo de sección
- Dimensiones propuestas
- Gasto
- Pendiente
- Coeficiente de rugosidad de Manning
 Cantidad de material retenido en la rejilla
Aunque el valor de los sólidos gruesos retenidos en la rejilla varía dependiendo de la
misma, se sugieren valores entre 3.5 y 37.5 mL/m3 de agua residual tratada y un valor
promedio de 15 mL/m3

Figura 16. Criba. Tomado archivo documental
de la Autora

16.2 Tamices
Cumple la misma función de la criba gruesa o cribado pero con residuos más finos; de
hecho la abertura de la malla varía entre 5 y 0.5 mm Fueron instalados anteriormente
en lugar de los tanques de sedimentación, considerándose actualmente como tratamiento
complementario de la rejilla. Pueden ser estáticos (autolimpiantes) o rotativos. Cuando se
utiliza el primero, es para sustituir el tratamiento primario con mallas de poro del tamaño

3

de 1 mm o menos. Los tamices rotativos se limpian al pasar el tamiz por una cuchilla
que retiene el material retenido.
La pérdida de carga de los tamices se obtienen utilizado la ecuación 16.3

1  Q 
hf 


2 g  CA 

2

16.3

Donde:
hf
C
Q
A
g

=
=
=
=
=

Pérdida de carga – m
Coeficiente de descarga
Caudal de diseño – m3/s
Área libre sumergida efectiva – m2
Aceleración de la gravedad – m/s2

C y A dependen de factores de diseño del tamiz (ranuras, fresado, diámetro de la malla).
C puede tomar valores de 0.60.

Lección 17. Homogenización o igualación
Las variaciones de caudal presentan problemas usualmente de tipo operativo, razón por la
que los tanques de homogenización son opción para superar esta dificultad generando así
efluentes constantes, además; reduce el tamaño y los costos de las unidades de
tratamiento ubicadas aguas abajo.
La homogenización es una práctica útil en plantas pequeñas de tratamiento que
experimentan variaciones entre los máximos y mínimos caudales y cargas contaminantes
efluentes. Existen dos tipos de unidades para la homogenización de caudales
denominados unidad en línea o unidad de derivación. Pueden ser tanques de
homogenización en línea y difusa. Los primeros se deben diseñar para lograr mezcla
completa para amortiguar la concentración.
Estrictamente se puede decir que la homogenización se refiere a unificar las
características del agua residual e igualación cuando se requiere regular el flujo o caudal.
Se requiere que este tanque (homogenización o igualación) debe mantenerse bien
mezclado para prevenir malos olores y sedimentación de sólidos.
Para dimensionar una unidad de igualación se debe realizar un balance de masas,
método “donde se compara el volumen afluente a la planta de tratamiento con el
volumen de agua promedio horario para un tiempo de 24 horas”
(Crites &
Tchobanoglous, 2000 pág 257), en su defecto; debe medirse la variación de caudal cada
hora. Si el volumen afluente es menos que el promedio, se debe drenar el tanque de

4

homogenización; si el volumen afluente es mayor que el promedio, el tanque se comienza
a llenar con el exceso del agua residual. (Ibid).

17.1 Dimensionamiento
El volumen requerido del tanque de homogenización se obtiene trazando una recta
paralela a la representativa del caudal promedio diario, por el punto de tangencia más
extrema, superior o inferior, de la curva de caudales acumulados. El volumen necesario es
igual a la distancia vertical entre las dos tangentes
17.2 Criterios de diseño
El tiempo de retención en este tipo de unidades se estima varia entra 12 y 24 horas
para un volumen definido en función del caudal diario, profundidad de 4.5 m y mezcla de
3 a 4 W/m3. Para mantener condiciones aerobias se debe suministrar aire a una tasa de
9 a 15 L/m3 – min de almacenamiento.

Lección 18. Neutralización
Es el propósito de la neutralización llevar su valor a pH entre 6 y 8.5. Si es inferior se
debe alcalinizar con NaOH3 Ca(OH)2 u otro agente alcalino; si es mayor debe acidificarse
con HNO3, HCl. Se debe efectuar después de la igualación, es decir cuando se tiene un
caudal constante.

La neutralización supone la reacción de soluciones con iones hidrógeno, hidróxidos
activos para formar agua y sales neutras.

H 2 SO4  2 NaOH  Na2 SO4  2H 2 O

18.1

La neutralización de aguas ácidas se hace comúnmente agregando cal, óxido de cal,
óxido de magnesio; compuestos que tienen como desventaja la gran cantidad de lodo
producido. La utilización de hidróxido de sodio aunque costoso es una forma química
muy conveniente para neutralización de residuos en plantas de tratamiento pequeñas y
cuando se quiere minimizar la cantidad de lodo. La tabla 13 indica la cantidad de cal a
aplicar en función del pH que contiene el agua residual en proceso de tratamiento.

5

Tabla 13. pH de soluciones de cal a 25 °C
CaO

- mg/L
pH
64
11,27
65
11.28
122
11.54
164
11.66
271
11.69
462|
12.10
680
12.29
710
12.31
975
12.44
1027
12.47
1160
12.53
Fuente: Tomado de (Romero R., J., 2005; pág 324)

La neutralización de aguas alcalinas se hace agregando comúnmente ácido sulfúrico,
ácido clorhídrico y CO2 en plantas donde existe disponibilidad de dióxido de carbono.
Cuando se hace ajuste de pH y posteriormente se dispone de un tratamiento biológico,
debe tenerse en cuenta que la actividad biológica introduce cambios de pH en el residuo
´por diferentes mecanismos, siendo las siguientes las reacciones:
Destrucción de alcalinidad por producción de CO 2:

CO2  OH   HCO3

18.2

Oxidación de compuestos de azufre en ácido sulfúrico:

H 2 S  O2  H 2 SO4

18.3


NH 4  2O2  NO3  2H   H 2 O

18.4

Nitrificación:

Producción de ácidos orgánicos. La oxidación bioquímica de ácidos orgánicos y la
destrucción de sales de ácidos orgánicos aumenta el pH en reactores biológicos. Además
adicionar cal para neutralización puede incrementar al combinarse con CO 2 la actividad
biológica.
18.1 Métodos para neutralizar
 Neutralización de residuos ácidos con cal en tanques de mezcla completa. La dosis de
cal se estima en concentraciones del 8 al 15%. Para caudales menores de 400 m 3/d
se usan procesos de cochada; si el flujo es continuo, el control de pH es automático.

6

De usarse aire para la mezcla se recomiendan tasas de 0.3 a 0.9 m3/min – m2 para
tanques de profundidad de 3 m.
 Neutralización de residuos ácidos con lechos de piedra caliza. El flujo se recomienda
debe ser ascensional. Si el flujo es descendente la carga hidráulica se recomienda
debe ser de 60 m/d para asegurar tiempo de contacto. La concentración del ácido
debe ser del 0.6% H2SO4 para evitar el recubrimiento de la caliza con CaSO 4 y la
evolución excesiva de SO2
 Neutralización de residuos ácidos con diferentes sustancias alcalinas como NaOH al
50%, Na2CO3 o NH4OH.

Independiente del método de concentración, debe tenerse en cuenta:
 Igualar el caudal y el pH del afluente al proceso de neutralización
 Realizar curvas de titulación para el afluente para hacer diseño acorde con el proceso
de neutralización
 Caracterizar cualitativa y cuantitativamente el lodo generado en la neutralización
 Determinar el efecto del compuesto químico agregado, durante el proceso de
neutralización sobre la calidad del afluente
 Controlar la neutralización (Romero R., J., 2005)

Lección 19. Flotación
Tiene como propósito la flotación separar las emulsiones y las partículas sólidas
presentes en una fase líquida, mediante burbujas de un gas usualmente aire. La
separación fundamentalmente depende de las propiedades superficiales que permiten la
adherencia de las burbujas a la estructura de las partículas, por lo tanto; es posible
separar partículas más densas que en el líquido en el cual se encuentra ya que la la
relación sistema partícula – burbuja de menor densidad que la original (partícula) asciende
y puede separarse.
19.1 Flotación por aire disuelto
Adicionar aire hasta obtener la presurización en un tanque cerrado que contiene agua
residual permite obtener la flotación por aire disuelto, posteriormente se libera el gas en
exceso de saturación a la presión atmosférica. Se consigue con lo anterior la reducción
de la densidad de los materiales en suspensión, principalmente los contenidos grasos.
En sistemas de tratamiento de aguas residuales de bajo caudal, el “afluente se presuriza
a 275 – 483 kPa ó, 40 – 70 psi” (Romero R., J., 2005; pág 346), reteniendo el caudal en
un tanque a presión por un término de minutos para lograr la disolución del aire. Luego,
accionando la válvula reductora de presión el afluente ingresa al tanque de flotación
donde se desprende el aire de la solución como se muestra en la figura 17.

7


Afluente

Tanque de
Mezcla
Aire
Efluente
Tanque de
flotación
Tanque de
presurizació
n

Válvula
reductora de
presión

Figura 17. Esquema sistema de flotación. Tomado de

(Romero R., J., 2005; pág 347). Adaptado por Gomez R.

En aguas residuales, la flotación se puede incorporar al sistema así:






En procesos de pretratamiento antes de la unidad de sedimentación primaria
Como unidad de tratamiento primario
Como unidad de pretratamiento de aguas residuales industriales
Como unidad de espesamiento de lodos
Para flotación de floc liviano

19.1.1 Ventajas del sistema de flotación





Grasas y sólidos se remueven en una sola unidad
Tasas altas de flujo y tiempo de retención grandes, disminuyen espacio
Disminuye la presencia de olores de las aguas residuales
Mejor calidad de lodos

19.1.2 Desventajas
 Costo de los equipos y gasto de energía
 Difícil operación
19.2 Fundamentos teóricos

Aplicando la ley de Henry que establece que la concentración de un gas disuelto es
función de su presión relativa, es posible calcular la solubilidad con base en la ecuación
19.1

8


 P´ Pv 
C´ C 
 760  P 

v 


19.1

Donde:
C´
P´
C
Pv

= Solubilidad del aire en agua, a la presión absoluta P´ - mL de aire/L de agua
= Presión absoluta del aire – mm Hg
= Solubillidad del aire en el agua a la presión de una atmósfera mL de aire/ml
de agua (tabla 14)
= Presión de vapor del agua – mm Hg
Tabla 14. Solubilidad de saturación del aire

en el agua a 1 atmósfera
Temperatura ° C
0
5
10
15
20
25
30
Fuente: Tomado de

Solubilidad - C
mL aire/mL de agua
29.2
25.7
22.8
20.6
18.7
17.1
15.7

(Romero R., J., 2005, pág: 351)

La cantidad de aire liberado, al reducir la presión a presión atmosférica se observa en la
ecuación 19.2

 f PT  Pv   PL  Pv 
Ct  C L  C 

760  Pv



19.2

Donde:
CT
CL
PT
PL
C
Pv
f

= Solubilidad de saturación del aire a la presión de operación del tanque –
mL aire/L
= Solubilidad de saturación del aire a la presión local atmosférica - mL aire/L
= Presión de operación del tanque – mm Hg
= Presión local atmosférica – mm Hg
= Solubillidad del aire en el agua a la presión de una atmósfera mL de aire/ml
de agua
= Presión de vapor del agua a la temperatura del ensayo – mm Hg
= Fracción de saturación alcanzada en el tanque de presurización – 0.5 a 0.8

9

f depende de la turbulencia, tiempo de contacto, superficie de contacto aire – agua.
Generalmente se adopta f = 0.5
Si la solubilidad de saturación del aire a la presión de operación del tanque se divide por
la concentración de sólidos suspendidos, se obtiene la relación aire/sólidos
correspondiente a la ecuación 19.3

A mg/L de aire liberado por despresurización

S
mg/L de sólidos en el efluente

19.3

A Cd  f PT  Pv   PL  Pv 

S
S o (760  Pv )

19.4

Donde:

A/S
d
S0
C
PT
PL
Pv
f

=
=
=
=
=
=
=
=

Relación adimensional aire/sólidos (ver tabla 15)
Densidad del aire a las condiciones del problema, mg/mL
Concentración de sólidos suspendidos afluentes – mg/L
Solubillidad de saturación del aire a una atmósfera mL de aire/ml de agua
Presión absoluta de operación – mm de Hg
Presión local atmosférica – mm de Hg
Presión de vapor del agua a la temperatura del ensayo – mm Hg
Fracción de saturación alcanzada en el tanque de presurización – 0.5 a 0.8

Tabla 15. Valores de A/S para diferentes presiones de operación a 20 °C
Sólidos
suspendidos
So
mg/L
1000
900
800
700
600
500
400
300
200
100
Fuente: Tomado de

40

50

60

70

80

90

100

276
2.086

345
2.585

414
3.102

483
3.619

552
4.136

621
4.653

690
5.170

0.017
0.023
0.029
0.019
0.025
0.032
0.021
0.029
0.046
0.024
0.033
0.041
0.028
0.038
0.048
0.034
0.046
0.057
0.043
0.057
0.071
0.057
0.076
0.095
0.085
0.114
0.143
0.170
0.226
0.286
(Romero R., J., 2005; pág 353)

0.034
0.038
0.043
0.049
0.057
0.069
0.086
0.114
0.172
0.343

0.040
0.045
0.050
0.057
0.067
0.080
0.100
0.134
0.201
0.401

0.046
0.051
0.057
0.066
0.076
0.092
0.115
0.153
0.229
0.459

0.052
0.057
0.065
0.074
0.086
0.103
0.129
0.172
0.258
0.517

19.3 Parámetros de diseño
El criterio de diseño seleccionado usualmente es la relación A/S tomando como valor
entre 0.01 a 0.20, siendo propio de aguas mezcladas, domésticas – industriales entre 0.03
a 0.05 y así obtener una máxima remoción de sólidos suspendidos. Para el espesamiento
de lodos, es usual tomar valores de 0.005 y 0.060.

10

Si se utiliza la flotación de aire disuelto para espesamiento de lodos, el tanque
presurizado se mantiene entre 40 y 60 psig, 3 – 5 atmosferas , 275 a 415 kPa, carga
superficial entre 12 y 230 m/d (incluyendo recirculación) y tiempo de retención entre 30
y 40 minutos.
La densidad del aire en mg/mL a la temperatura T en ° C a la presión H en cm de Hg
se expresa según la ecuación 19.5

d

1.293
H
 
1  0.00367T  76 

19.5

Donde:
d
H
T

= Densidad del aire en mg/mL
= Presión en cm de Hg
= Temperatura en ° C

19.4 Trampas de grasas
Cuando se tienen bajos caudales las grasas, aceites y detergentes que se encuentran en
las aguas residuales domésticas y de actividades industriales como lavanderías y
estaciones de servicio, las que de no removerse pueden alcanzar el suelo generando
contaminación y efectos importantes sobre el medio ambiente ya que limitan la capacidad
de infiltración del terreno, deben eliminarse mediante la utilización de trampas de grasas.
El problema se agrava en la medida que se utilizan con mayor preferencia aceites
solubles a temperaturas bajas dificultando su remoción.
Una trampa de grasas es una unidad de flotación razón por la cual ésta queda retenida
en la parte superficial; debe disponerse al afluente por la parte baja de la superficie del
agua y la salida usualmente se realiza por el fondo.
19.4.1 Criterios de diseño
El volumen de las unidades de trampas de grasas debe permitir un tiempo de retención
entre 15 y 30 minutos, y volumen mínimo de 2.8 metros 3.

Lección 20. Mezcla
Es una operación unitaria utilizada para el diseño y operación de plantas de tratamiento
de agua residual. Tiene como objetivos:
 Mezcla completa con aditivos químicos
 Mezcla de fluidos en reactores y tanques de almacenamiento
 Mezcla para la floculación

11

Diferentes son las formas que se pueden utilizar para airear o mezclar el agua residual.
Para obtener la turbulencia producida por el régimen de flujo se utilizan el resalto
hidráulico, tubo venturí, tuberías y bombas; mientras que la turbulencia por aporte externo
se obtiene a partir de mezcladores estáticos y mezcladores mecánicos. Algunos equipos
utilizados para mezcla se presentan en la figura 18.
20.1 Tipos de mezcladores
20.1.1 Mezcladores de turbina y hélice. Provistos de impulsores pequeños, pueden operar
a grandes velocidades obteniendo una buena mezcla de los reactivos o gases en aguas
residuales. Si operan en bajas velocidades, la mezcla sería para abordar la floculación.
20.1.2 Mezcladores de alta velocidad. Es empleado para mezclar el cloro, provisto de un
motor que genera un vacio en la parte superior para lograr la mezcla entre el agua y los
reactivos químicos.
20.1.3 Mezcladores estáticos. Usualmente se conectan en línea y provistos de tabiques
internos que pueden provocar cambios de velocidad de flujo e inversiones momentáneas.
Se usa para mezclar el agua residual con los reactivos qu´imicos.
20.1.4 Mezcladores de paletas. Tienen una gran superficie de acción sobre el fluido y por
lo tanto estos giran lentamente. Son una buena opción para utilizarse en unidades de
floculación; la mezcla se produce por el movimiento de las paletas que giran a baja
velocidad que al rotar el líquido promueve la mezcla.
20.1.5 Mezcla neumática. Requiere de la inyección de aire por el fondo del tanque de
mezcla o tanque de aireación. Propio del proceso de lodos activados generando
turbulencia como resultado de la formación de burbujas los que ayudan a mantener el
contenido del tanque bien mezclado.

Agitadores de hélice

Mezclador mecánico

Figura 18.. Tipos de mezcladores
Fuente: Tomado de www.sulzer.com (2012)

12

20.2 Potencia de la mezcla
Entre mayor sea la energía suministrada en el fluido, mayor sera la turbulencia resultante
y por lo tanto la mezcla será la mejor. “La potencia disipada por unidad de volumen del
líquido en la mezcla se puede servir como parámetro para medir la eficiencia de la
operación” (Crites & Tchobanoglous, 2000; pág 262).
Camp y Stein estudiaron la formación y efectos de los gradientes de velocidad en
diferentes tanques, obteniendo la ecuación 20.1
que se puede usar para diseño y
operación de unidades para mezcla:

G

P
V

20.1

Donde:
G
P
µ
V

=
=
=
=

Gradiente media de velocidad – L/s
Potencia necesaria – pie – lb/s o W
Viscosidad dinámica – lb s/pie2 o Ns/m2
Volumen del tanque - pie3 o m3

Como G es una medida del gradiente de medio de velocidad del fluido y depende de la
potencia suministrada al sistema, viscosidad del flujo y volumen del tanque, es posible
multiplicar a ambos lados por el tiempo de retención. Así se obtendrá la ecuación 20.2 a
partir de la ecuación 20.1

Gtd 

V
P
1

Q V Q

PV



20.2

Donde:
td
Q

= Tiempo de retención – s
= Caudal - pie3/s o m3/s

20.3 Potencia para mezcladores de turbina y hélice
Para lograr la mezcla debe existir flujo turbulento donde predominen las fuerzas de
inercia. Rushton, desarrollo la siguiente expresión para calcular la potencia de mezcla bajo
condiciones de flujo turbulento y laminar.

13

Flujo laminar; número de Reynolds < 10

P  kn 2 D 3

20.3

Flujo turbulento; número de Reynolds >10

P  kn 3 D 5

20.4

Donde:
P
K
µ



=
=
=
=

Potencia necesaria – pie.lb/s o W
Constante (según tabla 16)
Viscosidad dinámica – lb s/pie2 o Ns/m2
Densidad del flujo – slug/pie3 o kg/m3

D
N

= Diámetro del impulsor – pie o m
= Velocidad de rotación – rps

Para número de Reynolds intermedios se obtiene a partir de la ecuación 20.5

NR 

D 2 n

20.5



Donde:
D
n



= Diámetro del impulsor – pie o m
= Velocidad de rotación – rps
= Densidad del flujo – slug/pie3 o kg/m3

µ

= Viscosidad dinámica – lb s/pie2 o Ns/m2

Tabla 16.

mezcla

Valores de k para estimar la potencia necesaria en diversas unidades de

Impulsor
Regimen Laminar Ec 19.3
Hélice pitch cuadrado, 3 palas
41.0
Hélice pitch 3 palas
43.5
Hélice 6 palas planas
71.0
Hélice 6 palas curvas
70.0
Turbina ventilador 6 palas
70.0
Turbina, 6 palas en punta de flecha
71.0
Paleta plana 6 palas
36.5
Turbina cerrado 2 palas curvas
97.5
Turbina cerrada con estator (sin
172.5
deflector)
Fuente: Tomado de (Crites & Tchobanoglous, 2000; pág 264)

Regimen Turbulento Ec. 19.4
0.32
1.0
6.30
4.80
1.65
4.0
1.70
1.08
1.12

20.3 Potencia para mezcladores de paletas

14

La potencia suministrada a un fluido con mezclador de paleta puede relacionarse con la
fuerza de resistencia al avance de las paletas mediante las siguientes expresiones:

FD 

CD Av 2
p

20.6

2

P  FD v p 

CD Av 3
p
2

20.7

Donde:
P
FD
CD
A

=
=
=
=
=

Vp

= Velocidad de la paleta con respecto al fluido pie/s o m/s
La velocidad de la paleta se asume entre 0.6 y 0.75 veces la velocidad tangencial
de las paletas



Potencia necesaria – pie – lb/s o W
Fuerza de resistencia al fluido de las paletas – lbf o N
Coeficiente de resistencia al avance de las paletas
Área de la sección transversal de las paletas – pie2 o m2
Densidad del flujo – slug/pie3 o kg/m3

20.4 Potencia para mezcladores estáticos
Aplicando la ecuación 20.8 es posible encontrar la potencia consumida para mezcladores
estáticos

P  Qh

20.8

Donde:
P



= Potencia disipada - pie.lb/s o kW
= Peso específico del agua – lb/pie3 o kN/m3

Q
h

= Caudal - pie3/s o m3/s
= Pérdida de energía disipada en el paso del mezclador estático – pie o m

20.5 Potencia para mezcladores neumáticos
Al inyectar aire en las unidades de mezcla, la potencia disipada al ascender las burbujas
de aire se puede estimar con la expresión 20.9

P 
P  paVa ln  c 
P 
 a

20.9

15

Donde:
p
Pa
Va
Pc

=
=
=
=

Potencia disipada - pie.lb/s o kW
Presión atmosférica – lb/pie2 o kN/m2
Volumen de aire introducido a la presión atmosférica – pie3/s o m3/s
Presión del aire en el punto de descarga - lb/pie2 o kN/m2

16


Referencias Bibliográficas
Crites & Tchobanoglous. (2000). Sistemas de manejo de aguas residuales para núcleos pequeños y
descentralizados (Vol. I). McGraw-Hill Interamericana, S.A.
Gómez R., C. (2012) Módulo Manejo de Aguas Residuales en Pequeñas Comunidades. Bogotá –
Colombia, Escuela de Ciencias Agrarias, Pecuarias y de Medio Ambiente, Ingeniería Ambiental,
ECAPMA, UNAD.
Metcalf & Eddy. (1981). Tratamiento y depuración de las aguas residuales (Segunda ed.).
Barcelona, España: Labor.
Romero R., J. (2005). Tratamiento de aguas residuales (Primera reimpresión ed.). Bogotá: Escuela
Colombiana de Ingeniería.
Sulzer. (2012). Mezcladores de Agua (2012). Recuperado el 12/08/2012 de
http://www.google.com.co/imgres?q=mezcladores+mecanicos+de+agua&hl=es419&biw=1366&bih=605&tbm=isch&tbnid=uTt0sPSrghC6MM:&imgrefurl=http://www.sulzer.com
/es/Products-and-Services/Agitators-Mixers-and-Dispensers/Agitators-Dynamic-

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