3. CUANTIFICACIÓN DE...

Análisis de la Problemática de las

Emisiones de Compuestos Orgánicos Volátiles en un Centro de Refino

Proyecto Fin de Carrera 3-1

José Enrique Jiménez Bonilla Ingeniería Química

3. CUANTIFICACIÓN DE EMISIONES

La cuantificación de emisiones de COV en una Refinería es un trabajo que, a priori, se antoja harto complicado, debido a la dificultad de localizar las los focos emisiones fugitivas, dificultad para cuantificar emisiones en sistemas como el de antorcha o de refrigeración.

Se pretende cuantificar las emisiones mediante varios métodos posibles, con la finalidad

de poder realizar una comparación de los distintos métodos. En concreto, se utilizarán tres procedimientos bien distintos para la determinación de emisiones: factores de emisión, software de emisión (Tanks, Water) y olfatometrías.

Muchas estimaciones de emisiones se desarrollan utilizando un factor de emisión que

supone una relación lineal entre la tasa de emisión y una unidad de actividad (p.ej., cantidad de combustible consumido, tasa de producción, población, empleo, etc.). Para ciertas categorías de fuente la relación funcional entre las emisiones, procesos múltiples y las variables ambientales se estudia lo suficientemente para dar lugar a modelos matemáticos complejos. Si estos modelos de emisión requieren cálculos complejos o grandes volúmenes de datos para alimentarlos, es probable que se apoyen en programas informáticos.

Si bien los modelos están diseñados para producir estimaciones más exactas que las

obtenidas con factores de emisión, la exactitud de la estimación siempre dependerá de la calidad de los datos con que se alimente el modelo y de las hipótesis en que se base. Por lo tanto, antes de decidir utilizar un modelo como alternativa para un tipo específico de fuente es importante comparar las necesidades del modelo de emisión con los datos disponibles. En este sentido, los requisitos de información son variables, por lo que, para estimar emisiones pueden requerirse uno o varios parámetros físicos de la fuente para la cual se usará el modelo.

Algunos de los programas informáticos de modelos de emisiones desarrollados en otros

países pueden aplicarse en España. De hecho, la mayor parte de los modelos actualmente usados en España son los modelos recomendados o desarrollados por la U.S. EPA. En estos casos es muy importante consultar los manuales del usuario para identificar los valores que son utilizados por omisión en ausencia de valores definidos por el usuario, u evaluar si estos valores son adecuados para usarse en las condiciones en que se desea aplicarlos. Asimismo, es importante revisar que la conversión de las unidades métricas de los datos disponibles a las unidades estándar inglesas requeridas sea correcta si es que se aplican modelos de los Estados Unidos.

Los modelos de emisión pueden clasificarse en tres tipos: adaptativos, mecanísticos y

de múltiples variables.

• Modelos adaptativos. Están basados en programas informáticos que integran conceptos de redes neuronales, lógica tipo fuzzy y sistemas caóticos (Collins and Terhune, 1994). Son modelos altamente complejos y de elevado coste.





• Modelos mecanísticos. Se basan en ecuaciones que han sido desarrolladas utilizando fundamentos de Química, Física y Biología para describir la tasa de emisión de un tipo de fuente en particular. Tanto el modelo TANKS como el WATER9, descritos en este Capítulo, son modelos mecanísticos.

• Modelos de múltiples variables. Se trata de una metodología híbrida que combina

varios enfoques tradicionales de inventarios de emisiones con información específica del sitio o región del inventario, dentro de un marco de extrapolación de datos. Como su nombre indica, expresa las estimaciones de las emisiones en términos de un conjunto de variables que caracterizan el sistema que se modela.

Añadir que en el Capítulo 6 se compararán los resultados de las estimaciones de emisiones de COV´s por los métodos que aquí se exponen, a excepción de las olfatometrías que, por razones obvias, no puede emplearse para estimar emisiones en el presente Proyecto.

La estructura del presente Capítulo es como sigue:

3.1 Factores de emisión 3.2 Software de emisión (TANKS y WATER9) 3.3 Olfatometrías





3.1 FACTORES DE EMISIÓN Atendiendo a la clasificación realizada en el Capítulo 2, se estimarán las emisiones mediante el empleo de factores de emisión en cada una de las fuentes estudiadas. Un factor de emisión es una relación entre la cantidad de contaminantes emitidos a la atmósfera y el nivel de actividad asociado con dicha emisión. El nivel de actividad puede ser, por ejemplo, una tasa de producción, la cantidad de combustible consumido o la cantidad de crudo procesado. Si se conoce el factor de emisión y el nivel de actividad correspondiente, es posible hace una estimación de las emisiones.

El uso de factores de emisión es directo cuando la relación entre la información del

proceso y las emisiones es directa y relativamente simple. Debe mencionarse que el uso de factores de emisión específicos para un tipo concreto de instalación es preferible al uso de los factores promedio para todo un sector industrial. Sin embargo, dependiendo de los recursos disponibles la obtención de datos específicos para una instalación puede no ser efectiva desde el punto de vista económico.

Las principales referencias de donde se han obtenido los factores de emisión son los documentos AP-42 desarrollados por la U.S. EPA y las guías de emisiones EMEP-CORINAIR.

Para efectuar el cálculo de emisiones utilizando factores de emisión, el algoritmo de estimación requiere los siguientes componentes:

- Información de actividad para el proceso, tal y como se especifique en el factor de

emisión pertinente

- Factores de emisión para traducir la información de actividad en estimaciones de emisiones controladas o no controladas

- Valor de la eficiencia de los equipos de captura y control cuando se aplica un factor

de emisiones no controladas (los factores de emisiones “controladas” lo incluyen por definición).

El algoritmo básico para la estimación de emisiones aplicando un factor de emisiones no

controladas cuando un equipo de control está instalado es:

E = A · EF · (1 - ER/100) Ecuación 3.1

donde:

• E = Estimación de emisión para la fuente (a nivel de proceso) • A = Nivel de actividad (por ejemplo, cantidad de crudo procesado) • EF = Factor de emisiones no controladas (por ejemplo gramos de contaminantes

emitidas / tonelada de crudo procesado)





• ER = Eficiencia general en la reducción de emisiones totales, expresada en porcentaje; que es igual a la eficiencia del equipo de captura multiplicada por la eficiencia del equipo de control. Si no hay un equipo de control, ER = 0

Si el factor de emisión fue desarrollado considerando la operación de un equipo de

control, entonces incorpora el término de efectividad del sistema de control (1-ER/100); por lo tanto, la forma del algoritmo es:

E = A · EF Ecuación 3.2

donde:

• E = Estimado de emisión para la fuente (a nivel de proceso) • A = Nivel de actividad (por ejemplo cantidad de crudo procesado) • EF = Factor de emisiones controladas (por ejemplo, kg de contaminantes emitidos /

Mg. de crudo procesado)

La Ecuación 3.2 también es aplicable cuando no existe un equipo de control en operación y el factor de emisión ha sido desarrollado a partir de la información generada en un sistema no controlado.

Factores de Emisión. Aspectos a ser considerados

Las emisiones calculadas utilizando factores de emisión para un proceso dado, tienden a diferir de las emisiones reales de un establecimiento, dado que los valores estimados son menos precisos que las mediciones en la fuente.

El uso de factores de emisión arrojará valores estimados superiores a los valores reales

para algunas fuentes, pero inferiores para otras. Con frecuencia, los factores de emisión se basan en información limitada y es posible que no representen las emisiones reales con fidelidad.

Una vez descritos los conceptos básicos en los que se basa la estimación de emisiones

mediante el empleo de factores de emisión, seguidamente se tratará de forma independiente y en apartados separados los factores de emisión de cada fuente a analizar.





3.1.1 Combustión En este apartado se verán conjuntamente el cálculo de emisiones mediante factores de emisión y factores de actividad. La metodología simple es considerada como una aproximación general, donde los datos de actividad se refieren a estadísticas de producción. La metodología recomendada es la metodología detallada, donde los datos de actividad concernientes al consumo de combustible en los procesos de refinería están disponibles para plantas individuales. La metodología simple y la detallada son válidas para todos los contaminantes relevantes. Por tanto, la metodología simple sólo es recomendable cuando no se disponga de datos para aplicar una metodología más detallada. Las emisiones globales se determinan de acuerdo con la ecuación 3.3 para un factor de actividad y un factor de emisión:

Ei = EFi · A Ecuación 3.3 Donde: Ei = emisiones anuales del contaminante i EFi = factor de emisión del contaminante i A = actividad La actividad A y el factor de emisión EFi deben determinarse en el mismo nivel de agregación, usando los datos disponibles. A) METODOLOGÍA SIMPLE La metodología simple se corresponde con una aproximación, la cual tienen en cuenta ratios de actividad derivados de instalaciones comparables o datos de la literatura disponible. Aquí se asume que los datos de actividad requeridos (de acuerdo con CORINAIR90) no están disponibles. En la práctica, sólo suelen estar disponibles los datos de volumen global de consumo de crudo (Mg/año). Algunas publicaciones también proporcionan volumen de consumos de refinerías individuales. Esta metodología se emplea para NMCOV´s, SO2, NOX, CH4, CO, CO2, N2O, NH3 y metales pesados. A fin de aproximar datos de actividad referidos a la energía de entrada en los procesos de calentamiento (en GJ/año) al consumo específico de energía, debe tenerse en cuenta la ecuación 3.4:

ACOR = F·Astat Ecuación 3.4





Donde: ACOR = actividad en la unidad (energía de entrada [GJ]) F = consumo de energía específico (energía de entrada/masa de crudo [GJ/Mg]) Astat = actividad directamente obtenida a partir de estadísticas (masa de crudo [Mg] Para la determinación del consumo específico de energía F, relacionado con el volumen global de consumo de crudo, sólo debe ser tenido en cuenta el propio consumo de la refinería. El consumo propio de una refinería ronda el 5 % (media en 1990) de la entrada (crudo y productos intermedios). Para refinerías hydroskimming (simples, sin conversión) la demanda de combustible puede variar entre el 2 y el 3 % (p/p) y para refinerías complejas, de alta conversión, entre el 6 y el 8 % (p/p). Sobre el 40 % del consumo de combustible en refinería es usado para procesos de calentamiento. El combustible de una refinería usado para su propio consumo puede ser: fuel oil pesado (35 %), coque de petróleo (10 %) y gas de refinería (55 %); el gasoil no llega al 1%, por lo que puede despreciarse. Existen dos enfoques para el cálculo de EFi: Factor de emisión general EFGi

Destinado a determinar medidas de abatimiento (primarias o secundarias). Se basa sólo en el tipo de combustible usado y es aplicable a todos los contaminantes considerados, excepto a SO2. Sólo se debe usar si no se dispone de datos más específicos Factor de emisión específico EFRi Es un valor que se determina experimentalmente para cada caldera o calentador de proceso, considerando las medidas de abatimiento (primarias o secundarias). Se calcula atendiendo a características del combustible (por ejemplo contenido en azufre del combustible) y a parámetros tecnológicos específicos. En principio, si es posible, deben aplicarse datos específico de la planta para la determinación de factores de emisión. En la tabla siguiente se dan recomendaciones sobre el empleo de los factores de emisión:





TABLA 3.1

RECOMENDACIONES SOBRE EL EMPLEO DE FACTORES DE EMSIÓN PARA DISTINTOS CONTAMINANTES

Contaminante EFGi EFRi

SO2 - + NOX + ++ Metales pesados + ++ NMCOV, CH4, CO, CO2, N2O, NH3 + *

+ Metodología posible, pero no recomendable ++ Metodología posible y recomendable - No apropiado * No disponible Una acertada determinación de emisiones a carga total sólo puede obtenerse usando factores de emisión específicos. En general, si no se indica lo contrario, se refiere a estas condiciones. Las emisiones durante las operaciones de arranque se consideran a parte. Sin embargo, la metodología simple conduce a incertidumbres significativas. B) METODOLOGÍA DETALLADA La metodología detallada se corresponde con una aproximación específica de cada planta, la cual tiene en cuenta la información específica de la planta. Aquí, los datos de actividad para hornos de proceso en refinerías están disponibles y la ecuación 3.3 es directamente aplicable. C) COMBUSTIÓN DE FUEL OIL En los procesos de combustión son empleados fundamentalmente 2 categorías de fuel oil: el proveniente de corrientes de destilado y el proveniente de corrientes residuales, los cuales se distinguen por el número 1 y 2 si son destilados, 5 y 6 si son residuales, mientras que el número 4 es una mezcla de ambas categorías de fuel oil. Los destilados son más volátiles y menos viscosos que los residuales, tiene un contenido despreciable en nitrógeno y partículas y menos de un 0,3% (p/p) de azufre. Los residuales (5 y 6) contienen cantidades significativas de partículas, nitrógeno y azufre. Las emisiones procedentes de la combustión de fuel oil dependen del tipo y composición de fuel oil, además del tipo y características de la caldera. Las emisiones del fuel oil residual y destilado son significativamente distintas. En la combustión son emitidos pequeñas cantidades de partículas. Al igual que en el caso del CO, las emisiones de compuestos orgánicos dependen de la eficiencia de la combustión de la caldera.





Los compuestos orgánicos totales (COT´s) incluyen los COV´s, orgánicos semivolátiles y compuestos orgánicos condensables. Las emisiones de COV´s son debidas fundamentalmente a la presencia de hidrocarburos inquemados en fase vapor. Las emisiones de hidrocarburos inquemados pueden incluir esencialmente todos los compuestos orgánicos en fase vapor emitidos en la fuente de combustión. Éstas son principalmente emisiones de alifáticos, oxigenados y aromáticos de bajo peso molecular, las cuales existen en la fase vapor a las temperaturas de los gases de combustión. Estas emisiones incluyen alcanos, alquenos, aldehídos, ácidos carboxílicos y derivados del benceno (benceno, tolueno, etilbenceno y xilenos). D) COMBUSTIÓN DE GAS NATURAL Las emisiones procedentes de la combustión de gas natural incluyen emisiones de NOX, CO, CO2, CH4, N2O, COV´s y trazas de SO2 y partículas. Las emisiones de COV´s dependen de la eficiencia energética de las calderas y horno. Dichas emisiones se minimizan mediante condiciones de combustión a alta temperatura, altos tiempos de residencia a estas temperaturas y turbulencia de mezcla entre combustible y aire de combustión. Contenidos de trazas de COV´s en el gas natural (sobre todo formaldehído y benceno) pueden contribuir a las emisiones de COV´s si no hay combustión completa. E) FACTORES DE EMISIÓN Los factores de emisión para metano y NMCOV´s incluidos en el inventario CORINAIR90 se dan en la siguiente tabla:

TABLA 3.2

FACTORES DE EMISIÓN PARA CH4 Y NMCOV. INVENTARIO CORINAIR90

Factores de emsión (g/GJ)

Tipo de combustible NMCOV CH4

sólido coque de petróleo líquido fuel oil 1 - 41 0,1 – 3,5 gas gas natural 0,3 – 7 1,3 – 280 gas gas licuado de petróleo 14 45 gas gas de refinería 0,3 - 10 280

Estos datos proporcionados por el proyecto CORINAIR90 sólo puede ser usado para obtener un rango de factores de emisión. Se están desarrollando trabajos de investigación más profundos sobre factores de emisión, los cuales tienen en cuenta especificaciones técnicas y características del combustible.





En la Tabla 3.3 siguiente se muestran los factores de emisión de COT´s, CH4 y NMCOT para distintos tipos de fuel oil, proporcionados por la U.S EPA en sus documentos AP-42. El índice de confianza para todos los factores de emisión es A.

TABLA 3.3

FACTORES DE EMISIÓN DE COT´S, CH4 Y NMCOT PARA COMBUSTIÓN DE FUEL OIL. U.S. EPA AP-42

Factores de emisión (lb/103 galones de fuel oil) Calderas industriales

COT CH4 NMCOT Fuel oil Nº 6 (1-02-004-01/01/02/03) 1,28 1,00 0,28

Fuel oil Nº 5 (1-02-004-04) 1,28 1,00 0,28

Fuel oil Nº 1,2 (1-02-005-04) 0,252 0,052 0,2

Fuel oil Nº 4 (1-02-005-04) 0,252 0,052 0,2

A continuación se muestran los factores de emisión para las distintas especies de compuestos orgánicos para fuel oil residuales.





TABLA 3.4

FACTORES DE EMISIÓN ESPECIADOS. FUEL OIL RESIDUALES. U.S. EPA AP-42

Compuesto orgánico Factor de emisión (lb/103 galones de fuel oil) Índice de confianza

Benceno 2,14·10-4 C Etilbenceno 6,36·10-5 E Formaldehído 3,30·10-2 C Naftaleno 1,13·10-3 C 1,1,1-tricloroetano 2,36·10-4 E Tolueno 6,20·10-3 D o-xileno 1,09·10-4 E 1,8-etilennaftaleno 2,11·10-5 C Antraceno 1,22·10-6 C Benzoantraceno 4,01·10-6 C Benzofluoranteno 1,48·10-6 C Benzopireno 2,26·10-6 C 1,2-benzofenantrebo 2,38·10-6 C Dibenzoantraceno 1,76·10-6 D Fluoronteno 4,84·10-6 C Fluoreno 4,47·10-6 C Indopireno 2,14·10-6 C Fenentreno 1,05·10-5 C Pireno 4,25·10-6 C OCDD 3,10·10-9 E

En la Tabla 3.5 se indican los factores de emisión para combustión de gas natural proporcionados por el Capítulo 1 del AP-42 de la U.S. EPA.

TABLA 3.5

FACTORES DE EMISIÓN. COMBUSITIÓN DE GAS NATURAL. U.S. EPA AP-42

Factor de emisión

Lb/106scf de gas natural Índice de confianza

Metano 2,3 B COV 5,5 C





Finalmente, en la Tabla 3.6 se muestran otros factores de emisión para procesos de combustión:

TABLA 3.6

OTROS FACTORES DE EMISIÓN PARA PROCESOS DE COMBUSTIÓN

Combustible Factor de emisión Fuente Índice de confianza Fueloil 0,28 lb/103 gal EPA SCC 10200401 A

Fueloil 4,25 – 10 g/GJ

Guía EMEP/CORINAIR. Capítulo 111

-

Fuelgas 2,8 lb/106 ft3 EPA SCC 30600106 C

Fuelgas 3,5 – 25 g/GJ

Guía EMEP/CORINAIR. Capítulo 111

-

Notar que los factores obtenidos de la Guía EMEP/CORINAIR expresados en g/GJ aportados por el combustible, considerando valores estándar de PCI y de densidad de fueloil y de fuelgas equivalen a 1,3 – 3,1 lb/103 gal para el caso de fueloil y a 8,1 – 58 lb/106 ft3 para el fuelgas.





3.1.2 Antorchas A) METODOLOGÍA SIMPLE Cuando la información disponible es limitada, la metodología más simple es combinar la suma de gases enviado a la antorcha con un factor de emisión simple del hidrocarburo (emisiones por volumen de gas enviado a antorcha), asumiendo una eficiencia de combustión en la antorcha constante. En el caso de que el volumen de gases enviados a antorcha sea desconocido, se puede aplicar una alternativa más antigua e inexacta, basada en factores de emisión individuales de varios contaminantes de los sistemas de purga (incluyendo sistemas de recuperación de vapor y antorcha) en combinación con la cantidad de crudo procesado. B) METODOLOGÍA DETALLADA Se basa en la estimación de emisiones usando la información de la composición del gas enviado a antorcha, el tipo de control de humos usado y la eficiencia de combustión de la antorcha en combinación con el volumen de gas enviado a antorcha, usando datos de medidas, factores de emisión disponibles y/o balances de materia. Es sabido que las emisiones de la antorcha son difíciles de estimar y/o cuantificar con exactitud, ya que: - no son factibles tomas de muestras directas en la fuente en antorchas elevadas - determinación de volumen y/o composición de gas enviado a antorcha con elevada

incertidumbre, especialmente durante operaciones de arranque o emergencia - disponibilidad muy limitada de datos de combustión en antorcha, la cual depende del

proceso y de factores externos como la condición del viento. Para operaciones normales, existe información necesaria para estimar emisiones en antorcha mediante factores de emisión como es la aportada por las Refinerías Canadienses (CPPI 1991). Esta información es: - Cantidad de gases enviados a cada antorcha (por ejemplo m3/año) basado en

medidas con caudalímetros u otros métodos. - La composición del gas enviado a antorcha, incluyendo: ratio molar H/C, PM o

contenido en azufre. - El tipo de método de control de emisiones usado. - Un factor de emisión de hidrocarburos basado en ratios típicos de vapor/combustible,

poder calorífico y/o eficiencias de combustión de la antorcha.





- Un balance de azufre de los combustibles consumidos en la antorcha y otros procesos en refinería tales como calentadores o calderas.

En algunas ocasiones, las emisiones de la antorcha sólo pueden ser estimadas actualmente mediante bastas aproximaciones. Sin embargo, sensores remotos de emisiones de la antorcha mediante LIDAR/DIAL en una sección del penacho pueden ayudar a la determinación o verificación de emisiones den la antorcha. C) FACTORES DE EMISIÓN Para la metodología simple, los datos necesarios son: cantidad de gases enviados a antorcha o del crudo alimentado. Para la metodología detallada se necesitan los datos: cantidad, composición y poder calorífico de los gases enviados a antorcha. A pesar de la poca información disponible, mediante aplicación de la metodología simple, algunos datos de factores de emisión han sido publicados. En la actualidad, la base de datos de U.S. EPA estima un factor de emisión de 5,6 lb COV/millones de ft3 de gas enviado a antorcha, con un ratio de calidad D. El factor mencionado comprende emisiones de CH4 (20%), etano (30%), propano (30%) y formaldehído (20%). Un factor de emisión publicado en Noruega (OLF Report Phase 1, Part A) es 0,0095 kg/m3 de gas enviado a antorcha, de los que el 65% es metano y el 35% NMCOV, y una eficiencia típica de la antorcha del 99,2 %. Otro factor de emisión es el recogido en el EPA SCC 30600401: 0,8 lb/103 barril de crudo procesado, con un índice de confianza B. Se asume que el 20% de la emisión de COV´s es metano. Como las emisiones de antorcha pueden variar significativamente en función de varios factores, deberían ser proporcionadas más medidas para determinar las eficiencias y composiciones químicas (quizás usando sensores remotos) bajo una variedad de condiciones y asegurar que las eficiencias de combustión de la antorcha generalmente representan las eficiencias indicadas. Esta falta de datos supone, sin lugar a dudas, el principal punto débil de la cuantificación de las emisiones de COV´s (al igual que de otros compuestos) en antorchas.





3.1.3 Cracking catalítico en lecho fluido (FCC) Se dispone del siguiente factor de emisión para el cálculo de COV´s totales basados en la alimentación a la unidad, recogido en EPA SCC 30600201: 220 lb/103 barril de crudo procesado, con un índice de confianza B para los COV´s totales y el correspondiente al porcentaje de metano es C. Se considera que el 36% de los COV´s totales es metano.





3.1.4 Destilación a vacío Se dispone del siguiente factor de emisión para el cálculo de COV´s totales basados en la alimentación a la unidad, recogido en EPA SCC 30600201: 50 lb/103 barril de crudo procesado, con un índice de confianza C para los COV´s totales y el correspondiente al porcentaje de metano es E.





3.1.5 Planta de Tratamiento de Efluentes Líquidos Una forma de estimar las emisiones de COV´s en la PTEL es mediante el empleo de le ecuación de Litchfield para determinar COV´s totales, para posteriormente obtener los NMCOV´s a partir del porcentaje de metano. Dicha ecuación expresa la emisión de NMCOV´s como porcentaje del total de aceites que entran en la planta de tratamiento:

Ecuación 3.5

% pérdidas = -6,6339 + 0,0319·Tamb(ºF) – 0,0286·(10% Dist. Point ºF) + 0,2145 (Tagua )ºF

Los parámetros típicos de los que dependen la ecuación para PTEL de refinerías son: 10% Dist. Point = 250 ºF Concentración de aceites en agua a tratar = 2.000 mg/l Esta ecuación no considera la existencia de balsas cubiertas y/o sistemas de recuperación de vapor. En caso de que existan estas medidas de control, debe considerarse aplicar el ratio 0,024/0,6, según se indica en US EPA AP-42, Tabla 5.1-2. Sobre el total de COV´s obtenidos, se considera que el 13% es metano (CORINAIR, Ref. US EPA Petroleum Refinery Speciation Profile). No existen índices de confianza en la bibliografía manejada para el cálculo de COV´s totales, observándose cómo parámetros como el área de balsas o velocidad de viento no entran en conspiración en el cálculo. El porcentaje de metano respecto a COV´s totales se E. Por otro lado, en la Tabla 5.1-2 del AP-42 de la U.S. EPA se dan los siguientes factores de emisión, basados en el caudal de agua tratada: - 0,6 kg/m3 agua tratada (sin medidas correctoras) - 0,024 kg/m3/h agua tratada (balsas cubiertas y/o sistemas de recuperación de

vapores) Sobre el valor de emisión de COV´s obtenidos con estos FE se considera que el 13 % es metano (CORINAIR, Petroleum Refinery Especification Profile). El índice de confianza para los factores de emisión ofrecidos por la U.S. EPA es D. El correspondiente al porcentaje de metano es E. Por último, se tienen los factores ofrecidos en el BREF de Refino (Reference Document on Best Avaible Techniques for Mineral Oil and Gas Refineries):





- 20 g/m3/h para separadores de aceite sin cubrir - 2 g/m3/h para separadores de aceite cubiertos - 2 g/m3/h para flotación - 0,2 g/m3/h para tratamientos biológicos Sobre el valor de emisión de COV´s obtenidos con estos FE se considera que el 13 % es metano (CORINAIR, Petroleum Refinery Especification Profile). Debe destacarse cómo estos factores son de una gran generalidad, sin tener en cuenta las condiciones climáticas del emplazamiento de la planta. Un aspecto a destacar en la medición directa de las emisiones es prácticamente imposible debido al amplio área superficial de los equipos que componen la PTEL. La técnica más exacta consiste en efectuar un balance de masa alrededor del componente. Esto deberá realizarse para los hidrocarburos totales y para todo producto químico específico de importancia. Se deberá obrar con prudencia al utilizar estos factores o la fórmula de Litchfield. Dependiendo de las caudales relativos de alimentación de la refinería y de aguas residuales, los estimados que se basan en los dos factores podrían diferir en un 50%. La ecuación de Litchfield puede diferir hasta en una orden de magnitud. Para concluir, indicar que en el apartado 3.2.2 del presente Capítulo se describe el funcionamiento del software WATER9, desarrollado por la U.S. EPA para estimar las emisiones en plantas de tratamiento de aguas residuales.





3.1.6 Torres de refrigeración Son preferibles la determinaciones de emisiones basadas en valores medidos de caudal y concentración de COV en el agua de refrigeración, siempre y cuando estén disponibles. Cuando se usan tales datos para determinar emisiones, se asume que los COV medidos en la corriente es constante para todo el periodo entre muestras. La metodología apropiada de determinación dependerá de si los datos provienen de un programa aprobado de monitorización y control. Si es así, se podrían calcular las emisiones mediante balance de material. Si no, habría que estimar las emisiones. Si se mide la concentración de COV en el agua de refrigeración, pero una fuga grande ocurre entre tomas de muestras y no hay datos disponibles para el periodo de la fuga, entonces se pueden usar los factores de emisión de AP-42 para emisiones incontroladas para determinar las emisiones en el periodo de fuga. Si no se conoce cuando comenzó la fuga, se asume que comenzó inmediatamente después de la toma de muestra inicial. Si las emisiones de COV han sido determinadas usando un factor de la Sección 5.1 de AP-42, el factor de emisión sin mecanismos de control de emisiones (6 lb/Mmgal) debe ser usado. De acuerdo con AP-42, el uso del factor cuando se emplean mecanismos de control de emisiones (0,7 lb/Mmgal) es contingente con el uso de una tecnología de control aplicable para minimizar fugas de hidrocarburos al agua de refrigeración y la monitorización de hidrocarburos en el agua de refrigeración. Si un sistema de monitorización es suficiente para proporcionar tal control, entonces los datos asociados deberían ser suficientemente detallados como para permitir la derivación en un ratio de emisiones. Si el sistema de monitorización es insuficiente para proporcionar datos para determinar emisiones, entonces el sistema es insuficiente para proporcionar un control fiable y, por eso, el factor de emisión “incontrolado” de COV´s es apropiado. Notar que la información de mecanismos como detectores de límite inferior de explosión, medidas de cloro residual y medidas de carbono total no es una tecnología adecuada de monitorización y control, y, por tanto, no permiten usar el factor de emisión controlado. Otro factor de emisión dado por la U.S. EPA (EPA SCC 30600702) es de 10 lb/103 barril de crudo procesado. Dado que en la bibliografía manejada no se ha localizado la presencia de metano en esta fuente, se asume que todos los COV´s calculados son NMCOV´s. Todos los factores de emisión tienen un índice de confianza D, prefiriéndose el empleo de los dos primeros por ser función directa del agua circulante. El empleo del último factor de emisión asume que el agua circulante se puede estimar como 40 veces el volumen de crudo procesado.





3.1.7 Emisiones fugitivas

La determinación de la cantidad de hidrocarburos que escapa como emisiones fugitivas de un componente es un problema constante. Obviamente, a medida que el componente se desgasta, la proporción va en aumento, lo cual hace aún más complicada la determinación de estas emisiones fugitivas.

Existe la opinión generalizada de que la cantidad de emisiones calculadas con los métodos actuales son sobreestimadas. Un conjunto de factores, que a menudo se observa en la literatura, son los valores de SOCMI (Industria de Fabricación de Productos Químicos Orgánicos Sintéticos), originalmente desarrollados en tres refinerías de petróleo. La industria petrolera de Estados Unidos ha producido otro conjunto análogo. Para explicar los procedimientos de estimación de las emisiones fugitivas en refinerías se emplearán básicamente los aspectos recogidos en el documento Protocol for Equipment Leak Emission Estimates”, publicado por la U.S. EPA en 1995. A continuación se procede a describir los 4 métodos explicados en dicho documento para estimar las emisiones debidas a fugas. Éstas 4 aproximaciones son: 1. Aproximación por factor de emisión medio 2. Aproximación por factores de emisión por intervalos 3. Aproximación por correlación de U.S. EPA 4. Aproximación por correlaciones específicas Las aproximaciones han sido ordenadas en orden creciente de precisión. Como es lógico, las aproximaciones más finas son las que más datos requieren. En los dos primeros, los factores de emisión son combinados con el número de equipos para estimar las emisiones. Para estimar emisiones mediante correlaciones, se emplean valores medidos en el entorno de distintos equipos para introducirlas en correlaciones y obtener una estimación de emisiones. En la aproximación por correlación de unidad-específica, se miden caudales de fugas y concentraciones en el entorno de componentes de equipos individuales, y son empleados para desarrollar correlaciones de específicas para cada unidad. Posteriormente, los valores de concentración de COV´s son medios en el entorno de los componentes y son introducidos en las correlaciones para estimar las emisiones fugitivas.





La figura 3.1 siguiente muestra una visión general de los datos y análisis requeridos para aplicar cada una de las aproximaciones. Como se puede ver en la figura, todas las aproximaciones requieren un preciso recuento de componentes de equipos por tipo de equipo (válvulas, bombas, bridas, etc.). Adicionalmente, para algunos de estos tipos de equipos, además se requiere el tipo de servicio (líquido pesado, líquido ligero o gas). Excepto para el primero, todas las aproximaciones requieren el empleo de datos monitorizados (medidos en el aire alrededor del equipo o accesorio en cuestión). Estas medidas dan como resultado la concentración (expresado normalmente como ppmv) del componente fugado, lo que supone una indicación del ratio de fuga del equipo o accesorio. Además de estas medidas, para desarrollar la aproximación por correlación de unidad-específica se requieren los llamados bagging data (medida de concentración de COV´s obtenida tras cubrir con un bolsa especial el equipo o accesorio a analizar), para los que se mide la concentración en un volumen cerrado por una bolsa alrededor del equipo. Hay unidades de proceso para las que no se han desarrollado aún factores de emisión o correlaciones. Para ellos, no queda más remedio que usar factores de emisión o correlaciones empleadas para otras unidades, aunque, evidentemente, la precisión de la estimación será menor. Un criterio para determinar la propicidad de que los factores de emisión o correlaciones existentes sean usados en otros tipos de fuentes, es que coincidan una o más de las siguientes categorías: - Diseño del proceso - Parámetros de operación del proceso (P,T) - Tipos o equipos usados - Tipo de sustancia manipulada Se han desarrollado factores de emisión y correlaciones para los siguientes equipos: válvulas, sellos de bombas y compresores, válvulas de alivio de presión, conexiones, bridas, finales de línea abiertos y sistemas de toma de muestra. A finales de los 70, U.S. EPA inició el Petroleum Refinery Assesment Study, para el cuál se emplearon datos de fugas de equipos de 13 refinerías. Los equipos fueron monitorizados y las mayoría de las que mayores de 200 ppmv fueron analizados mediante bagging (estos datos se dan como NMCOV´s). Se obtuvieron factores de emisión y correlaciones a partir de estos datos.





FIGURA 3.1

VISIÓN GLOBAL DEL EMPLEO DE LOS MÉTODOS DESCRITOS EN EL PROTOCOLO DE ESTIMACIÓN DE EMISIONES FUGITIVAS DE LA EPA

Aproximación 1

Aproximación 2

Aproximación 3

Aproximación 4

Cuantificación del número de equipos (por componente y servicio)

Moniorización de las fuentes

Realizar medición por bagging en cada componente y para cada servicio

Desarrollar correlaciones específicas para cada unidad

Aplicar factor de emisión medio y calcular las emisiones totales

Aplicar factores de emisión para >10.000/<10.000 ppmv y calcular las emisiones totales

Aplicar correlación de la EPA y calcular las emisiones totales

Aplicar las correlaciones específicas desarrolladas y calcular las emisiones totales





Este estudio investigó también las posibles relaciones entre fugas de equipos y variables de proceso, llegándose a la conclusión de que la única variable de proceso relacionada significativamente con las emisiones eran (1) fase de las corrientes de proceso (servicio) y (2) volatilidad relativa de las corrientes líquidos. Se definieron tres tipos de categorías de servicios: - Gas/vapor - Líquido ligero: definido como aquel en el que la suma de los componentes con

presión de vapor superior a 0,3 kPa es superior al 20 % (p/p) - Líquido pesado: aquellas corrientes que no son ni líquido ligero ni gas/vapor A) APROXIMACIÓN POR FACTORES DE EMISIÓN MEDIOS Permite usar factores de emisión medios desarrollados por U.S. EPA en combinación con datos específicos de la unidad de forma relativamente simple de obtener. Estos datos incluyen: 1. El número de cada tipo de componentes una unidad (válvulas, bridas…) 2. Servicio en que está cada componente (gas, líquido ligero o líquido pesado) 3. La concentración de COV en la corriente 4. El periodo de tiempo que cada componente está en ese servicio Aunque los factores de emisión medios están expresados como kg/hora/fuente individual, son más válidos para estimar emisiones de una población de equipos. No pueden usarse para estimar emisiones de un equipo individual durante un corto período de tiempo (por ejemplo 1 hora). Para estimar emisiones usando el factor de emisión medio, es necesario conocer la concentración de COV (% en peso) en la corriente del equipo, puesto que, los equipos que trabajan con mayor concentración de COV tienden a tener mayores emisiones de COV. Cuando se usan factores de emisión medios, los equipos deben ser agrupados por corrientes donde todos los equipos dentro de esa corriente tienen aproximadamente la misma fracción (p/p) de COV. La ecuación para calcular las emisiones a partir de los factores de emisión es:

ENMCOV = FA · WFNMCOV · N Ecuación 3.6





Donde: E ≡ emisiones FA ≡ factor de emisión medio aplicable al tipo de equipo (kg/h/fuente). Para refinerías, el

factor de emisión debe ser ajustado al contenido en metano de la corriente, de acuerdo con la ecuación:

TOC

A ATOC METANO

WFF =F ·WF - WF

TOCA A

TOC METANO

WFF =F ·WF - WF

Ecuación 3.7

WF ≡ fracción másica N ≡ número de equipos o accesorios en la corriente Esta corrección es aplicable cuando: - La corriente debe ser una mezcla de compuestos orgánicos y metano - Como máximo, debe haber un 10% en metano En la Tabla 3.7 siguiente se indican los factores de emisión para la estimación de emisiones fugitivas en refinerías:

TABLA 3.7

FACTORES DE EMISIÓN MEDIOS PARA REFINERÍAS

Tipo de equipo Servicio Factor de emsión medio (kg/hora/fuente)(1)

Gas 0,0268 Líquido ligero 0,0109 Válvulas

Líquido pesado 0,00023 Líquido ligero 0,114 Sellos de bombas(2)

Líquido pesado 0,021 Sellos de compresores Gas 0,636 Válvula de alivio de presión Gas 0,16 Conexiones Todos 0,00025 Finales de línea abiertos Todos 0,0023 Conexiones para toma de muestra todos 0,0150

(1) Expresados como NMCOV´s (2) Los factores de emisión también son válidos para agitadores

Si hay varias corrientes en una unidad de proceso, las emisiones totales de COV´s para un tipo de equipo o accesorios es la suma de las emisiones de cada corriente. Las emisiones





totales de todos los tipos de equipos son sumados para obtener las emisiones totales de COV´s fugados de los equipos en la unidad de proceso. Como se ha mencionado ya en este apartado, los factores de emisión medios no proporcionan una estimación precisa de las emisiones de equipos individuales. Más bien, los factores de emisión medios son más apropiados para la estimación de emisiones de poblaciones (grupos) de equipos. Los datos indican que el rango de posibles ratios de fugas para equipos o accesorios individuales varían en varios órdenes de magnitud. Debido a esto, la mayoría de las emisiones totales de una población de equipos es ocasionada por un pequeño porcentaje de estos equipos. Los factores de emisión medios tienen en cuenta la variedad de posibles rangos de fugas de los distintos equipos, pero, como consecuencia de esto, no son necesariamente una indicación exacta de la masa emitida por cada equipo individual. Además, los factores de emisión medios no reflejan las diferentes condiciones específicas en las unidades de proceso dentro de una misma categoría de fuentes. Los factores específicos pueden tener una influencia considerable en los ratios de fugas de los equipos. No obstante, en la ausencia de datos monitorizados, los factores de emisión medios proporcionan una indicación de los ratios de fugas de los equipos en una unidad de proceso. B) APROXIMACIÓN POR FACTORES DE EMISIÓN POR INTERVALOS La aproximación por valores por intervalos (también conocida como aproximación leak/no-leak, o aproximación a partir de valores monitorizados) es más fina que la aproximación por factores de emisión medios, permitiendo de ese modo el ajuste para las condiciones de operación de cada unidad de proceso. Para desarrollar esta aproximación, se usaron datos monitorizados medidos por equipos más antiguos que tenían una definición en las fugas de 10.000 ppmv. Los datos monitorizados son una aproximación de los ratios de fuga. Cuando se aplica esta aproximación, se asume que los componentes con valores monitorizados mayores que 10.000 ppmv tienen distintos ratios de emisión medios que los componentes con valores monitorizados menores que 10.000 ppmv. Esto es, se asume que las velocidades de emisión son diferentes según existan niveles por encima o por debajo de 10.000 ppmv. Los factores de emisión para los dos rangos considerados se presentan en la Tabla 3.8 siguiente:





TABLA 3.8

FACTORES DE EMISIÓN A PARTIR DE VALORES MONITORIZADOS PARA REFINERÍAS

Tipo de equipo Servicio Factor de emisión para

≥ 10.000 ppmv (kg/hora/fuente)

Factores de emisión para < 10.000 ppmv

(kg/h/fuente) Gas 0,0782 0,000131

Líquido ligero 0,0892 0,000165 Válvulas Líquido pesado 0,00023 0,00023 Líquido ligero 0,243 0,00187 Sellos de bombas

Líquido pesado 0,216 0,00210 Sellos de compresores Gas 1,608 0,0894 Válvulas de alivio de presión Gas 1,691 0,0447

Conexiones Todos 0,113 0,00006 Finales de línea abiertos Todos 0,01195 0,00150

Nótese como los factores de emisión medios tienen valores comprendidos entre factores de emisión de cada rango. Destacar que no existen factores monitorizados para conexiones de tomas de muestra, ya que las emisiones en estos equipo se produce cuando se produce un purgado de la línea y, por tanto, son independientes de los valores monitorizados. Al igual que en el caso de factor de emisión medio, los valores para líquidos ligeros en bombas también son aplicables para agitadores. Para calcular las emisiones de COV´s mediante a partir de valores monitorizados se usa la siguiente ecuación:

EVOC = (FG · NG) + (FL · NL) Ecuación 3.8 Donde: EVOC ≡ emisiones de COV para un tipo de equipo (kg/h) FG ≡ factor de emisión aplicable para fuentes con valores monitorizados mayores o iguales

que 10.000 ppmv

Este valor debe ser ajustado para tener en cuenta a todos los componentes

orgánicos en la corriente, porque los factores sólo son válidos para compuestos orgánicos sin tener en cuenta el metano (% mayores que el 10 % en peso están permitidos)

FG = FG · WPVOC/(WPVOC – WPmetano) Ecuación 3.9





WPVOC ≡ % (p/p) medio de COV en la corriente WPmetano ≡ % (p/p) medio de metano en la corriente NG ≡ número de equipos (tipo específico de equipo) para fuentes mayores o iguales que

10.000 ppmv FL ≡ factor de emisión aplicable para fuentes con valores monitorizados menores que

10.000 ppmv

Este valor debe ser ajustado para tener en cuenta a todos los componentes

orgánicos en la corriente, porque los factores sólo son válidos para compuestos orgánicos sin tener en cuenta el metano (% mayores que el 10 % en peso están permitidos)

FL= FL · WPVOC/(WPVOC – WPmetano) Ecuación 3.10

NL ≡ número de equipos (tipo específico de equipo) para fuentes menores que 10.000

ppmv Las emisiones totales de COV´s para cada corriente se calcula sumando las emisiones de COV´s asociadas a cada tipo de equipo o accesorio en cada corriente. Los factores de emisión por intervalos son una mejor indicación de las velocidades de fugas reales que los factores de emisión medios. Sin embargo, los datos disponibles indican que los valores medidos pueden variar considerablemente de los ratios predichos por estos factores. C) APROXIMACIÓN POR CORRELACIONES DE U.S. EPA Esta aproximación ofrece un refinamiento adicional para estimar emisiones de fugas de equipos proporcionando una ecuación para predecir velocidades de emisión como función de valores monitorizados para tipos particulares de equipos. Estas correlaciones predicen las emisiones de compuestos orgánicos totales (COT). Este método es preferible cuando se dispone de datos monitorizados actuales. Las correlaciones pueden ser usadas para estimar emisiones para todo el rango de (non-zero) valores monitorizados, del valor potencialmente más alto monitorizado al valor monitorizado que representa el mínimo límite de detección del equipo de monitorización. Esta aproximación involucra introducir el non-zero, valor no fijo (non pegged) en la ecuación de la correlación, el cual predice la masa de COT emitida a partir de los valores monitorizados. Las emisiones default zero son usadas para valores monitorizados de cero ppmv y emisiones pegged son usados para pegged valores monitorizados (el valor monitorizado es superior al límite superior medido para el mecanismo de medida portátil). Las correlaciones para la industria del petróleo están disponibles para válvulas, conexiones, bombas, bridas, finales de línea abiertos y “otros” (derivadas de instrumentos, brazos de carga, válvulas de alivio de presión, prensaestopas y venteos).





FIGURA 3.2

CORRELACIONES PARA LA INDUSTRIA DEL PETRÓLEO QUE RELACIONAN LAS FUGAS DE COMPUESTOS ORGÁNICOS TOTALES (TOC) CON VALORES MONITORIZADOS

(0 – 1.000 PPMV)





FIGURA 3.3

CORRELACIONES PARA LA INDUSTRIA DEL PETRÓLEO QUE RELACIONAN LAS FUGAS DE COMPUESTOS ORGÁNICOS TOTALES (TOC) CON VALORES

MONITORIZADOS (0 – 1.000.000 PPMV)

La velocidad de fuga asociada a la banda muerta es la velocidad de emisión asociada a un valor monitorizado de cero (señalar que algunos valores monitorizados menores o igual que la concentración en el ambiente se consideran como valores monitorizados de cero). Las correlaciones matemáticamente predicen emisiones cero para valores monitorizados de cero. Sin





embargo, datos obtenidos por la U.S. EPA muestran que esta predicción es incorrecta. Se han medido emisiones distintas de cero en equipos donde se tenían valores monitorizados de cero. Un objetivo específico cuando se revisaron estas correlaciones para la industria del petróleo fue obtener datos de cantidad de emisiones en equipos que tenían un valor monitorizado de cero. La Tabla 3.9 siguiente muestra la velocidad de fuga asociada a la banda muerta de las emisiones de fugas para cada tipo de equipo con ecuaciones de correlaciones. Estas emisiones asociadas a la banda muerta de las emisiones de fugas son aplicables sólo cuando el límite mínimo de detección de un instrumento portátil es menor o igual que 1 ppmv sobre la concentración en el ambiente.

TABLA 3.9

DEFAULT ZERO DE LAS EMISIONES

Tipo de equipo/servicio Emisiones asociadas a la banda muertaa (kg/h/fuente)

Válvulas/todos 7,8:10-6 Sellos de bombas/todos 2,4·10-5 Otrosb/todos 4,0·10-6 Conexiones/todos 7,5·10-6 Bridas/todos 3,1·10-7 Finales de línea abiertos/todos 2,0·10-6

a Estas emisiones son para COT (incluidos compuestos orgánicos no volátiles como metano y etano) b los otros tipos de equipos fueron desarrollados para instrumentos, brazos de carga, válvulas de alivio de

presión, prensaestopas, venteos y compresores. Deben utilizarse para todos los equipos que no sean los que se muestran en la tabla.

Los mecanismos portátiles de monitorización usados para obtener los datos de velocidad de emisión asociada a la banda muerta fueron suficientemente sensibles como para indicar un valor monitorizado de 1 ppmv o menor. En los casos donde los instrumentos de monitorización tienen un límite mínimo de detección superior a 1 ppmv, las emisiones asociadas a la banda muerta presentadas en la tabla 3.9 no son aplicables. Para estos casos, una aproximación alternativa para determinar las emisiones asociadas a la banda muerta es (1) determinar el valor mínimo medible por el instrumento de monitorización, y (2) introducir este valor monitorizado en la correlación aplicable correspondiente para determinar la velocidad de emisión asociada a la banda muerta. Asumiendo que todos los compuestos orgánicos en los equipos son clasificados como COV´s, las emisiones totales de COV´s para cada tipo de equipo se calcula como la suma de las emisiones asociadas a cada valor monitorizado. Para resumir la aproximación por correlación, a cada equipo con un valor monitorizado de cero se le asigna una velocidad de emisión asociada a la banda muerta. Para todos los equipos con valor monitorizado distinto de cero, el valor monitorizado con cada equipo individual





es introducido dentro de la correlación aplicable para predecir las emisiones. Debe notarse que cada valor monitorizado individual debe ser introducido en la correlación para predecir las emisiones de un equipo o accesorio, y no hacer una media de los valores monitorizados y luego introducir este valor medio en la correlación para estimar las emisiones. D) APROXIMACIÓN POR CORRELACIÓN DE UNIDAD ESPECÍFICA Para desarrollar las correlaciones de unidad específica, deben recogerse datos monitorizados y sus correspondientes datos de masa emitida (i. e. bagging data). El ratio de masa emitida determinado por bagging, y el asociado valor monitorizado, puede ser usado para desarrollar una relación ratio de fuga/valor monitorizado (i. e. correlación) para ese tipo de equipo específico en esa unidad de proceso. La correlación debe ser desarrollada en una unidad base para minimizar el error asociado a los diferentes ratios de fugas característicos entre unidades. Antes de usar una correlación de unidad de proceso sería deseable evaluar la validez de la correlación de la EPA en esa particular unidad de proceso. Las emisiones medidas pueden ser comparadas con las predichas por las correlaciones de la U.S. EPA para evaluar si éstas proporcionan estimaciones de emisiones razonables. Un método simple de comparación es determinar si las emisiones medidas son consistentemente menores o mayores que las que determinaría las correlaciones de la U.S. EPA. Si hay una tendencia consistente, como por ejemplo que todos las fugas medidas son menores que las predichas por la correlación, ésta puede no proporcionar valores razonables para la unidad de proceso. Una comparación más formal el test signed-rank de Wilcoxon. Este test compara el logaritmo de las emisiones medidas con el logaritmo de las emisiones correspondientes predichas por la correlación. La magnitud absoluta de la diferencia luego son ordenados (por ejemplo, el par con la menor diferencia se le asigna un valor de 1, el siguiente de 2, etc.), y la suma de los valores asociados a diferencias positivas es computada. Por ejemplo, si fueron medidas cuatro bolsas y cada valor estimado fue mayor que la masa emitida, el valor de la suma de los valores asociados con esas parejas con diferencia positiva sería:

1 + 2 + 3 + 4 = 10 Por otro lado si se midieron cuatro bolsas y en tres se tuvo que el valor estimado fue mayor que la masa emitida, pero en la otra el valor estimado fue menor que la masa emitida, y ese valor además es la mayor diferencia absoluta entre emisión medida y estimada, la suma de los valores positivos sería:

1 + 2 + 3 = 6 (la suma de los valores negativos sería 4) La suma de los valores positivos puede ser comparado con los valores dados en tablas estadísticas para evaluar si hay diferencias estadísticamente significativas entre los valores medidos y los estimados por las emisiones de la U.S. EPA.





Sin embargo, la comparación es llevada a cabo, en casos donde las correlaciones de la U.S. EPA proporcionan una adecuada estimación de emisiones, luego el potencial incremento de la precisión obtenida al desarrollar correlaciones de unidad específica puede no valer la pena (el esfuerzo, explicar mejor). También debe hacerse una consideración sobre los valores típicos medidos en una unidad de proceso. Si una unidad de proceso tiene normalmente valores monitorizados muy bajos, entonces la diferencia entre la suma de las fugas de los equipos de la unidad predichas por una correlación de unidad específica y la correlación de la EPA probablemente será relativamente baja. En el desarrollo de nuevas correlaciones, un número mínimo de parejas de medidas de ratios de fugas y valores monitorizados deben ser obtenidos de acuerdo con la siguiente metodología. Primero, los equipo de la unidad de proceso son monitorizados, así que la distribución de valores monitorizados en la unidad es conocida. Luego, los datos de masa emitida deben ser recogidos de fuentes individuales que tienen valores monitorizados distribuidos en todo el rango de valores. El criterio para elegir estas fuentes es como sigue: para cada tipo de equipo (por ejemplo válvulas, bombas, etc.) y servicio (gas, líquido ligero o líquido pesado), una muestra al azar de un mínimo de seis componentes deben ser elegidos para ser muestreados mediante bagging en cada uno de los siguientes rangos de valores monitorizados (ppmv):

1 – 100 101 – 1.000

1.001 – 10.000 10.001 – 100.000

>10.000 El requerimiento de seis bolsas para cada rango de valores monitorizados está basado en la experiencia de la U.S. EPA en bagging de componentes. Hay dos razones primarias que justifican este requerimiento: (1) seguridad en la representatividad de los datos, y (2) reflejar de forma precisa el rango de posibles emisiones asociadas con los valores monitorizados. La importancia de la primera razón es evidente: a mayor datos recogidos mayor representatividad. La importancia de la segunda razón es que un valor monitorizado dado no necesariamente tiene una “verdadera” velocidad de emisión. Para un solo valor monitorizado, la masa emitida puede variar varios órdenes de magnitud dependiendo de varios factores, entre los que se incluyen el tipo de equipos (por ejemplo válvula de compuerta frente a válvula de bola, etc.) y parámetros de operación (presión, temperatura, etc.). Si no están disponibles seis fuentes en un rango de valores monitorizados particular, podrían muestrearse fuentes adicionales del rango más cercano, así que un mínimo de 30 parejas de valores monitorizados/emisiones son obtenidos para cada tipo de fuente. Si 30 o más bolsas son recogidas, la correlación unidad específica puede ser usada para estimar emisiones en todo el rango de valores monitorizados (de uno hasta 1.000.000 ppmv)





E) OTROS FACTORES DE EMISIÓN: CONCAWE, en su documento “Cost-efectivenes of hydrocarbon emisión controls in refineries from crude oil to product dispatch”, recoge que “probablemente, las pérdidas por emisiones fugitivas están alrededor del 0,025% del total del crudo procesado”. No se recogen índices de confianza, pero no obstante, no se considera un método de gran fiabilidad al no considerar la complejidad de la refinería.





3.1.8 Parque de almacenamiento Se considera que el empleo del software TANKS (el cual se describe detalladamente en el apartado 3.2.1 del presente Capítulo) es el método más preciso a la hora de evaluar las pérdidas en el parque de almacenamiento. Se tienen factores de emisión basados en datos reales y en el Informe CORINAIR 1997-2000. Se parte de la información sobre factores de emisión para el almacenamiento e gasolina (Tabla 8.3, B551, CORINAIR) aplicando a los distintos productos de almacenados unos factores de conversión medios de acuerdo con la volatilidad de los mismos (valores medios obtenidos mediante estimación a partir de los datos facilitados por refinerías, al existir rangos de variación para un mismo producto incluso en una misma refinería), tomando la volatilidad de la gasolina como 1 y calculando el factor relativo para los restantes productos. Los parámetros para la aplicación de este algoritmo de estimación, así como los factores de emisión deducidos para los distintos tipos de tanques se presentar seguidamente.

TABLA 3.11

FACTORES DE EMISIÓN PARA TANQUES DE ALMACENAMIENTO. INFORME CORINAIR 1997-2000. g emitidos/tonelada almacenada

Techo flotante externo Sustancia

almacenada Factor de

conversión Sello simple Sello doble Techo flotante

interno Techo fijo

Gasolina 1 73 5 160,0 1.570 Crudo 0,5 36,5 2,5 80,0 785,0 Gasóleo 0,03 2,2 0,2 4,8 47,1 Queroseno 0,02 1,5 0,1 3,2 31,4 Nafta 1 73,0 5,0 160,0 1.570 Fueloil 0,02 1,5 0,1 3,2 31,4 GLP 1,35 98,6 6,8 216,0 2.119,5 Asfaltos 0,005 0,4 0,0 0,8 7,9 Aromáticos 0,02 1,5 0,1 3,2 31,4 Destilados medios 0,03 2,2 0,2 4,8 47,1

Destilados pesados 0,02 1,5 0,1 3 31,4

Indicar que la fiabilidad de este método es muy inferior a la de la metodología del software TANKS, que se describe a continuación, al ser una estimación que no requiere conocimiento de la meteorología de la zona, el movimiento de productos, así como numerosas características constructivas de los tanques analizados.





3.2 SOFTWARE DE EMISIÓN (TANKS Y WATER9) 3.2.1 TANKS El software TANKS está diseñado para estimar emisiones procedentes del almacenamiento de líquidos orgánicos en tanques. Dicho software ha sido desarrollado por el Departamento de Planificación y Standard de la Calidad del Aire (OAQPS) de la U.S. EPA. Las ecuaciones y herramientas utilizadas para la estimación de emisiones serán descritas en el presente capítulo. TANKS permite emplear información específica del tanque (dimensiones, aspectos constrictivos, pintura, etc.), del líquido almacenado (composición química y temperatura del líquido) y la localización de los tanques (ciudades cercanas, temperatura ambiente, etc.), y genera un informe de emisiones al aire. Este informe incluye estimaciones mensuales, anuales, o para cada producto o mezcla almacenados en el tanque. Las ecuaciones para la estimación de emisiones en las que se basa el software TANKS 4.0, que se describen en el presente apartado, fueron desarrolladas por el American Petroleum Institure (API). El software puede ser descargado de forma gratuita desde la web de la U.S. EPA, en la dirección: http://www.epa.gov/ttn/chief/software/tanks/.

La siguiente sección presenta los procedimientos de estimación de emisiones para tanques de techo fijo (vertical y horizontal) y tanques de techo flotante. Estos procedimientos son válidos para todos los líquidos de derivados del petróleo, líquidos orgánicos volátiles puros y mezclas químicas con presiones de vapor reales parecidas. Es importante señalar que en todos los procedimientos de estimación de emisiones las propiedades físicas del vapor no tienen en cuenta los incondensables (por ejemplo aire) en el gas, por lo que sólo se refieren a los componentes condensables del líquido almacenado. 3.2.1.1 Pérdidas totales en tanques de techo fijo

Las siguientes ecuaciones proporcionadas para estimar perdidas permanentes o por respiración y pérdidas por trabajo (originada en trasiegos). Las ecuaciones no deben usarse para estimar pérdidas de líquidos inestables o en ebullición, o de mezclas de hidrocarburos o productos petroquímicos para los que la presión de vapor no es conocida o no se puede predecir. Las pérdidas totales en tanques de techo fijo son igual a la suma de las pérdidas permanentes y pérdidas por trabajo:

LT =LS + LW Ecuación 3.11





Donde: LT = pérdidas totales, lb/año LS = pérdidas permanentes o por respiración, lb/año LW = pérdidas por trabajo, lb/año Las pérdidas por respiración o permanentes en tanques de techo fijo pueden se estimadas por la ecuación:

LS = 365·VV··WV··KE·KS Ecuación 3.12

Donde: LS = pérdidas permanentes o por respiración, lb/año VV = volumen de vapor, ft3 WV = densidad del vapor, lb/ft3 KE = factor de expansión del espacio de vapor, adimensional KS = factor de saturación del vapor, adimensional 365 = constante, días/año

A continuación se describen cada factor de la Ecuación 3.2. Volumen de vapor, VV Se calcula mediante la siguiente ecuación:

VV = π/4·D2·HVO Ecuación 3.13

Donde: VV = volumen de vapor, ft3 D = diámetro del tanque, ft HVO = espacio de vapor outage El espacio de vapor outage, HV0, es la altura de un cilindro cuyo diámetro es el diámetro del tanque, D, y su volumen es equivalente al volumen de vapor de un tanque de techo fijo, considerando el volumen bajo el techo cónico o domo. Este HVO se estima como:

HVO = HS – HL + HRO Ecuación 3.14 Donde: HS = altura de la carcasa del tanque HL = altura del líquido HRO = outage del techo





Notas: 1. Las ecuaciones de estimación de emisiones anteriores fueron desarrolladas para

tanques verticales de techo fijo. Si se necesitan estimar emisiones para tanques horizontales de techo fijo, deben cambiarse algunos de los parámetros anteriores del tanque. Primero, suponiendo que el tanque está semilleno, la superficie de líquido en el tanque puede suponerse que es un círculo de diámetro efectivo DE, definido mediante la siguiente ecuación:

DE = ·

0,787L D

Ecuación 3.15

Donde:

DE = diámetro efectivo, ft

L = longitud del tanque, ft D = diámetro del tanque, ft

En las ecuaciones, el diámetro real del tanque horizontal debería ser usado como HVO. Este método proporciona sólo un valor muy aproximado de las emisiones en tanques de techo fijo horizontales. Para tanques horizontales enterrados, se asume que no se producen pérdidas permanentes (LS = 0). No son necesarias modificaciones para calcular las pérdidas de trabajo para tanques horizontales enterrados o aéreos.

2. Para techos cónicos, el outage del techo, HRO, se calcula como sigue:

HRO = 13

HR Ecuación 3.16

Donde:

HRO = outage del techo, ft HR = altura del techo del tanque, ft La altura HR es igual a SR·RS, donde: SR = pendiente del tanque de techo fijo, si es desconocido se usa un valor

estándar de 0,0625 ft/ft RS = radio de la carcasa del tanque, ft 3. Para tanques tipo domo, HRO se calcula mediante la ecuación:





⎡ ⎤⎛ ⎞⎢ ⎥⎜ ⎟

⎝ ⎠⎢ ⎥⎣ ⎦

2R

RO RS

1 1 HH =H · + ·2 6 R

Ecuación 3.17

La altura del techo del tanque, HR, se calcula como:

2 2R R R SH =R - R -R Ecuación 3.18

Donde: HR = altura del techo del tanque, ft RR =radio del techo domo, ft RS = radio de la carcasa del tanque, ft El valor de RR normalmente está en el rango 0,8·D ÷ 1,2·D, donde D es 2·RS. Si RR es desconocido, se usa el diámetro del tanque en su lugar. Si el diámetro del tanque es usado como valor de RR, las Ecuaciones 3.17 y 3.18 se reducen a:

HR = 0,268·RS Ecuación 3.19

HRO = 0,137·RS Ecuación 3.20

Densidad del vapor, WV La densidad del vapor se calcula usando la ecuación de los gases ideales:

V VAV

LA

M ·PW =R·T

Ecuación 3.21

Donde: WV = densidad del vapor, lb/ft3 MV = peso molecular del vapor, lb/lb-mol R = constante de los gases ideales, 10,731 psia·ft3/mol·ºR PVA = presión de vapor a la temperatura media diaria de la superficie del líquido, psia TLA = temperatura media diaria de la superficie del líquido, ºR Notas: 1. El peso molecular del vapor, MV, puede ser determinado a partir de valores tabulados

para líquidos del petróleo y líquidos orgánicos volátiles, o mediante análisis de muestras de vapor. Cuando son almacenadas mezclas de líquidos orgánicos en un tanque, el peso molecular puede ser calculado a partir de la composición del líquido. El peso molecular del vapor, MV, es igual a la suma del peso molecular de cada componente, Mi,





multiplicado por la fracción molar en el vapor, yi, para cada componente. La fracción molar en el vapor es igual a la presión parcial del componente i dividido por la presión total en el vapor. La presión parcial del componente i es igual a la presión real del componente i (P) multiplicado por la fracción molar en el líquido (xi). De este modo tenemos:

⎛ ⎞⎜ ⎟⎝ ⎠

∑ ∑ xiV i i i

VA

PM = M·y= M·P

Ecuación 3.22

donde:

∑VA iP = P·X

2. La presión de vapor es la presión parcial de equilibrio de un líquido orgánico volátil puro.

Puede determinarse mediante tablas para líquidos orgánicos. Para crudos se determina gráficamente. También existen gráficos para calcular la presión de vapor de gasolinas y naftas.

Alternativamente, la presión de vapor para líquidos del petróleo a la temperatura de la superficie del líquido puede determinarse usando la siguiente ecuación:

⎡ ⎤⎛ ⎞

⎜ ⎟⎢ ⎥⎝ ⎠⎣ ⎦VA

LA

BP = exp A-T

Ecuación 3.23

Donde:

A = constante, adimensional B = constante, ºR TLA = temperatura media diaria de la superficie del líquido PVA = presión de vapor, psia

Las constantes A y B pueden calcularse gráficamente o mediante ecuaciones. La presión de vapor de líquidos orgánicos a la temperatura de almacenamiento puede

estimarse por la ecuación:

⎛ ⎞⎜ ⎟⎝ ⎠

VALA

Blog P =A-T + C

Ecuación 3.24

Donde:

A, B, C = constantes, adimensionales TLA = temperatura media (no diaria) de la superficie del líquido





PVA = presión de vapor a la temperatura media de la superficie del líquido, mmHg

Los valores de las constantes A, B y C para líquidos orgánicos se encuentran tabulados. 3. Si la temperatura media diaria de la superficie del líquido, TLA, es desconocida, se calcula

mediante la siguiente ecuación:

TLA = 0,44·TAA + 0,56·TB+0,0079·α·I Ecuación 3.25

Donde: TLA = temperatura media diaria de la superficie del líquido, ºR TAA = temperatura ambiente media diaria, ºR TB = temperatura de la masa de líquido α = absorbancia de la pintura del tanque, adimensional I = factor de radiación solar total diaria, BTU/ft2día 4. La temperatura ambiente media diaria, TAA, se calcula usando la siguiente ecuación:

AX ANAA

T +TT =2

Ecuación 3.26

Donde: TAA = temperatura ambiente media diaria, ºR TAX = temperatura ambiente máxima diaria, ºR TAN = temperatura ambiente mínima diaria, ºR

Estos valores están disponibles de forma tabulada para la situación geográfica de la instalación donde se ubica el tanque.

5. La temperatura de la masa de líquido, TB, se calcula mediante la siguiente ecuación:

TB = TAA + 6·α – 1 Ecuación 3.27 Donde: TB = temperatura de la masa de líquido TAA = temperatura media diaria, ºR

α = absorbancia de la pintura del tanque Factor de expansión del vapor, KE Se calcula mediante la ecuación:





Δ Δ+

TV BE

LA A VA

PK =T P -P

Ecuación 3.28

Donde: ∆TV = rango de temperatura diaria del vapor, ºR ∆PV = rango de variación diaria de la presión del vapor, psi ∆PB = rango de variación de la presión del venteo, psi PA = presión atmosférica, 14,7 psia PVA = presión de vapor a la temperatura media diaria de la superficie del líquido, psi TLA = temperatura media diaria de la superficie del líquido. Notas: 1. El rango diario de temperatura del vapor, ∆TV, se calcula mediante la siguiente ecuación:

∆TV = ∆TA + 0,028·α·I Ecuación 3.29

Donde:

∆TV = rango diario de temperatura de vapor, ºR ∆TA = rango diario de temperatura ambiente, ºR A α = absorbancia de la pintura del tanque, adimensional I = factor de radiación solar total diario, BTU/ft2·dia

2. El rango diario de presión de vapor, ∆PV, se calcula mediante la siguiente ecuación:

∆PV = PVX – PVN Ecuación 3.30

Donde: ∆PV = rango diario de la presión de vapor, psia PVX = presión de vapor a la temperatura máxima diaria en la superficie del líquido,

psia PVN = presión del vapor a la temperatura mínima diaria en la superficie del líquido,

psia Para líquidos del petróleo se puede usar la siguiente ecuación:

ΔΔ

VA VV 2

LA

0,5·B·P · TP =T

Ecuacuión 3.31

Donde: ∆PV = rango diario de la presión de vapor, psia B = constante, ºR





PVA = presión de vapor a la temperatura media diaria de la superficie del líquido, psia TLA = temperatura media diaria de la superficie del líquido, psia ∆TV = rango diario de la temperatura del vapor, ºR 3. El rango de presión del venteo, se calcula usando la siguiente ecuación:

∆PB = PBP – PBV Ecuación 3.32

donde: ∆PB = rango de presión de venteo, psig PBP = presión del venteo a presión, psig PBV = presión del venteo a vacío, psig

Si no se dispone de información específica de PBP y PBV, se asume 0,03 psig para PBP y -0,03 psig para PBV. Las ecuaciones de estimación para tanques de techo fijo no se aplican para tanques a presión o a vacío.

4. El rango diario de temperatura ambiente, ∆TA, se calcula usando la siguiente ecuación:

∆TA = TAX – TAN Ecuación 3.33

Donde: ∆TA = rango diario de temperatura ambiente, ºR TAX = valor de temperatura máximo diario, ºR TAN = valor de temperatura mínimo diario, ºR 5. La presión de vapor asociada a la máxima y mínima temperatura de la superficie del

líquido, PVX y PVN, respectivamente, se calculan sustituyendo las correspondientes temperaturas, TLX y TLN en las ecuaciones indicadas en las notas 1 y 2 de la Ecuación 3.28. Si TLX y TLN son desconocidos, pueden estimarse gráficamente.

Factor de saturación del vapor, KS Se calcula usando la siguiente ecuación:

SVA

1K =1+0,053·P

Ecuación 3.34

Donde: KS = factor de saturación del vapor PVA = presión de vapor a la temperatura media diaria de la superficie del líquido, psia HVO = altura de vapor outage, ft





Las pérdidas por trabajo, LW, se estiman mediante la ecuación:

LW = 0,001·MV·PVA·Q·KN·KP Ecuación 3.35

Donde: MV = peso molecular del vapor, lb/lb-mol PVA = presión de vapor a la temperatura media diaria de la superficie del líquido, psia Q = volumen anual trasegado (bbl/año,)

KN = factor de movimientos, adimensional. Para más de 36 movimientos, KN = 180+N

6·N,

para menos de 36 movimientos, KN = 1. N = número de movimientos por año, adimensional:

LX

5,614·QN=V

Ecuación 3.36

Donde: VLX = volumen máximo de líquido en el tanque, ft3

2LX LX

πV = ·D ·H4

Ecuación 3.37

Donde: D = diámetro, ft HLX = altura máxima del líquido Kp = factor de pérdidas de trabajo del producto, adimensional, 0,75 para crudo y 1 para el

resto de líquidos. 3.2.1.2 Pérdidas totales en tanques de techo flotante Las pérdidas totales en tanques de techo flotante son la suma de pérdidas en el sello, accesorios de la cubierta, en las paredes (por impregnación de éstas cuando baja el techo flotante) y en las juntas de la cubierta. Las ecuaciones presentadas en esta sección sólo son aplicables para tanques de techo flotante. No se deben emplear estas ecuaciones en los siguientes casos: 1. Para estimar pérdidas para líquidos inestables o líquidos en ebullición, o mezclas de

hidrocarburos o productos petroquímicos con presión de vapor desconocida o que no se pueda predecir.

2. Para estimar pérdidas para tanques de techo interno cerrado o externo cerrado tipo

domo (tanques venteados sólo mediante venteo de presión/vapor) o





3. Para estimar pérdidas en los que los materiales usados en el sello y/o accesorios e la cubierta están deteriorados o significativamente impregnados del líquido almacenado.

Las pérdidas totales en tanques de techo flotante se pueden expresar:

LT = LR + LWD + LF + LD Ecuación 3.38

Donde: LT = pérdidas totales, lb/año LR = pérdidas en el sello de la corona, lb/año LWD = pérdidas en las paredes, lb/año LF = pérdidas en accesorios de cubierta, lb/año LD = pérdidas en las juntas de la cubierta (sólo para tanques de techo flotante interno),

lb/año Pérdidas en el sello, LR Las pérdidas en la corona en tanques de techo flotante pueden ser estimados por la siguiente ecuación:

LR = (KRa + KRb·Vn)·D·P*·MV·KC Ecuación 3.39

Donde: LR = pérdidas en el sello, lb/año KRa = factor de pérdida en el sello con velocidad de viento cero, lb-mol/ft·año KRb = factor de LR dependiente de velocidad del viento, lb-mol/(mph)n·ft·año V = velocidad media del viento en la zona, mph n = exponente dependiente del tipo de sello y de la velocidad del viento P* = función de la presión de vapor, adimensional

( ){ }VA A

20,5VA A

P /PP*=1+ 1- P /P⎡ ⎤⎣ ⎦

Ecuación 3.40

PVA = presión de vapor del líquido a la temperatura media diaria, psia PA = presión atmosférica MV = peso molecular medio del vapor, lb/lb-mol KC = factor del producto, KC = 0,4 para crudo; KC = 1 para los demás líquidos orgánicos Notas:





1. Si la velocidad del viento en el emplazamiento del tanque no está disponible, se pueden usar datos de la estación meteorológica más cercana. Si el tanque es de techo flotante interno o flotante externo tipo domo, el valor de v es cero.

2. La función de presión de vapor, P* puede ser calculado numéricamente o mediante

gráficas. Pérdidas en las paredes, LWD Las pérdidas en las paredes se deben a la evaporación del líquido almacenado que impregna la pared interior del tanque cuando el techo flotante baja. En el caso de techo flotante interno, también se incluyen las pérdidas debidas a la impregnación de las columnas que soportan el techo fijo (en caso que éste sea soportado por columnas). Se estiman mediante la ecuación:

L C CWD

(0,943)·Q·C·W N ·FL = · 1+D D

⎛ ⎞⎜ ⎟⎝ ⎠

Ecuación 3.41

Donde: LWD = pérdidas en la pared, lb/año Q = volumen anual trasegado, bbl/año C = factor de adherencia de la carcasa, bbl/1.000 ft2 WL = densidad media del líquido orgánico, lb/gal D = diámetro del tanque, ft 0,943 = constante, 1.000 ft3·gal/bbl2 NC = número de columnas que soportan el techo fijo, adimensional FC = diámetro de columna efectivo, ft Notas: 1. Los valores de WL están tabulados. Si no se conoce para gasolinas, se puede tomar un

valor medio de 6,1 lb/gal. 2. Para tanques de techo flotante interno con un techo fijo autosoportado o para tanques de

techo flotante externo, NC = 0. Para un tanque de techo flotante interno con techo fijo soprtado por columnas, NC está tabulado.

3. Usar diámetro efectivo de columna o FC = 1,1 para columnas tipo “built-up” de 7 a 9

pulgadas; 0,7 para columnas “pipe” de 8 pulgadas; y 0,1 si no se conocen detalles de construcción de la columna.





Pérdidas en accesorios de la cubierta, LF Las pérdidas en accesorios de la cubierta en tanques de techo flotante pueden estimarse mediante la ecuación:

LF = FF·P*·MV·KC Ecuación 3.42 Donde: LF = pérdidas en accesorios de la cubierta, lb/año FF = factor de pérdidas totales en accesorios de la cubierta, lb-mol/año El factor de pérdidas se calcula mediante la ecuación:

FF = (NF1·KF1)+(NF2·KF2)+...+(NFnf·KFnf) Ecuación 3.43

Donde: NFi = número de accesorios de un determinado tipo (i = 0,1,2,...,nf), adimensional KFi = factor de pérdida para cada tipo de accesorio, lb-mol/año (ver ecuación 3.X (la

siguiente)) P*, MV, KC fueron definidos en la ecuación 3.39 y 3.40. El valor de FF debe calcularse pues usando los datos de cada tanque de número de cada tipo de accesorio (NF) y luego multiplicándolo por el factor de pérdida de cada tipo de accesorio (KF). El factor de pérdidas de los distintos tipos de accesorios (KFi), puede estimarse por ecuaciones del tipo:

KFi = KFai + KFbi·(KV·v)mi Ecuación 3.44

Donde: KFi = factor de pérdida para el tipo de accesorio i, lb-mol/año KFai = factor de pérdida para el tipo de accesorio i con velocidad del viento cero, lb-mol/año KFbi = factor de pérdida para el tipo de accesorio i dependiente de la velocidad del viento, lb-

mol/(mph)m·año mi = factor para cada tipo de accesorio, adimensional KV = factor de corrección de la velocidad del viento, adimensional V = velocidad media del viento, mph





Para tanques de techo flotante externo, el factor por corrección de la velocidad del viento, KV, es igual a 0,7. Para tanques de techo flotante interno, el valor de v en la ecuación 3.44 es cero, quedando la ecuación como sigue:

KFi = KFai Ecuación 3.45

Los factores de pérdidas KFa, KFb y m se encuentran tabulados para los accesorios más comunes usados en las cubiertas de tanques de techo flotante. Estos factores sólo son aplicables a condiciones típicas de los accesorios de las cubiertas y cuando la velocidad media del viento es inferior a 15 mph. Pérdidas en juntas de la cubierta, LD Estas pérdidas no se presentan en tanques de techo flotante interno soldados ni en ningún tipo de tanques de techo de flotante externo. Sólo pueden presentar este tipo de pérdidas los tanques de techo flotante externo de construcción atornillada. Pueden estimarse por la ecuación:

LD = KD·SD·D2·P*·MV·KC Ecuación 3.46

Donde: KD = factor de pérdidas en juntas de la cubierta por unidad de longitud de la junta,

lb-mol/ft·año. KD = 0 para cubiertas soldadas; 0,14 para cubiertas atornilladas SD = factor de longitud de la junta, ft/ft2 = Ljunta/Acubierta Lseam = longitud total de las juntas de la cubierta, ft Acubierta = área de la cubierta, ft2, = π·D2/4 Si no se conocen los valores de la longitud de las juntas, pueden emplearse valores tabulados de SD. Para una cubierta construida en láminas continuas de metal con un espacio entre las juntas de 7 ft puede emplearse un valor de SD de 0,14ft/ft2. Cuando se trata de una cubierta construida con rectangulares de 5 x 7,5 ft, se recomienda un valor de 0,33 ft/ft2. Cuando no se dispone de datos de dimensiones de los paneles o láminas de la cubierta del tanque, puede emplearse un valor de 0,20 ft/ft2 (valor más usual).





3.2.2 WATER9

WATER9 (Wastewater And Treatment Emissions Routines) es un software bajo Windows que emplea expresiones analíticas para la estimación de emisiones de componentes en colección de aguas residuales, almacenamiento y tratamiento. Incluye una base de datos de muchos compuestos orgánicos y procedimientos para la obtención de informes en los que se indican emisiones al aire y eficacia del tratamiento. WATER9 supone una significativa mejora de las características obtenidas en sus antecesores WATER8, CHEM9 y CHEMDAT8. WATER9 contiene un grupo de unidades de modelos que pueden ser usados juntos en un proyecto para proporcionar un modelo para toda la instalación. WATER9 puede evaluar a una instalación completa que contiene múltiples corrientes de aguas residuales, múltiples sistemas de colección y configuraciones complejas de tratamiento. Proporciona emisiones separadas para cada componente individual que es identificado como un constituyente de las aguas residuales. La estimación de emisiones se basan en las propiedades de los compuestos y sus concentraciones en las aguas residuales. Para obtener esta estimación de emisiones, el usuario debe identificar los compuestos de interés y proporcionar sus concentraciones en las aguas residuales. La identificación de compuestos puede realizarse seleccionándola en la base de datos que acompaña al programa o introduciendo nuevos datos de propiedades de un compuesto no incluido en la base de datos. WATER9 tiene la capacidad de estimar propiedades de compuestos no incluidos en la base de datos. Las estimaciones del total de emisiones al aire de las aguas residuales se obtienen sumando las estimaciones para los compuestos individuales. WATER9 es usado para estimar emisiones de las plantas de tratamiento de efluentes líquidos (PTEL) de sitios específicos (incluyendo la predicción de biodegradación y absorción de orgánicos de los lodos) para elementos comunes de las PTEL, incluyendo los siguientes: drenajes, sumideros, drenajes abiertos, lagunas cubiertas, canales, alcantarillas, estaciones de bombas, clarificadores, filtros, balsas de aireación, lagunas, unidades de fangos activos y separadores de aguas residuales. Además, WATER9 proporciona modelos para evaluación de vertederos y tratamiento de suelos. Los componentes de los sistemas de colección de los modelos son normalmente basados en modelos teóricos y correlaciones de datos obtenidos por ENVIROMEGA (1993) y la Universidad de Texas at Austin. La base de datos y ecuaciones implementadas en WATER9 irán siendo actualizadas cuando otras investigaciones estén disponibles. La base de datos que contiene WATER9 de propiedades de componentes ha sido actualizada con una extensa lista de propiedades de compuestos de la base de datos de Design Institute for Physical Properties (DIPPR). También está incluida la base de datos Syracuse Research Corporation´s SMILECAS. Esto permite que el programa WATER9 tenga información de más de 100.000 compuestos. WATER9 puede ajustar las propiedades de los compuestos en una unidad base, incluyendo los efectos de temperatura, efectos multicomponentes y pH.





Las principales características de WATER9 son las siguientes:

1. Expresiones analíticas para la estimación de emisiones al aire de compuestos de los sistemas de colección y tratamiento de aguas residuales.

2. Permite hacer un interface que se corresponde con los diagramas de flujo de los

procesos.

3. Contiene una amplia base de datos, con la mayoría de los compuestos orgánicos más comunes y sus propiedades.

4. También da la posibilidad de estimar las propiedades de aquellos compuestos que

no están incluidas en la base de datos.

5. Tiene una extensa lista de opciones para expresar e imprimir los resultados.

6. Dispone de la posibilidad de realizar recirculaciones en el proceso (agua, fangos, etc.)

7. Calcula las emisiones globales de un equipo.

A) MÉTODO UNIFAC La predicción de propiedades de los compuestos que no están presentes en la base de datos de WATER9 se basan en el método UNIFAC (UNIquac Funcional-group Activity Coefficcient), que predice las interacciones soluto-solvente, constantes de la ley de Henry, factores de reparto y límites de solubilidad de mezclas complejas. El programa consiste en rutinas donde se han escrito e incluido para hacer el procedimiento de cálculo menos tedioso. El método UNIFAC de Fredenslund et al. (1975) fue descrito por Arbuckle (1983) como una herramienta útil para predecir las constantes de la ley de Henry, coeficiente de reparto octanol-agua y solubilidades. Aunque el método UNIFAC no es rigurosamente exacto para todos los casos y las interacciones entre datos no existen para muchos compuestos (restricciones del uso del modelo), el método es considerado como la técnica más fiable para estimación de la actividad de los componentes en ausencia de datos fiables medidos. El método UNIFAC se base en la relación de los coeficientes de actividad de los productos de volúmenes y áreas de un grupo funcional e interacciones de los grupos funcionales con las mezclas. Los componentes de la mezcla son simulados como una mezcla de grupos funcionales. Una base de datos está disponible para muchos grupos funcionales, y el programa tiene acceso a esta pase de datos para realizar los cálculos.





El cálculo de las constantes de Henry requiere datos de presión de vapor. Estos datos están disponibles en la base de datos de los compuestos. Esto permite la estimación de la presión de vapor de los componentes puros como función de la temperatura. Ventajas del Método UNIFAC

1. La actividad de un componente líquido puede ser predicho usando sólo la fórmula química.

2. Las interacciones en mezclas complejas pueden ser resueltas en el procedimiento

de estimación.

3. Una extensa base de datos de compuestos y parámetros de grupos fraccionales están disponibles.

4. El procedimiento de cálculo puede ser relativamente simple.

5. El método puede tener en cuenta los efectos de la temperatura

6. El número de compuestos y grupos sólo está limitado por la capacidad disponible

en la memoria del ordenador. Limitaciones del Método UNIFAC

1. Para algunos compuestos, pueden no estar disponibles los grupos funcionales. Se pueden seleccionar grupos funcionales similares para intentar vencer esta limitación.

2. La interacción de parámetros puede no encontrarse en la base de datos. De nuevo,

pueden ser seleccionados grupos funcionales para que tales parámetros de interacciones estén disponibles.

3. Este método no distingue las diferencias entre las propiedades que puedan tener

los isómeros.

4. Los electrolitos en una solución pueden modificar la estructura de la solución y hacer el Método UNIFAC menos apropiado.

5. Los parámetros UNIFAC pueden ser menos aplicables a bajas concentraciones que

a altas concentraciones (obtenidos para sistemas binarios a altas fracciones molares).

6. Los datos de la presión de vapor de los componentes puros son necesarios para

estimar las constantes de la ley de Henry.





7. Componentes de alto peso molecular pueden no ser resueltos por el Método UNIFAC. Una modificación empírica acorde con la fracción volumétrica se incluye como herramienta potencial para vencer esta limitación para polímeros.

8. La máxima temperatura de la mezcla es limitada (menos de 425 K).

9. La presión del sistema es limitada.

B) TERMODINÁMICA DE LA SEPARACIÓN DE FASES En este apartado se procede a describir los fundamentos de la termodinámica de la separación de fases en las que se basan las ecuaciones implementadas en WATER9. Para mezclas bifásicas, la actividad de los componentes es igual en las dos fases:

gi1·Xi1 = gi2·Xi2 Ecuación 3.47 donde: gi = coeficiente de actividad del componente i Xi = fracción molar del componente i Si el componente puro se separa a la fase 2, entonces:

gi1·Xi1 = (1)·(1) Ecuación 3.48 En esta situación, Xi1 es la solubilidad límite y Xi1 = 1/gi1. gi1 puede ser obtenida como una dilución infinita en el UNIFAC, y se asume que el coeficiente no varía con la concentración (aplicación de la ley de Henry). Si una mezcla se separa como fase 2, entonces

i2 i2i1

i1

g ·XX =g

Ecuación3.49

Si gi2·Xi2 no es igual a uno, la solubilidad proyectada por la inversa del coeficiente de actividad no se podría aplicar. Si la fase del compuesto absorbe cantidades sustanciales de agua, se producirán errores en la predicción de la solubilidad. El coeficiente de reparto octanol-agua predicho es correcto para este efecto. Cuando el coeficiente de actividad es estimado usando el método UNIFAC, es posible predecir el coeficiente de reparto K, el cual es igual a Y/X. La ecuación que relaciona la presión parcial en la mezcla con la concentración en la mezcla es:

Pi = P·Yi = gi·Piº·Xi Ecuación 3.50





donde: Pi = presión de vapor en la mezcla Piº = presión de vapor del componente puro P = presión Yi = fracción molar en el vapor Xi = fracción molar en el líquido, y Yi/Xi = gi·Piº/P = Ki C) DATOS NECESARIOS PARA LA APLICACIÓN Los datos necesarios para aplicar el modelo se pueden agrupar en tres categorías: datos del efluente, datos de los equipos y datos generales (entre los que se incluyen datos meteorológicos, entre otros). a) Datos del efluente Los datos necesarios para este caso son los siguientes:

• Temperatura de la corriente residual antes de la descarga • Flujo de la corriente residual

• Distancia que existe entre la tubería de descarga y el lugar donde se vierte el efluente

• Radio de la tubería de descarga

• Concentración de cada compuesto

b) Datos de los equipos El modelo incluye una biblioteca de equipos, entre los cuales se pueden destacar clarificadores, torres de refrigeración, separadores, tanques de almacenamiento, lagunas aireadas, etc. Para cada uno de estos equipos se requieren una serie de datos, que varían en función del equipo de que se trate. Para el caso particular de las balsas abiertas, los datos requeridos son:

• Temperatura del agua residual

• Dimensiones de la balsa (longitud, anchura y profundidad)

• Tiempo de residencia del agua en la balsa





• Biomasa activa

• Overall Biorate, (cantidad de materia orgánica que pasa a formar parte de los microorganismos).

• pH

c) Datos generales En esta categoría de datos, se incluyen los siguientes:

• Área de descarga tubería

• Humedad del aire

• Temperatura media anual del aire

• Velocidad media anual del viento

• Factor de fricción del líquido

• Factor fricción del gas

• Velocidad de diseño del conducto

D) DEFINICIONES Peso molecular (g/mol). El peso molecular se emplea para estimar emisiones. El valor debe ser mayor o igual que 1 g/mol. Densidad (g/m3). WATER9 emplean la densidad para determinar si las sustancias presentes en la fase orgánica en la superficie de la balsa está flotando (si es menos denso que el agua) o hundido (si es más denso que el agua). A menos que el valor sea muy cercano a 1 g/l (densidad del agua), el modelo no es sensible a variaciones de densidad. Presión de vapor (mmHg). La presión de vapor y la fracción molar en la fase líquida se emplea para calcular la presión parcial de cada constituyente. Esta presión de vapor es función de temperatura, el programa refiere las presiones de vapor a 25 ºC.





Constante de Henry (atm·m3/mol) La constante de Henry refleja la tendencia de las sustancias a volatilizarse desde soluciones acuosas diluidas. Estos valores pueden obtenerse en la literatura, o pueden ser calculados a partir de la presión de vapor, peso molecular, y solubilidad usando la siguiente ecuación (Lyman et al., 1990):

VP760H=S

MW

⎛ ⎞⎜ ⎟⎝ ⎠⎡ ⎤⎛ ⎞⎜ ⎟⎢ ⎥⎝ ⎠⎣ ⎦

Ecuación 3.51

Donde: H = constante de Henry (atm·m3/mol) VP = presión de vapor (mmHg) S = solubilidad (mg/l) MW = peso molecular (g/mol) 760 = factor de conversión (mmHg/atm)

El programa corrige la constante de Henry a la temperatura ambiente. Solubilidad (mg/l) Se refiere a la solubilidad de la sustancia individual en agua. Se emplea en balsas para identificar los residuos que pueden estar sobresaturados, por lo que las ecuaciones de emisiones deben estar basadas en el coeficiente más adecuado (constante de Henry para fase acuosa por debajo de saturación o límites de solubilidad, y presión parcial para residuos por encima de la saturación o límites de solubilidad y fases orgánicas). Ratio de biodegradación de la materia (s-1). El ratio de biodegradación es una constante de primer orden que se emplea para estimar las pérdidas por biodegradación de la materia en unidades que aplican tratamiento biológico. La tendencia a la biodegradabilidad muchas veces se expresa como tiempo de vida media:

s1/2

ln(2)K =t

Ecuación 3.52

Donde: Ks = constante de biodegradabilidad t1/2 = tiempo de vida media





Constante de Antoine: A, B o C. Las constantes de Antoine se emplean para calcular la presión de vapor de las sustancias en función de la temperatura. Difusividad en agua (cm2/s). La difusividad en agua se usa para estimar emisiones. Puede calcularse a partir del peso molecular y la densidad, usando la siguiente correlación (U.S. EPA):

0,6

WT+273,16 MWD =0,0001518· ·

298,16 ρ

−⎛ ⎞⎛ ⎞⎜ ⎟⎜ ⎟

⎝ ⎠ ⎝ ⎠ Ecuación 3.53

Donde: DW = difusividad en agua (cm2/s) T = temperatura (º C) MW = peso molecular (g/mol) Ρ = densidad (g/cm3) Si no se dispone de la densidad, la difusividad en agua puede calcularse usando la siguiente ecuación (U.S EPA):

2-3WD =0,00022·(MW) Ecuación 3.54

Difusividad en aire La difusividad en aire se emplea para estimar emisiones. Puede ser calculada a partir del peso molecular y de la densidad, usando la siguiente correlación (U.S. EPA):

1,5cor

a 20,333

10,00229·(T+273,16) · 0,034+ ·MWMWD =

MW +1,82,5·ρ

⎛ ⎞⎜ ⎟⎝ ⎠

⎡ ⎤⎛ ⎞⎢ ⎥⎜ ⎟⎝ ⎠⎢ ⎥⎣ ⎦

Ecuación 3.55

Donde: Da = difusividad en aire (cm2/s) MWcorr = correlación de peso molecular:

2corMW =(1-0,000015·MW ) Ecuación 3.56





Si MWcor es menor que 0,4, entonces se emplea un valor de MWcor de 0,4. Si la densidad no está disponible, la difusividad en aire puede emplearse usando la siguiente correlación (U.S. EPA):

0,5

a154D = ·0,068MW⎛ ⎞⎜ ⎟⎝ ⎠

Ecuación 3.57

Constante de hidrólisis (s-1) Este valor, el cual se emplea para estimar pérdidas por hidrólisis, es la constante de hidrólisis a pH neutro. Se disponen de muy pocos datos de constantes de hidrólisis. K1(l/g·h) y Kmax (mg orgánicos volátiles/g·h). K1 y Kmax se usan para estimar pérdidas por biodegradación en la superficie de las balsas. Las ecuaciones que emplea WATER9 se basan en el modelo de Monod para biodegradación (análogo a la cinética enzimática de Michaelis-Menten). Esta biodegradación es lineal (primer orden) para bajas concentraciones y de orden cero para altas concentraciones. Desafortunadamente, debido a la dificultad en la de terminación de dos constantes de biodegradación (k1 y Kmax) necesarias para el modelo de Monod, en muchos sistemas de tratamiento de aguas residuales se recurre a modelos de ecuación cinética de primer orden. Aunque las cinéticas de inhibición no se incluyen en el modelo, usando el modelo de Monod, WATER9 proporciona una simulación mucho mejor de la reducida relativa importancia de la biodegradación a altas concentraciones que si se emplearan estrictamente las cinéticas de biodegradación de primer orden. Para incluir las cinéticas de inhibición se requiere una tercera constante, la cual está disponible para muy pocos compuestos. Las constantes de biodegradación no están disponibles para todos los compuestos de la base de datos de WATER9. En caso de que no se dispongan de dichos datos para los compuestos, se les asigna la constante de biodegradación del compuesto más parecido (en términos de estructura química e importancia biológica de los grupos funcionales) para los que la constante de biodegradación puede ser estimada. Hay nuevas incertidumbres para estas constantes de biodegradación, pero normalmente los compuestos con estructura química similar tienen constantes de biodegradación parecidos, por lo que la incertidumbre añadida por asignar la constante de un compuesto similar no es mucho mayor que la propia incertidumbre de las propias constantes de degradación. Concentración de saturación de materia (mg/kg). El límite de saturación de materia (Csat) refleja el máximo de concentración de una sustancia que puede presentar en una matriz. Csat depende de factores específicos de la zona, así como de propiedades químicas. En WATER9 se calcula como sigue:





sat d b W ab

sC = (K ·ρ +ε +H´·ε )ρ

Ecuación 3.58

Donde: Csat = límite de saturación de materia (mg/kg) S = solubilidad (mg/l) ρb = densidad (kg/l) Kd = coeficiente de reparto sustancia-agua (l/kg) εw = porosidad en el agua (adimensional) H´ = constante de Henry adimensional (H´=H/RT) εa = porosidad en el aire (adimensional) y

d oc ocK =K ·f Ecuación 3.59

Donde: Koc = coeficiente de partición de carbono orgánico (l/kg) foc = fracción de carbono orgánico en el residuo (adimensional) La fracción de carbono orgánico se fija en 0,014. Koc se calcula como sigue:

( )logKow-0,32OCK =10 Ecuación 3.60

Donde: Kow = coeficiente de partición octanol-agua E) ECUACIONES PARA BALSAS a) Datos de entrada y suposiciones. Las suposiciones básicas del modelo usado para balsas son un tanto distintas para fases acuosa y orgánica. Para fase acuosa de las corrientes se asume:

• Las balsas operan en régimen permanente, con condiciones de buena mezcla (reactor tipo tanque continuamente agitado), en el que se asume mezcla perfecta, por lo que la concentración en la unidad es en todo tiempo homogénea e igual a la concentración del efluente de salida. Los constituyentes de la corriente residual de entrada se asumen que se distribuyen instantáneamente en la unidad. Esta suposiciones son apropiadas cuando se emplea agitación, ya sea mecánica o mediante aireación. También es aplicable para ciertas unidades no agitadas en las





que las dimensiones y orientación respecto a los vientos dominantes proporcionan una mezcla significativa. Un modelo alternativo es el de flujo pistón, el cual es aproximadamente equivalente a un reactor discontinuo. En un sistema flujo pistón, se asume que no hay mezcla. Este escenario es más apropiado para unidades no agitadas (ni de forma mecánica ni mediante aireación) en las que las dimensiones y orientación respecto a los vientos dominantes limitan la mezcla (por ejemplo en corrientes muy estrechas, largas…). En realidad, ambos modelos son imperfectos, ya que nunca se alcanzan condiciones de mezcla perfecta o de no mezcla. Para WATER9, el modelo de mezcla perfecta es el más aplicable, por lo que es el que se emplea. Consecuentemente, las emisiones previstas para la fase acuosa de las corrientes es más exacta para unidades en las que se dan condiciones de buena mezcla y menos exacto para situaciones de poca o ninguna mezcla.

• La constante de hidrólisis es de primer orden respecto a la concentración del

efluente.

• Por defecto, la biodegradación de los constituyentes en la fase acuosa se modelada como primer orden respecto a la concentración de microorganismos, de acuerdo con la cinética de Monod respecto a la concentración de constituyente. Debido a que la cinética de Monod es no lineal respecto a la concentración de constituyente, la concentración del influente se calcula usando una aproximación iterativa (usando una rutina de Newton-Raphson). El área de superficie, profundidad, caudal y parámetros de agitación (si es aplicable) son todos especificados en el modelo de cada unidad.

Sobre lo mencionado sobre biodegradación, cabe añadir que, el crecimiento de

microorganismos ocurre en la superficie activa biológicamente de la balsa, la cual proporciona la matriz de crecimiento para adsorción química y precipitación. Pérdidas por adsorción y precipitación también pueden ocurrir con la ausencia de microorganismos activos y biodegradación, pero está limitada a ocurrir en la entrada de sólidos. La biodegradación no puede darse si no hay microorganismos activos. Si una balsa es biológicamente activa, debe transcurrir un periodo de transición durante el cual hay microorganismos activos (de esta forma se da el crecimiento de microorganismos, facilitando las pérdidas por adsorción y precipitación), pero los microorganismos no están adaptados aún a consumir las especies químicas presentes (por eso la biodegradación no puede darse). Este período de transición acaba normalmente con la aclimatación de los microorganismos al sustrato presente.

Se pueden controlar estos dos procesos (pérdidas por biodegradación y adsorción)

separadamente. Para la fase orgánica (la cual se puede modelar sólo para balsas no agitadas), se asume:

• Se asume que la balsa opera en régimen permanente, flujo pistón (condiciones de no mezcla).





• No hay biodegradación o hidrólisis en la fase orgánica • No se realiza modelización de adsorción para fases orgánicas.

b) Fases acuosas para balsas sin agitación Cálculo del coeficiente de transferencia de materia para fase líquida en balsas sin agitación. La correlación apropiada a usar para estimar el coeficiente de transferencia de materia para balsas sin agitación depende de la velocidad del viento y el ratio fetch/profundidad de la balsa. El fetch es la distancia lineal de la superficie de la balsa en la dirección del viento. Suponiendo que la superficie de la balsa es circular, el fetch se calcula mediante la ecuación:

0,54·AF=π

⎛ ⎞⎜ ⎟⎝ ⎠

Ecuación 3.61

Donde: F = fetch de la unidad (m) A = área de superficie de la unidad (m2) Para velocidades del viento inferiores a 3,25 m/s, la siguiente correlación se emplea para calcular el coeficiente de transferencia de materia para fase líquida, independientemente del ratio fetch/profundidad:

0,666w-6

l,q c,liqeter

DK =2,78·10 ·TD⎛ ⎞⎜ ⎟⎝ ⎠

Ecuación 3.62

Donde: kl,q = coeficiente de transferencia de materia para fase líquida en balsas sin agitación Tc,liq = factor de corrección por temperatura (=T/298,15) Dw = difusividad del constituyente en agua (cm2/s) Deter = difusividad del éter en agua (8,5·10-6 cm2/s) Para velocidades del viento iguales o superiores a 3,25 m/s, la correlación apropiada para el coeficiente de transferencia de materia para balsas sin agitar depende del ratio fetch/profundidad del líquido (F/dliq), como se expresa a continuación:





Para liq

F <14d

-6 -4 b -0,5l,k c,liq liqk =T ·(1,0·10 +(a·10 )·(U*) ·Sc ) Ecuación 3.63

Para F14 51,2

dliq≤ ≤

23w-9 -7 2

l,q c,liq 10liq eter

F Dk =T · 2,605·10 +1,277·10 ·U ·d D

⎡ ⎤⎛ ⎞ ⎛ ⎞⎜ ⎟ ⎜ ⎟⎢ ⎥⎝ ⎠ ⎝ ⎠⎣ ⎦

Ecuación 3.64

Para F 51,2

dliq>

23w-7 2

l,q c,liq 10eter

Dk =2,611·10 ·T ·U ·D⎛ ⎞⎜ ⎟⎝ ⎠

Ecuación 3.65

Donde: dliq = profundidad del líquido (m) a = constante, a = 34,1 para U*>0,3 m/s; a = 144 para U*<0,3 m/s. U* = velocidad de fricción (m/s) = 0,01·U·(6,1+0,63·U)0,5 U10 = velocidad del viento 10 metros por encima de la superficie (m/s) b = constante, b = 1 para U*>0,3 m/s; b = 2,2 para U*<0,3 m/s Scliq = número de Schmidt para la fase líquida = μw/(ρw·Dw) μw = viscosidad del agua (g/cm·s) = 9,37·10-3 g/cm·s ρw = densidad del agua = 1 g/cm3 Cálculo del coeficiente de materia para la fase gas en balsas sin agitación. El coeficiente de transferencia de materia para balsas sin agitación se estima mediante la ecuación:

-3 0,78 -0,67 -0,11g,q c,gas gk =(4,82·10 )·T ·U ·Sc ·F Ecuación 3.66

Donde: kg,q = coeficiente de transferencia de materia para fase gas en balsas sin agitación (m/s) Tc,liq = factor de corrección por temperatura (=T/298,15) T = temperatura del sistema (K) Scg = número de Schmidt para fase gas = μa/(ρa·Da) ρa = densidad del aire (g/cm3) = 1,2·10-3 g/cm3 μa = viscosidad del aire = 1,81·10-4 g/cm·s





Da = difusividad del constituyente en el aire (cm2/s) Cálculo de coeficiente global de transferencia de materia para balsas sin agitación. Para corrientes acuosas, el coeficiente global de transferencia de materia que determina la velocidad de volatilización se determina en base al modelo de dos resistencias: una resistencia a la transferencia de masa en la fase líquida y otro en la fase gas. El coeficiente global de transferencia de masa se calcula como mediante la ecuación siguiente:

-1

OL OL,ql,q eq g,q

1 1K =K = +k K ·K⎛ ⎞⎜ ⎟⎝ ⎠

Ecuación 3.67

Donde: KOL = coeficiente global de transferencia de materia (m/s) KOL,q = coeficiente global de transferencia de materia para balsas sin agitación (m/s) Keq = constante de equilibrio líquido vapor del constituyente (g/cm3 por g/cm3) Normalmente, la constante de equilibrio líquido-vapor para sistemas acuosos se calcula a partir de la Ley de Henry. La única excepción se da cuando el constituyente está presente en la balsa en concentración por encima de la solubilidad en agua. Debido a que la solubilidad se determina para sistemas binarios (por ejemplo el constituyente en agua pura), la solubilidad de una sustancia dentro de la matriz puede haber diferencias significativas respecto al valor de solubilidad en agua pura. No obstante, la Ley de Henry se aplica para soluciones diluidas. La constante de equilibrio se calcula a partir de la Ley de Henry:

correq

T ·HK =RT

Ecuación 3.68

Donde: Tcorr = factor de corrección por temperatura H = constante de Henry R = constante de los gases ideales = 8,21·10-5 m3·atm/mol·K T = temperatura del sistema Si la concentración en la balsa excede de la solubilidad en agua para un constituyente, la constante de equilibrio líquido-vapor se calcula a partir de la ley de Raoult:

corr vapeq 6

T ·P 18K =RT 10

⎛ ⎞⎜ ⎟⎝ ⎠

Ecuación 3.69





Donde: Pvap = presión de vapor del constituyente a 25 ºC (atm) T = temperatura del sistema (K) Cálculo de las constante de adsorción La adsorción de sólidos dentro de la balsa es un mecanismo que compite con la eliminación por pérdidas por evaporación, esto es, las sustancias volátiles presentes en el sistema que son adsorbidas no pueden evaporarse. La velocidad de eliminación por adsorción depende de la velocidad a la que los sólidos entran y/o se producen en la balsa y el coeficiente de reparto sólido-líquido. La velocidad de aporte de sólidos a la balsa más la producción de sólidos dentro de la balsa (rTSS), se calcula mediante la ecuación:

b,tot 2·(T-298)TSS in liq TOT

rr =1000·TSS ·Q+0,5·min ·1,046 d ·A·X;C ·Q3600

⎛ ⎞⎜ ⎟⎝ ⎠

Ecuación 3.70

Donde: rTSS = aporte de sólidos + generación de éstos en la balsa (g sólidos/s) TSSin = sólidos suspendidos totales en la corriente de entrada (g/l) Q = caudal de entrada 0,5 = coeficiente de producción de microorganismos asumido (g sólidos/g materia orgánica

consumida) min() = función que devuelve el valor mínimo de los valores separados por “;” rb,tot = velocidad de biodegradación de los orgánicos totales (mg/g·h) T = temperatura X = concentración de microorganismos activos en la balsa (g/l) CTOC = concentración de orgánicos totales en la balsa (mg/l) Se asume que el lodo es 99% en peso agua y un 1% de sólidos, y tiene una densidad igual a la del agua. El coeficiente de reparto lodo-líquido, de esta manera, queda según se expresan en la siguiente ecuación:

s dK =0,99+0,01·K Ecuación 3.71 Donde: Ks = coeficiente de reparto lodo-líquido Kd = coeficiente de reparto sólido-líquido Para compuestos orgánicos, la siguiente correlación se emplea para estimar el coeficiente de reparto sólido-líquido usando el coeficiente de reparto octanol-agua del constituyente:





0,67·log(Kow)dK =10 +0,39 Ecuación 3.72

Donde: KOW = coeficiente de reparto octanol-agua (adimensional) Para mercurio, se introduce directamente en la ecuación 3.71 el coeficiente de reparto sólido-líquido en lugar del coeficiente de reparto octanol-agua. La constante de adsorción se calcula mediante la ecuación:

s TSSads 6

liq

100·K ·rK =10 ·d ·A

Ecuación 3.73

Donde: Kads = constante de adsorción (l/s) 100 = factor de corrección de los sólidos del lodo (100 g lodo/g sólido)·(1 cm3/g lodo) Cálculo de la concentración del efluente Todas las balsas son modeladas como sistemas perfectamente mezclados, es decir, se asume que la concentración en la balsa es igual a la concentración del efluente. Puesto que el modelo de degradación es no lineal, la solución en régimen permanente para la concentración del efluente (y concentración dentro de la balsa) requiere la solución cuadrática de la ecuación:

2

liq-b+ b -4acC =

2a Ecuación 3.74

Donde: Cliq = concentración de constituyente en la balsa y en el efluente (mg/l) a, b, c = términos de la ecuación cuadrática, los cuales se definen a continuación: Término cuadrático a:

OLhyd ads

res liq

1 Ka= + +K +Kt d

Ecuación 3.75

Donde: tres = tiempo de residencia hidráulico (s) = dliq·A/Q Khid = constante de hidrólisis (l/s)





Término cuadrático b:

max max in(T-298)

1 res

K K ·X Cb=a· +1,046 · -k 3600 t

⎛ ⎞ ⎛ ⎞⎜ ⎟ ⎜ ⎟⎝ ⎠ ⎝ ⎠

Ecuación 3.76

Donde: Kmax = constante máxima de biodegradación (mg/g·h) K1 = constante de biodegradación de primer orden (g/l·h) T = temperatura Cin = concentración de constituyente en la corriente de entrada (mg/l) Término cuadrático c

max in

1 res

K Cc=-K t

⎛ ⎞⎛ ⎞⎜ ⎟⎜ ⎟⎝ ⎠⎝ ⎠

Ecuación 3.77

Cálculo de la fracción emitida La fracción emitida es la masa de constituyente volatilizado por masa de constituyente que entra en la balsa:

OL liqemitido

in

A·K ·Cf =Q·C

Ecuación 3.78

Donde: femitido = fracción de constituyente emitido a la atmósfera (adimensional) Cálculo de fracción adsorbida. La fracción adsorbida es la masa de constituyente adsorbido por masa de constituyente de entrada a la balsa:

liq ads liqabsorbido

in

A·d ·K ·Cf =Q·C

Ecuación 3.79

Donde: fabsorbido = fracción de constituyente adsorbido (adimensional)





Cálculo del flujo de emisión. Se calcula mediante la ecuación:

emitido inOL in

f ·Q·CE= =K ·CA

Ecuación 3.80

Donde: E = flujo de emisión de constituyente (g/m2·s) c) Fases orgánicas para balsas sin agitación La biodegradación, hidrólisis y adsorción no han sido modelados para fases orgánicas. Cálculo del coeficiente de transferencia de materia para la fase gas para balsas sin agitación El coeficiente de transferencia de materia se estima mediante la ecuación:

-3 0,67 0,78 -0,67 -0,11g,q c,gas gk =(4,82·10 )·T ·U ·Sc ·F Ecuación 3.81

Cálculo del coeficiente global de transferencia de materia para fase orgánica Para corrientes orgánicas, el coeficiente de transferencia de materia para fase líquida se asume que no es controlante. Las correlaciones de transferencia de masa en fase líquida presentadas previamente para fase acuosa en balsas asumen que el líquido es agua, lo cual no es aplicable a balsas que contienen fases orgánicas (no acuosos). Consecuentemente, el coeficiente de transferencia de masa para sistemas orgánicas se calcula en base al coeficiente de transferencia de materia en fase gas, y el coeficiente de reparto se calcula como sigue:

OL,org eq g,qK =K ·k Ecuación 3.82 Donde: KOL,org = coeficiente global de transferencia de materia para corrientes orgánicas El coeficiente de equilibrio líquido-vapor se calcula usando la Ley de Raoult, de forma análoga al caso de sistemas acuosos, con la diferencia de que ahora el factor de conversión se calcula en base a las propiedades de los compuestos orgánicos:

corr vapeq 6

liq

T ·P MWK =RT ρ ·10

⎛ ⎞⎜ ⎟⎝ ⎠

Ecuación 3.83





Donde: T = temperatura del sistema (K) MW = peso molecular del producto orgánico (g/cm3) ρliq = densidad del producto orgánico (g/cm3) Cálculo de la fracción emitida No hay otros mecanismos de pérdidas para sistemas orgánicos además de la volatilización y el efluente de la balsa. La fracción emitida se calcula a partir de la solución del modelo flujo pistón, según la siguiente ecuación:

-A·KOL,orgQ

emitidof =1-e⎛ ⎞⎜ ⎟⎝ ⎠ Ecuación 3.84

Cálculo del flujo de emisión Se calcula mediante la ecuación:

emited inOL liq

f ·Q·CE= =K ·CA

Ecuación 3.85

d) Balsas agitadas mecánicamente La agitación mecánica es realizada mediante impellers o agitadores que agitan la superficie de la balsa. Las correlaciones están disponibles para estimar el coeficiente de transferencia turbulenta de materia para estos superficies agitadas basadas en la potencia de entrada de los agitadores, el tamaño de éstos y la velocidad de rotación. Esta correlación se presenta más abajo. Aunque la superficie agitada puede extenderse más allá del diámetro del agitador, hay normalmente alguna porción de la superficie de la balsa que no está afectada por los aireadores, que permanecen sin agitación. El coeficiente global de transferencia para estas áreas se calcula exactamente como en las balsas sin agitación (ecuaciones 3.61 a 3.80). Destacar que la fase orgánica no puede ser modelada para balsas aireadas, ya que el modelo de película usado por WATER9 para modelar la fase orgánica en balsas no agitadas no es aplicable para balsas agitadas. Cálculo del coeficiente de transferencia de materia en fase líquida para balsas turbulentas. Se calcula mediante la ecuación:

2

0,5-3 (T-20)tot cf w w

l,t c,liqt 1 O ,w

8,22·10 ·J·P ·1,024 ·O ·MW Dk =T ·10,76·A ·ρ D

⎛ ⎞ ⎛ ⎞⎜ ⎟ ⎜ ⎟

⎝ ⎠⎝ ⎠ Ecuación 3.86





Donde: kl,t = coeficiente de transferencia de materia turbulento para fase líquida (m/s) J = velocidad de aporte de oxígeno (lb O2/h·hp) Ptot = potencia total a los agitadores (hp) T = temperatura del líquido en WMU (ºC) Ocf = factor de corrección para el oxígeno (adimensional) MWw = peso molecular del agua = 18 g/mol At = área de la superficie afectada por la agitación (m2) = A·fair A = área de la balsa (m2) fair = fracción del área de la balsa afectada por agitación (adimensional) DO2,w = difusividad del oxígeno en agua = 2,45·10-5 cm2/s Cálculo del coeficiente de transferencia en la fase gas para balsas turbulentas Se calcula mediante la ecuación:

-7 1,42 0,4 0,5 -0,21 -1g,t c,gas g a a impk =1,35·10 ·T ·Reg ·p ·Sc ·Fr ·D ·MW ·d Ecuación 3.87

Donde: Kg,t = coeficiente de transferencia de materia en fase gas para áreas turbulentas (m/s) Reg = número de Reynolds para la fase gas = (dimp

2·w·ρa)/μg p = número de potencia = 0,85·(550·Ptot/Nair)·gc/[(62,428·ρw)w3·(dimp/30,48)5] gc = constante de la gravedad = 32,17·lbm·ft/s2·lbf Nair = número de agitadores w = velocidad de rotación (rad/s) Fr = número de Froud = [w2·(dimp/30,48)]/gc MWa = peso molecular del aire (29 g/mol) dimp = diámetro del agitador (cm) Cálculo del coeficiente global de transferencia de masa en régimen turbulento Se calcula utilizando analogía eléctrica de dos resistencias:

-1

OL,tl,t eq g,t

1 1K = +k K ·k⎛ ⎞⎜ ⎟⎝ ⎠

Ecuación 3.88

Donde: KOL,t = coeficiente de transferencia de masa en régimen turbulento (m/s) El coeficiente de reparto líquido-vapor se calcula usando la ecuación 3.68 (basado en la ley de Henry) para el cálculo inicial de la concentración de constituyente en la balsa. Si la





concentración del constituyente en el interior de la balsa excede del límite de solubilidad acuosa el coeficiente de reparto se calcula a partir de la ecuación 3.69 (basado en la Ley de Raoult). Cálculo del coeficiente global de transferencia por volatilización Se calcula en base a la media ponderada de las áreas turbulentas y sin agitación, de acuerdo con la ecuación:

OL,t t OL,q qOL

K ·A +K ·AK =A

Ecuación 3.89

Donde: KOL,q = coeficiente global de transferencia de masa para áreas sin agitación (m/s) Aq = área de superficie sin agitación = (1 – fair)·A (m2). Indicar que A=At+Aq Cálculo del flujo de emisión Una vez que se ha calculado el coeficiente global de transferencia de masa, el cálculo de la velocidad de adsorción, la concentración de constituyente, fracción emitida, fracción adsorbida y flujos de emisión se realiza mediante las mismas ecuaciones que para balsas sin agitación. e) Balsas agitadas mediante aireación La agitación mediante aireación se efectúa mediante soplado de aire a través de difusores situados bajo la superficie del líquido (normalmente cerca del fondo de la balsa), permitiendo que las burbujas asciendan a través del líquido hacia la superficie. Se asume que las burbujas de aire ascendentes alcanzan el equilibrio con el líquido, por lo que el aire actúa como stripper de compuestos volátiles de la balsa. Adicionalmente, las burbujas ascendentes tienden a agitar y mezclar la interfase aire-líquido, aumentando la transferencia de masa entre el aire y el líquido. No se han desarrollado correlaciones para estimar el coeficiente de transferencia de masa turbulento cuando la turbulencia es causada mediante aireación, por lo que WATER9 emplea el concepto de agitadores mecánicos virtuales para calcular el coeficiente global de transferencia de masa para superficies turbulentas siguiendo los procedimientos descritos par balsas agitadas mecánicamente. Por tanto, análogamente al caso de balsas agitadas mecánicamente, es normal que algunas partes de la superficie de la balsa no se afecten por la agitación originada por la aireación y permanezcan sin agitación. El coeficiente global de transferencia de materia en zonas sin agitación se calcula exactamente como si fueran balsas acuosas sin agitación. Las fases orgánicas no pueden modelarse para balsas agitadas. El modelo de la película empleado por WATER9 no es aplicable para sistemas agitados porque la agitación rompe dicha película del modelo de la película.





Cálculo de velocidad de emisión para el aire inyectado La emisión causada por el stripping de las burbujas ascendentes se calcula suponiendo que todo el aire inyectado alcanza el equilibrio con el agua residual. Una constante de emisión de primer orden se calcula mediante la ecuación:

eq airedif

liq

K ·QK =d ·A

Ecuación 3.90

Donde: Kdif = constante de emisión para aire (l/s) Qaire = caudal de aire (m3/s) De nuevo, el coeficiente de reparto líquido-vapor se calcula usando la ecuación 3.68 (basado en la ley de Henry) para el cálculo inicial de la concentración de constituyente en la balsa. Si la concentración del constituyente en el interior de la balsa excede del límite de solubilidad acuosa el coeficiente de reparto se calcula a partir de la ecuación 3.69 (basado en la Ley de Raoult). Cálculo de los parámetros del agitador mecánico virtual El aire inyectado agita la superficie de líquido, causando un aumento de la velocidad de emisión. Este efecto se modela mediante la selección de unos parámetros del agitador mecánico virtual para calcular el coeficiente de transferencia global turbulento. El algoritmo usado para calcular los parámetros del agitador mecánico virtual está diseñado mediante un modelo de bajo grado de superficie turbulenta, causado por la agitación por aire. El factor que controla los parámetros seleccionados para el agitador mecánico virtual es el área de superficie turbulenta (área total de la superficie de la balsa x fracción agitada). Se asume que se generan 10 m2 de superficie turbulenta cada hp de un agitador típico. Para el caso de agitadores mecánicos virtuales, la potencia de entrada se calcula mediante la ecuación:

acrtot

A·fP =10

3.91

Donde: Ptot = potencia total de los agitadores (hp)





También se supone que la potencia para un agitador no excede de 15 hp, y el número de aireadores debe ser un número entero. Consecuentemente, el número de agitadores se calcula como sigue:

totacr

pN =round +0,515

⎛ ⎞⎜ ⎟⎝ ⎠

Ecuación 3.92

Donde: round() = función que redondea al número entero más cercano Todos los demás parámetros del (diámetro del agitador, velocidad de rotación de éste, velocidad de transferencia de oxígeno y eficiencia térmica) son los que WATER9 tiene por defecto. Cálculo del coeficiente global de transferencia de masa por volatilización. Se calcula como media ponderada del coeficiente para balsa sin agitación y para balsa turbulenta, que se calculan según lo descrito anteriormente. Cálculo de la concentración del efluente La concentración del efluente (y en el interior de la balsa) se calcula con la ecuación 3.74, pero el término cuadrático a incluye la emisión por aire, por lo que este término queda como:

OLhid ads dif

res liq

1 Ka= + +K +K +Kt d

Ecuación 3.93

La ecuación para el término b se mantiene inalterada, pero incluye el término a dentro de la ecuación, por lo que el valor del término b también depende de la constante de disolución (Kdif). Cálculo del flujo de emisión La fracción emitida, la fracción adsorbida y el flujo de emisión se calcula mediante las mismas ecuaciones que para balsas sin agitación. Balsas agitadas mecánicamente y mediante aireación a la vez. Algunas balsas operan con ambos tipos de agitación. Estos aireadores pueden usarse en áreas separadas de la balsa, o los agitadores mecánicos pueden operar sobre los aireadores (por ejemplo para agitar el área donde las burbujas de aire son ricas en el del líquido). Este sistema se modela exactamente igual que los sistemas de aireados, excepto que los datos de





entradas del agitador mecánico proporcionados por el usuario son usados para la entrada de datos para el agitador mecánico virtual. Por ello, la solución es más aplicable para balsas con agitadores mecánicos situados sobre los aireadores o para balsas donde el grado de turbulencia y/o el área afectada por el aire disuelto es pequeña en comparación con la superficie mecánicamente agitada. En estos casos, el área afectada por el agitador mecánico puede usarse directamente para estimar el parámetro de entrada fracción agitada (faer). Insistir en que las fases orgánicas no pueden ser modeladas para balsas agitadas.





3.3 OLFATOMETRÍAS 3.3.1 Introducción La relación existente entre los olores emitidos por una determinada instalación y de la influencia generada sobre la población que vive en los alrededores es muy compleja de determinar, ya que en esta relación participan unos componentes objetivos físicos y químicos fácilmente medibles, pero otros muchos de carácter subjetivo más difíciles de evaluar. Por ejemplo, las molestias y, por tanto las quejas por malos olores procedentes de la población no sólo dependen de la concentración y duración de la exposición de los olores sino también del tipo de olor percibido (que sea más o menos agradable), de las características olfativas de cada persona y del entorno en el que se encuentra (agrícola-ganadero, industrial o urbano), de las actitudes particulares de cada individuo hacia la instalación responsable de los olores, antecedentes históricos, etc. La relación entre el olor en el ambiente y las molestias en la población es como vemos difícil de determinar inequívocamente. Por ello, para la valoración de las molestias de olor y la búsqueda de soluciones se ha utilizado en el presente Proyecto Fin de Carrera la olfatometría, metodología de amplia aceptación en Europa. La olfatometría se basa en establecer una relación entre los posibles orígenes de los olores y su molestia para el entorno. La metodología utilizada en la presente sección está basada en la normativa europea UNE-EN 13.725 “Cuantificación de la concentración de olor por olfatometría dinámica”. Los tres aspectos que determinan los problemas causados por los focos emisores son:

• Generación: concentración de olor producida por una fuente, en unidades de olor por metro cúbico (uoE/m3).

• Emisión: está ligada al caudal de aire que emite el foco y se mide como unidades de

olor por unidad de tiempo. • Inmisión: concentración de olor en el entorno (uoE/m3), que es función, entre otros

factores, de la emisión de olor de cada instalación, de las condiciones meteorológicas propias de la zona y de la orografía de la zona.

Las posibles molestias causadas en la población están relacionadas con la concentración de olor en el entrono, así como la frecuencia con la que se superan unos ciertos límites de olor.





3.3.2 Descripción de la olfatometría Los malos olores generados por diversas fuentes representan un problema medioambiental y son el origen de numerosas quejas entre la población. Aún en el caso de que las sustancias olorosas emitidas no posean ningún efecto perjudicial para la salud, las molestias causadas por los malos olores pueden constituir un serio problema que necesita ser evaluado, investigado en sus causas y solucionado para responder a las quejas de la sociedad. Sin embargo, a la hora de enfrentarse a las molestias producidas por los malos olores surgen una serie de dificultades que pueden complicar la evaluación objetiva de dichas molestias. En primer lugar, está el hecho de que la percepción del olor es diferente para cada persona, tanto cuantitativamente (capacidad olfativa), como cualitativamente (subjetividad de la percepción). Por otra parte, los olores pueden estar causados por sustancias o compuestos que se encuentran en una producción ínfima dentro de una mezcla de gases, de tal manera que puede ser muy difícil y costoso identificarlos y, por lo general, no existen reglas fijas que permitan relacionar la concentración de una materia olorosa en una mezcla con el olor resultante de la misma. A pesar de estas dificultades, distintos países como Estados Unidos, Holanda, Reino Unido, Alemania, Francia y Dinamarca han procedido o están procediendo a elaborar normas para definir metodologías que permitan cuantificar de manera objetiva la emisión de olores, así como relacionar dichas emisiones con el grado de molestia que causan en el entrono. La mayoría de estos países han optado por aplicar métodos olfatométricos. El interés de la olfatometría dinámica en el ámbito europeo llevó a la elaboración de una norma europea UNE-EN 13725 “Air quality – Determination of odour concentration by dynamic olfactometry” basado en la norma holandesa NVN 2820 y a su validación mediante la realización de ejercicios de intercomparación entre distintos países europeos. En resumen, la olfatometría es una técnica de toma de muestras y análisis de olores que, unida al desarrollo de sistemas de modelización de la dispersión, permite evaluar las molestias producidas por malos olores y determinar el origen de las mismas. Los estudios olfatométricos constituyen una herramienta de gran utilidad para el control y reducción de los malos olores emitidos por distinto tipo de fuentes. Estos estudios permiten no sólo determinar el grado de molestia creado en el entorno, sino también identificar las fuentes de olor realmente importantes y adoptar sistemas eficaces de eliminación. Un estudio de olores se basa en establecer una relación entre los posibles orígenes de los olores y su molestia para el entorno, mediante el seguimiento de los componentes olorosos durante su difusión alrededor de las fuentes generadoras. En este sentido, hay que distinguir tres aspectos diferentes que determinen los problemas causados por los focos emisiones:





• Generación: En general, como consecuencia de ciertos procesos industriales, ya sea por causa del proceso en sí o por tratamientos de los efluentes que provienen del proceso, se originan una serie de olores. Estos olores varían dependiendo de los procesos en sí y de las condiciones de los mismos. La mayor o menor intensidad del olor se mide, en olfatometría, a través de la concentración de olor producida por esa fuente. En unidades de olor por metro cúbico (uoE/m3).

• Emisión: Los olores generados con una determinada concentración son emitidos al

exterior por cada una de las fuentes o focos de emisión. En general, la emisión de los olores está muy ligada al flujo de aire que emite el foco: y la forma en que se liberan dichos olores viene determinada, en gran medida, por la naturaleza de la fuente. En el caso de una emisión realizada por una chimenea, por ejemplo, la emisión total de olor dependerá en gran medida de la cantidad de aire/gas que se evacue al exterior de la industria. En el caso de olores generados por superficies de agua, la emisión dependerá de factores tales como grado de turbulencia, área de contacto agua-aire, cantidad de aire inyectado en unidades con aireación, etc. La emisión se mide como unidades de olor por unidad de tiempo (uoE/h; uoE/año).

• Inmisión: Los olores generados causan molestias en su entorno en función de varios

factores, entre otros:

- Factores climatológicos: dispersión, dirección y velocidad del viento, estabilidad atmosférica, temperatura, etc.

- Factores locales: grado de exposición al ciento, presencia de olores enmascarantes (como gases de escape de automóviles), etc.

- Ubicación: zona residencial o industrial Las molestias causadas en la población están relacionadas con la concentración de olor en el entorno, así como la frecuencia con la que se superan unos cientos límites de olor. Por ello, los resultados de los modelos de inmisión se representan mediante líneas isodoras, de concentraciones y percentiles dados, que determinan las áreas del entrono en las que se generan molestias. De lo anteriormente expuesto se deduce que hay una diferencia entre la concentración de olor generada (la percibida por el personal de cada una de las plantas), y la inmisión de olor en el entorno (la percibida por la gente que vive en los alrededores de las plantas). Por otra parte, un estudio olfatométrico permite distinguir claramente entre concentración de olores y emisión de los mismos a la atmósfera. En muchas ocasiones, fuentes con grandes concentraciones de olor, a priori siempre tachadas como causantes de molestias, pueden tener menor influencia sobre el entorno que otras fuentes de menor intensidad de olor pero de mayores dimensiones y, por tanto, responsables de molestias más acusadas en el entorno de la instalación. En este sentido, se pueden evaluar los efectos que cada unidad del proceso tiene sobre la emisión total de una instalación.





Otra gran ventaja de la olfatometría es que permite evaluar cuál es el área de influencia de la emisión de olores en el entorno y cómo contribuyen cada una de las fuentes individuales en su trazado. De igual manera se puede visualizar la repercusión de una posible medida correctora en la mejora de la situación de partida, gracias a la facilidad de simulación de los distintos escenarios que se pueden encontrar tras la implantación de dicha medida.





3.3.2 Metodología de los estudios olfatométricos Para cumplir los objetivos descritos en el punto anterior, las fases de un estudio de olfatometría son las siguientes (ver Figura 3.4): FASE I: Campaña de toma de muestra FASE II: Análisis de las muestras mediante el olfatómetro FASE III: Cálculo de las emisiones de olor de cada fuente FASE IV: Cálculo de los niveles de inmisión en el entorno FASE V: Conclusiones. Determinación de las medidas correctoras A continuación se describe cada una de estas fases.





FIGURA 3.4

METODOLOGÍA DE UN ESTUDIO OLFATOMÉTRICO

FASES OBJETIVOS

Fase I

Fase II

Fase III

Fase IV

Fase V

Determinación de fuentes y toma de muestra

Análisis de las muestras mediante el olfatómetro

Cálculo de las emisiones de cada fuente

Cálculo de los niveles de inmisión en el entorno

Determinación de medidas preventivas y correctoras





FASE I: CAMPAÑA DE TOMA DE MUESTRAS Elaboración del plan de toma de muestras La identificación de las fuentes de olor relevantes de la planta se realiza en base a la experiencia y/o mediante una visita previa a la misma. Posteriormente se elabora el plan de toma de muestras, determinándose en qué puntos se deben tomar muestras y el calendario a seguir. Toma de muestras Para la toma de muestras se utiliza un equipo específicamente diseñado con ese fin. En realidad, el proceso de toma de muestras consiste en almacenar aire contaminado en bolsas de “nalophan”, un material especial que no absorbe olor, con el fin de que pueda ser transportado al laboratorio de olfatometría sin sufrir alteraciones para analizar la concentración de olor de cada muestra. Básicamente, el equipo de muestreo consta de los siguientes elementos: - Dilutor - Cámara de vacío - Bomba de vacío - Botella de aire sintético comprimido - Sonda toma-muestras - Caja de Lindvall - Ventilador - Filtro de carbón activo - Campana - Bolsas “nalophan” - Bidones para el transporte de las bolsas “nalophan” - Accesorios En condiciones de humedad elevada, si las muestras de aire contaminado fueran almacenadas directamente en las bolsas nalophan se producirían condensaciones en el interior de las mismas, lo que conllevaría alteraciones en el olor de la muestra. Por otra parte, puede ocurrir que la concentración de olor de las muestras sea demasiado alta y quede fuera del rango de operación del olfatómetro. Para evitar esto, las muestras deben ser prediluidas en el momento en que son introducidas en las bolsas nalophan. Con este fin se utiliza el dilutor, que es el elemento central del equipo de muestre y es el encargado de gobernar y controlar todo el proceso de llenado de las bolsas nalophan con muestras de aire oloroso. A través del dilutor circulan dos flujos diferentes de aire (ver Figura 2):

• Aire sintético comprimido; Se conecta una botella de aire sintético comprimido al dilutor. Este aire sintético es utilizado para diluir la muestra de aire contaminado con olores que se extrae del conducto por el que circula el mismo. Por lo tanto, el aire





sintético entra en el dilutor, y éste lo envía a la sonda que recoge el aire en la cantidad adecuada mediante el capilar crítico para conseguir una mezcla con la dilución que se haya fijado en el panel de control.

• Muestra de aire oloroso: El aire del conducto, diluido a la concentración fijada por el

dilutor, pasa a través de este último y se introduce en la bolsa. La dilución del aire de la muestra con aire sintético inodoro se realiza en la misma sonda de muestreo mediante capilares críticos (existen capilares con diferentes secciones y, por tanto, diferentes caudales de succión), lo que evita que se produzcan condensaciones bien en la sonda, bien en el tubo que conecta la sonda a la bolsa nalophan. El principio del funcionamiento de los capilares críticos se basa en el “efecto VENTURI”, dependiendo la dilución obtenida de la presión de aires sintético inodoro inyectado a través del capilar, y del caudal que permite pasar el mismo. El tiempo de toma de muestra, es decir, desde que empieza a entrar aire en la bolsa nalophan, hasta que se desconecta el proceso, depende de la capacidad de la bolsa tedlar o nalophan que se utilice. Lo más común es utilizar bolsas de entre 5 y 80 litros. Aunque el tiempo de muestreo esté en torno a los 20 minutos, antes de estar en disposición de empezar a tomar muestras, hay que realizar una serie de trabajos que son laboriosos: instalar los equipos, conectarlos, estabilizar el dilutor, programarlo con los parámetros adecuados, etc. Esto implica que para tomar un par de muestras se tenga que emplear prácticamente media jornada, aunque varia mucho dependiendo de la dificultada de la muestra a tomar (método empleado, acceso fácil o difícil, etc.) y de la necesidad o no de mover los equipos de un sitio a otro.





FIGURA 3.5

EQUIPO DE MUESTREO

En relación a la dificultad de la muestra a tomar, se ha mencionado que ésta depende del método empleado, ya que en función del tipo de fuente emisora de olores se utilizan distintos métodos de toma de muestras. A continuación se describen los distintos tipos de focos emisores que se pueden encontrar y el método de toma de muestras especificado en la norma UNE-EN-13725 aplicable a cada uno de ellos: Fuentes puntuales fijas Este es el caso más sencillo a la hora de tomar la muestra (por ejemplo chimeneas, conductos, salidas del sistema de extracción de aire, etc.). Únicamente es necesario que la sonda pueda ser introducida en el interior del conducto por donde circula el aire que se quiere muestrear. En la mayoría de los casos se realiza un pequeño orificio en el conducto por el que la sonda es introducida y la muestra es absorbida por la sonda.





Fuentes superficiales pasivas (sin aireación). Para este tipo de focos en los que el caudal emitido es difícil de evaluar, la EPA recomienda para estos casos el empleo de la cámara de flujo (“Flux chamber”). Básicamente una cámara de flujo consiste en un túnel cerrado depositado sobre la superficie a muestrear sobre el que se inyecta una corriente de aire exento de contaminación que arrastra los COV´s de la superficie objeto de análisis hacia la salida de este túnel donde se colecta la muestra. La cámara de flujo es el método de elección recomendado por la EPA tanto en superficies pasivas no aireadas líquidas y sólidas, así como en el caso de emisiones fugitivas. Paralelamente las metodologías para el cálculo de las emisiones olorosas propuestas por el Comité Europeo de Normalización para este tipo de focos emisores han desembocado en el mismo planteamiento. En este caso la cámara de flujo empleada denominada caja Lindvall (que fue diseñada por Lindvall en 1974) ha sido propuesta para estos cálculos. La caja Lindvall es una caja de base rectangular de superficie 1 m2 con un conducto de entrada a un lado y uno de salida en el extremo opuesto. De lo que se trata con los accesorios de la Figura 3.6 es de simular la acción del viento sobre la superficie y recoger una muestra de la emisión producida. Para tomar la muestra con la caja Lindvall se deposita la misma sobre la superficie que se quiere muestrear. Además se crea una corriente de aire de 1 m/s (el valor de 1 m/s es la media de las velocidades del viento aceptada internacionalmente), con ayuda de un pequeño ventilador, que se hace pasar a lo largo de la caja Lindvall. La corriente da aire crea un flujo laminar sobre la superficie que se encuentra bajo la caja similar al creado por el viento; arrastrando, también como lo hace el viento, los componentes olorosos que la fuente superficial emite. Para desodorizar el aire que entra a la caja Lindvall se intercala antes de ésta un filtro de carbón activo.





FIGURA 3.6

TOMA DE MUESTRA EN SUPERFICIES PASIVAS (SIN AIREACIÓN)

En el conducto conectado al extremo de la caja Lindvall por donde sale el aire, se introduce la sonde que extrae la muestra que se envía a la bolsa tedlar o nalophan. Fuentes superficiales activas (con aireación interna) En este tipo de fuentes se toman muestras con ayuda de una campana (ver Figura 3.6), ya que existe una inyección de aire. Este método es más simple en su concepción y más sencillo de ejecutar que el de la caja Lindvall. Para tomar la muestra se deposita la campana (de forma piramidal con base cuadrada de 1 m2) sobre la superficie de la fuente con aireación. La emisión de olor se produce precisamente por efecto de la aireación y el punto de muestreo se sitúa en la parte superior de la campana, donde existe un conducto de salida que sirve para introducir la sonda.





FIGURA 3.6

TOMA DE MUESTRAS EN SUPERFICIES ACTIVAS (CON AIREACIÓN)

Otros métodos de toma de muestra Existen otra serie de métodos específicos de toma de muestras para casos especiales en los que no sea posible tomar muestras mediante alguno de los sistemas anteriores: por ejemplo: mediante inyección de aire en el interior de una muestra, método de “la ventana”, etc. Pero se intenta utilizar, siempre que sea posible, alguno de los tres métodos mencionados anteriormente. Una vez que el tiempo de muestreo se ha terminado, se para el proceso de recogida de muestra y se extrae la bolsa nalophan del interior de la cámara de vacío, previa normalización de la presión interna de la misma, y se deposita en unos barriles de plástico cerrados para evitar que se puede rasgar o deteriorar durante su transporte al laboratorio de olfatometría. Además de obtener la muestra debidamente envasada, durante la recogida de la misma se realizan una serie de medicines adicionales, que servirán después para calcular la concentración de olor de la muestra y para hallar, a partir de esta última, la emisión de olor de cada unidad. En general, los datos que se recogen durante el proceso de muestreo son los siguientes: - Temperatura de la muestra - Humedad relativa de la muestra - Presión atmosférica





- Velocidad del flujo de aire de donde se toma la muestra - Sección del conducto de donde se extrae la muestra - Presión atmosférica de la zona - Observaciones o datos relevantes sobre el funcionamiento de las instalaciones en el

momento de recoger la muestra: unidades de la planta que están paradas por reparaciones o mantenimiento, funcionamiento anómalo, etc.

- Datos descriptivos de las condiciones atmosféricas y climatológicas del día: lluvias, presencia de vientos, etc.

Una vez que se han recogido las muestras y los datos que se han mencionado, es el momento de transportarlas para proceder a su análisis olfatométrico.





FASE II: ANÁLISIS DE LAS MUESTRAS MEDIANTE EL OLFATÓMETRO Descripción general del olftómetro El análisis se realiza con la ayuda de un olfatómetro (Figura 3.). Este método se basa en la percepción real del ser humano de los olores, utilizando el olfato humano como detector de olores. Generalmente resulta muy difícil cuantificar los olores mediante métodos analíticos. El olor de una determinada muestra de aire es consecuencia de múltiples factores y una pequeña alteración de alguno de los componentes de la muestra puede producir cambios impredecibles en el olor de la misma. Además de la complejidad de establecer una relación entre la composición química de la muestra y su olor, los métodos analíticos resultan enormentment4e costosos para el objetivo que persiguen. Por estas razones, los métodos olfatométricos actuales se basan en la percepción real del olfato humano. Un laboratorio de olfatometría consta básicamente de los elementos:

- Olfatómetro - Ordenador - Envases porta-muestras - Aire sintético comprimido - Accesorios

El elemento básico del laboratorio es el olfatómetro, que es un aparato de dilución capaz de presentar muestras de olores a un panel de 4 “observadores” bajo condiciones reproducibles. El analista basándose en el origen de la muestra y en las indicaciones del técnico de campo que ha tomado la muestra establece una dilución alta de la muestra que se encuentre por debajo del umbral olfativo de los observadores. El olfatómetro mezcla aire puro con la muestra y va ofreciendo diluciones menores de la muestra. Por cada dilución de la muestra que se ofrece al observador, el olfatómetro presenta un blanco de referencia IR. El observador debe discernir cual de los dos ofrecimientos corresponde a la muestra u cual al blanco de referencia. El olfatómetro también ofrece aleatoriamente e intercalándose entre la serie de diluciones blancos que el observador debe identificarlos. El análisis de la muestra concluye cuando los cuatro observadores han detectado las dos últimas diluciones ofrecidas por el olfatómetro. El olfatómetro es controlado por un programa de ordenador diseñado especialmente para realizar esta función. Las muestras recogidas y transportadas en el interior de envases isotérmicos son conectadas al olfatómetro. Con el fin de diluir las muestras para su presentación a los observadores, se conecta al olfatómetro un sistema para generar aire comprimido inodoro mediante un compresor adaptado.





FIGURA 3.7

OLFATÓMETRO

Términos y definiciones A continuación se describe cuales son los métodos y procedimientos que han de seguirse para realizar un análisis olfatométrico de sustancias o mezclas de sustancias. Dichos métodos y procedimientos están basados en la norma española UNE-EN 13725 “Calidad del aire-determinación de la concentración de olor por olfatometría dinámica”. A la hora de analizar la concentración de olor de una sustancia o mezcla de sustancias, lo primero que hay que determinar es el umbral de olor de la misma. Por umbral de olor se entiende la concentración de esa sustancia o mezcla de sustancias en aire puro que puede ser distinguida de una muestra de aire inodoro por la mitad de un grupo de observadores (panel). Por definición, el umbral de olor de una sustancia corresponde a una concentración de olor de 1 unidad de olor por metro cúbico ( 1 uoE/m3).





La unidad de olor (uoE) se define como la cantidad de una sustancia gaseosa o mezcla gaseosa de sustancias que, distribuida en 1 m3 de aire puro inodoro, es distinguida de aire completamente inodoro por la mitad de un panel de observadores. Una vez que se ha determinado el umbral de olor de la sustancia o mezcla de sustancias, se puede calcular la concentración de olor de lamisca, que se define como el número de unidades de olor por metro cúbico (uoE/m3). El valor numérico de la concentración de olor es igual al número de veces que la muestra de aire olorosa debe ser diluida con aire inodoro para alcanzar su umbral de olor. Selección de panelistas Cuando se quiere analizar una muestra mediante el olfatómetro, lo primero que hay que hacer es formar un panel de observadores (panelistas), que no es más que un grupo de personas que han sido seleccionadas como individuos cualificados para ejecutar una medición de olores. El objeto de esta selección de observadores es conseguir que los resultados de las mediciones no dependan del grupo de observadores escogidos y que los resultados obtenidos sean los mismos si realizamos el análisis con otro grupo de observadores diferente que también cumpla los criterios de selección. El panel de observadores de be estar formado al menos por 4 personas y sus miembros deben tener por lo menos 16 años. Para conseguir un panel de observadores se sigue el proceso de selección que se describe a continuación. En primer lugar se instruye a los futuros miembros del panel en el uso del olfatómetro y en cómo deben actuar y comportarse cuando se ejecuta un análisis de una muestra. Para realizar la selección se utiliza un gas de referencia certificado (gas patrón). El gas de referencia en la norma UNE-EN 13725 es el n-butanol con concentraciones en nitrógeno de 60 mmol/mol respectivamente. Por cada aspirante a observador, se determina al menos 10 veces el umbral de olor individual del gas de referencia para dicho aspirante. Por umbral de olor individual se entiende aquella concentración del gas que se encuentra entre la concentración a la cual el observador puede distinguir perfectamente la muestra de aire oloroso de aire inodoro y la concentración a la cual el observador no puede distinguir uno de otro. Para determinar el umbral individual de cada aspirante, el olfatómetro ofrece al mismo muestras diluidas de n-butanol, de manera que la dilución de cada oferta va disminuyendo, o lo que es lo mismo, va aumentando la concentración de las mismas. El aspirante debe elegir de entre los ofrecimientos detectando cualitativamente las distintas concentraciones de n-butanol. El umbral individual de olor se determina hallando la media geométrica de los dos valores: la dilución para la cual el resultado es correcto y el aspirante así lo indicó y, la dilución anterior a ésta última.





A continuación, se determina la media geométrica de los logarítmicos naturales de los 10 umbrales individuales calculados, así como la dispersión de los mismos. De acuerdo a la norma UNE-En 13725, el aspirante a miembro del panel es aceptado si cumple los siguientes criterios de selección:

• El número de pruebas realizadas debe ser al menos 10. • El valor medio de los logaritmos decimales de los 10 umbrales individuales

calculados se encuentra entre los valores 1,30 y 1,90 (entre 20 y 80 ppb de una muestra de n-butanol).

• La desviación típica de los resultados debe ser < 0,36.

Además, cada vez que un miembro del panel realiza un análisis de muestras, antes de dicho análisis se le hace una prueba con n-butanol para determinar que el miembro del panel sigue estando cualificado para realizar el análisis olfatométrico (siguiendo especificaciones de la UNE-EN-13725). Por otra parte, a los miembros del panel se les exige siempre una serie de normas a fin de que no se distorsionen los resultados de las mediciones. Estas normas generales son, básicamente, las siguientes:

- No fumar media hora antes del comienzo de los análisis - No comer o beber (excepto agua) inmediatamente antes o durante la realización de

un análisis olfatométrico. - No utilizar cosméticos, perfumes, etc. que puedan distorsionar su capacidad olfativa - No participar en los análisis si se padecen procesos catarrales o afecciones similares

que puedan afectar a la capacidad olfativa del panelista. - No comunicarse con otros miembros del panel acerca del desarrollo y los resultados

del análisis. - Realizar los análisis con motivación y atención.

Análisis de muestras El análisis de las muestras recogidas ha de hacerse durante las 30 horas siguientes a la recogida de la muestra, para evitar que se produzcan alteraciones en el olor debido al almacenamiento de la misma. En una medición/análisis de olores se ofrecen tres series de presentación de diluciones de una muestra en orden descendente, es decir, se ofrece primero la muestra más diluida aumentando progresivamente la concentración de la muestra a analizar. El número de panelistas que debe realizar el análisis es de 4 personas. A cada presentación de una dilución de la muestra siempre le acompaña un blanco de referencia (reference air), los panelistas deben indicar si huelen o no las muestras diluidas y no marcar como positivo el blanco de referencia. Intercalándose aleatoriamente en una serie de presentación, se ofrecen blancos (muestras





compuestas por aire purificado). Los panelistas no deben identificar estos ofrecimientos como muestras positivas. Una serie de presentación finaliza cuando los cuatro miembros del panel han identificado correctamente al menos los dos últimos ofrecimientos. A partir de aquí se calcula el ITE (individual threshold estimate). El factor de dilución empleado para la dilución de las muestras es de 2. Las series de dilución deben ser distribuidas simétricamente en torno al umbral de olor esperado para cada muestra. A cada miembro del panel se le asigna un número determinado y debe registrarlo antes de empezar cada análisis. Para cada presentación, el programa informático que gobierna el olfatómetro decide si comienza presentando el blanco de referencia o la muestra diluida. El tiempo de decisión para el miembro del panel es de 2,2 segundos. El intervalo que transcurre entre dos presentaciones aun mismo miembro del panel debe ser de al menos 20 segundos. Cada una de las decisiones tomadas por cada miembro del panel es registrada por el ordenador, en forma de tabla, debajo del número correspondiente al miembro del panel en cuestión. Cálculo de concentraciones de olor Recordemos que la concentración de olor de una determinada muestra se define como el número de unidades de olor por metro cúbico (uoE/m3). El valor numérico de la concentración de olor es igual al número de veces que la muestra de aire olorosa debe ser diluida con aire inodoro para alcanzar su umbral de olor. Por tanto, el primer paso a dar a la hora de calcular la concentración de olor es la determinación del umbral de olor de la muestra a partir de los resultados que se han obtenido del análisis de la muestra por parte de los miembros del panel. Para ello se calcula la media geométrica de los ITE (individual threshold estimate). Esto puede ser hecho de manera gráfica o con la ayuda de tablas que contienen pares de valores de ambas funciones y el cálculo subsiguiente de la línea recta que encaja en los valores obtenidos. El programa informático que controla el olfatómetro durante la ejecución del análisis de las muestras por los miembros del panel, está diseñado para recoger y almacenar las respuestas que dan los mimosa las distintas concentraciones de la muestra que se les ofrecen. Además, una vez que ha finalizado el análisis de las muestras, el mismo programa informático se encarga de determinar, en base a las respuestas almacenadas y mediante la aplicación de los algoritmos, el umbral de olor de la muestra. A partir del umbral de olor de la muestra, se halla la concentración de olor determinando el número de diluciones que se han hecho para alcanzar el umbral de olor. Para ello hay que





tener en cuenta las prediluciones que se realizaron a la hora de tomar la muestra y las que ha realizado el olfatómetro para llegar al citado umbral.





FASE III: CÁLCULO DE LAS EMISIONES DE OLOR DE CADA FUENTE La fase anterior finaliza cuando se hallan las concentraciones de olor de las muestras tomadas en cada una de las fuentes, pero el dato que en realidad interesa conocer es la emisión de olor de cada una de las fuentes, es decir, como contribuye cada foco a la emisión total de olores de la planta. Por emisión de olor de una fuente se entiende el número de unidades de olor por unidad de tiempo que dicha fuente emite. Las unidades más comúnmente empleadas para medir emisiones de olores en planchas depuradoras son millones de unidades de olor por hora (uoE·106/h). Para transformar las unidades de olor por metro cúbico que se han obtenido al hallar las concentraciones de olor de cada fuente en unidades de olor emitidas por hora, se siguen distintos métodos dependiendo del método de muestreo utilizado. Fuentes puntuales fijas Las muestras son recogidas mediante la introducción de una sonda en el conducto del cual se quiere medir su emisión de olores. Para calcular la emisión de la fuente basta con multiplicar la concentración de olor hallada en la muestra por el caudal de aire que circula por el conducto. Fuentes puntuales activas (con aireación interna) En este caso se habrá tomado la muestra con la campana. Bastará con multiplicar la concentración de olor de la muestra tomada por el caudal total de aire inyectado en la unidad de la se trate. Fuentes superficiales pasivas (sin aireación interna) En este caso se habrán tomado las muestras con la caja Lindvall. Recordemos que, para ello, se hacía circular una corriente de aire de 1 m/s a través de dicha caja, que tiene una base rectangular de 0,5 m2. Dadas las características del diseño de los equipos que se utilizan en la obtención de muestras, la velocidad de 1 m/s equivale aproximadamente a un caudal de 350 m3/h; pero, no obstante, puede haber variaciones y el caudal real que circula por la cja Lindvall es medio durante la toma de la muestra. Pues bien, para calcular la emisión de olor de la fuente superficial pasiva de que se trate, se debe multiplicar la concentración de la muestra por el caudal medido. Como ésta es la emisión correspondiente a una porción de la superficie de 0,5 m2, para hallar la emisión total de la fuente se multiplica por la superficie total de la fuente.





Para concluir este apartado dedicado a las olfatometrías, a continuación se muestran fotografías en las que se puede observar cómo y dónde se realizan las tomas de muestras en distintos equipos y accesorios.

FIGURA 3.8

TOMA DE MUESTRA CON CAJA LINDVALL EN UN DAF





FIGURA 3.9 TOMA DE MUESTRA CON CAJA LINDVALL EN UN CLARIFICADOR

FIGURA 3.10

TOMA DE MUESTRA CON CAJA LINDVALL EN EL SEPARADOR API





FIGURA 3.11

TOMA DE MUESTRA CON SONDA EN TANQUE

FIGURA 3.12

TOMA DE MUESTRA CON CAJA LINDVALL JUNTO AL SELLO DE UN TANQUE DE TECHO FLOTANTE EXTERNO





FIGURA 3.13

TOMA DE MUESTRA CON CAMPANA EN UN AIREADOR

3. CUANTIFICACIÓN DE...

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