Tratamiento Biologico

Edición y corrección: Dania Relova Fernández

Diseño de interior y cubierta: Frank Herrera

Diagramación: Israel de Jesús Zaldívar Pedroso

© Carlos L. Menéndez Gutiérrez y Jesús García, 2007

Versión impresa

ISBN 978-959-16-07-0339-3

Félix Varela

Versión electrónica

ISBN 978-959-16-0619-8

Editorial Universitaria

III

PRESENTACIÓN

En 1984, los autores, en colaboración con el Dr. Jan Chudoba, del Instituto deTecnología Química de Praga, publicaron el libro Fundamentos Teóricos deAlgunos Procesos para la Purificación de Aguas Residuales, con el propó-sito de que sirviera de apoyo a aquellos profesionales de habla hispana querealizaban su trabajo de doctorado en la República de Checoslovaquia. Dosaños después se publicó la segunda edición de ese título.

Para continuar supliendo las crecientes necesidades de los profesionales deeste campo de trabajo, los autores publicaron en Cuba en 1991, bajo el título deProcesos para el Tratamiento Biológico de Aguas Residuales Industrialesun texto enfocado fundamentalmente, tal como indica su título, en los procesosbiológicos para el tratamiento de aguas residuales. Doce años después se pre-senta esta segunda edición con el mismo propósito.

Como generalmente ocurre, una vez que concluyó la preparación de estanueva edición, es que los autores se consideraron en condiciones de iniciar eltrabajo. Esto es consecuencia de la inconformidad natural que se experimenta,a partir de la convicción de que toda obra humana es perfectible. También estoforma parte de las enseñanzas que nos legó Jan Chudoba.

La justificación que nos anima ahora, como en las ocasiones anteriores,estimulados por los resultados ya logrados, es continuar contribuyendo a la su-peración de los profesionales dedicados a esta esfera de trabajo, con temasactualizados y expuestos de manera más completa que en la primera edición.Otra justificación quizás sea el de siempre haber pensado que el camino porrecorrer era más largo del que en realidad ha sido y que sentimos la necesidadde expresarnos. Ambas justificaciones son igualmente válidas.

Agradecemos a todos los que han colaborado en este nuevo empeño, enespecial a la profesora Julia María Hernández por su apoyo en la preparación delos materiales, y a nuestras familias por la paciencia manifestada una vez más.

Deseamos dedicar esta obra, que es a su vez un nuevo punto de partida a lamemoria de Jan Chudoba, que sigue estando entre nosotros.

a JAN

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

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

IV

LOS AUTORES

Carlos L. Menéndez GutiérrezGraduado de Ingeniero Químico en la Universidad de La Habanay de Especialista en Saneamiento Ambiental en el Centro Nacio-nal de Investigaciones Científicas de Cuba. Obtuvo el título deDoctor en Ciencias Técnicas en el Instituto de Tecnología Quí-mica de Praga. Ha impartido cursos en el tema de tratamiento deaguas residuales en universidades cubanas y latinoamericanas.Miembro del Comité Doctoral del Instituto Tecnológico de Tolu-ca, México, y del Tribunal de Grados Científicos para IngenieríaQuímica de Cuba. Miembro de varias sociedades científicas. Esautor de artículos técnicos.

Jesús M. Pérez OlmoGraduado de Ingeniero Químico en la Universidad de La Habanay Máster en Ingeniería Saneamiento Ambiental. Ha impartidocursos sobre tratamiento de aguas residuales en universidadescubanas. Es Especialista Principal en el tratamiento de aguasresiduales de la Compañía Especializada en Soluciones Integra-les Geográficas y Medio Ambientales (CESIGMA S.A.) y habrindado asesoría en plantas cubanas y de otros países latinoa-mericanos.

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



V

CAPÍTULO 1. Indicadores de la contaminación / 11.1. Introducción / 11.2. Contenido de sólidos / 11.3. Demanda bioquímica de oxígeno (DBO) / 31.4. Demanda teórica de oxígeno (DTO) y demanda química

de oxígeno (DQO) / 111.5. Carbono orgánico total (COT) / 131.6. Nitrógeno / 171.7. Fósforo / 191.8. Características de las aguas residuales / 201.9. Mediciones del caudal / 291.10. Disminución del volumen y fortaleza de los residuales / 35

CAPÍTULO 2. Pretratamiento de aguas residuales / 392.1. Compensación / 392.2. Sedimentación / 53

CAPÍTULO 3. Oxidación biológica nitrificación / 773.1. Principios de la oxidación biológica / 773.2. Metabolismo / 783.3. Biodegradabilidad de las aguas residuales / 823.4. Cinética del crecimiento biológico y remoción de sustrato / 873.5. Nitrificación-desnitrificación / 98

CAPÍTULO 4. Lodo activado / 1194.1. Generalidades / 1194.2. Parámetros básicos / 1234.3. Principales modificaciones tecnológicas / 128

ÍNDICE



VI

4.4. Aplicación de los modelos cinéticos / 1354.5. Factores que inciden en la eficiencia de purificación / 1384.6. Presencia de compuestos orgánicos en el efluente / 1444.7. Producción de biomasa y lodo / 1464.8. Determinación de constantes a escala de laboratorio / 1574.9. Requerimientos nutricionales / 160

CAPÍTULO 5. Transferencia de oxígeno / 1655.1. Introducción / 1655.2. Consideraciones fundamentales de la transferencia

de oxígeno / 1655.3. Requerimiento de oxígeno / 1735.4. Implementos de aereación / 1805.5. Consumo de potencia / 192

CAPÍTULO 6. Filtros percoladores / 1996.1. Introducción / 1996.2. Partes de las que consta un filtro percolador. Mecanismo

de remoción de la DBO / 2016.3. Parámetros básicos del proceso. Definiciones / 2066.4. Clasificación de los filtros percoladores / 2076.5. Recirculación / 2086.6. Factores que inciden en la eficiencia de purificación / 2096.7. Diseño de filtros percoladores / 2146.8. Cálculo de las constantes del modelo de primer orden / 224

CAPÍTULO 7. Lagunas de estabilización / 2357.1. Características generales / 2357.2. Lagunas aerobias / 2357.3. Lagunas anaerobias / 2367.4. Lagunas facultativas / 2367.5. Régimen de flujo en las lagunas / 2407.6. Diseño de lagunas de estabilización / 2417.7. Relación área: volumen para las lagunas / 2477.8. Remoción de patógenos / 248



VII

7.9. Balance hídrico de las lagunas / 2487.10. Criterios para la operación y mantenimiento de las lagunas

de estabilización / 251

CAPÍTULO 8. Digestión anaerobia / 2558.1. Introducción / 2558.2. Mecanismo de la digestión anaerobia / 2568.3. Distintas variantes de los procesos de digestión anaerobia / 2578.4. Factores que controlan el proceso de digestión / 2658.5. Parámetros indicadores del curso de la digestión / 2698.6. Métodos de diseño / 2728.7. Puesta en marcha de los digestores anaerobios / 282

CAPÍTULO 9. Manejo de lodos / 2859.1. Introducción / 2859.2. Contenido de humedad y volumen de los lodos / 2859.3. Lodos primarios y secundarios. Criterios de estimación / 2879.4. Espesamiento por gravedad / 2909.5. Lechos de secado / 2919.6. Volumen de agua producida / 293

ANEXO 1. Volúmenes mínimos de muestras y criteriospara su conservación / 295

ANEXO 2. Distribución normal acumulativa / 296



2

Indicadores de la Contaminación

CAPÍTULO 1INDICADORES DE LA CONTAMINACIÓN

1.1. INTRODUCCIÓN

Generalmente el nivel de contaminación de las aguas residuales nose mide a partir del conocimiento de la concentración de los distintosconstituyentes de un agua residual que pueden ser considerados conta-minantes, sino determinando parámetros globales como son la demandabioquímica de oxígeno (DBO) y la demanda química de oxígeno (DQO)entre otros. En ocasiones, fundamentalmente cuando se trabaja conresiduales industriales, las características de estos son tales que serequiere conocer constituyentes específicos como los metales pesados,tensoactivos, fenoles y otros.

En algunos casos, por ejemplo, para la determinación de trazas de con-taminantes orgánicos en aguas superficiales y para beber, se emplean téc-nicas analíticas especiales a saber la cromatografía y la espectrometría demasas.

1.2. CONTENIDO DE SÓLIDOS

El conocimiento del contenido de sólidos de un agua o agua residual aportavaliosa información sobre sus características, lo cual permite conocer de formageneral su naturaleza y si estas requieren de algún tratamiento en particular quefacilite su remoción o eliminación.

Cuando se habla de sólidos contenidos en un agua residual se está haciendoreferencia a aquello que permanece como residuo después de la evaporación ysecado de la muestra a 103 oC.

Los sólidos en las aguas residuales pueden estar en forma suspendida, coloi-dal y disuelta. Todos ellos a su vez son de naturaleza inorgánica u orgánica. Lafracción orgánica de los sólidos se determina mediante la pérdida por ignición a600 oC.

3


1.3. DEMANDA BIOQUÍMICA DE OXÍGENO (DBO)

La DBO es uno de los parámetros más utilizados en la caracterización delos contaminantes orgánicos. Esta determinación brinda un estimado del oxíge-no disuelto requerido por los microorganismos en la degradación de los com-puestos biodegradables.

El mecanismo presente durante la prueba de laboratorio de la DBO es esen-cialmente biológico y no depende solo del oxígeno presente y utilizado en unmomento dado, sino también de la velocidad a la que este se consume, y portanto, del tiempo. Así, es necesario fijar un tiempo y temperatura de incubaciónestándar, que normalmente es de cinco días, y 20 C como temperatura de refe-rencia.

En muchos casos se necesita conocer la demanda bioquímica de oxíge-no total de un agua residual (DBO última). En tal sentido se requiere deter-minar previamente la velocidad a la cual ocurre la reacción en toda suextensión.

La variación en el tiempo de la demanda bioquímica de oxígeno de unagua residual sigue una cinética de primer orden, según se observa en la figu-ra 1.2.

La determinación de la DBO implica conocer el oxígeno consumido porlas bacterias en un intervalo de tiempo, ya que existe una relación cuantita-tiva entre el oxígeno consumido y la concentración del material orgánico quese transforma en dióxido de carbono y amoníaco. Esta relación puede serrepresentada por la siguiente ecuación generalizada:

3NH2H23

22CO2O43

24NOHC cOc

anc

bancban (1.1)

La diferencia en el contenido de oxígeno al inicio y al final del análisis,por litro de muestra utilizada constituye la DBO de la muestra expresada enmg de O2 L .

Lógicamente la velocidad y extensión a la cual ocurre esta degradacióndepende de la temperatura y del tiempo, de ahí que se ha aceptado paraestos dos parámetros 20 oC y cinco días respectivamente, tal como ya fueexpresado.

4

Menéndez Gutiérrez, C. y J. Pérez Olmo

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

1.3.1. Cinética de la DBOLos estudios cinéticos sobre la DBO han indicado que para propósitos

prácticos esta puede ser considerada, con un buen grado de aproximación,como una reacción de primer orden, lo cual se expresa matemáticamentemediante la ecuación:

tt Lk

dtdL

(1.2)

donde:Lt: DBO remanente, mg L .t: tiempo, días.k´: constante de velocidad, día .

Como toda constante de velocidad de reacción, k es función de la tempera-tura. Aunque el análisis típico o estándar se realiza a 20 oC el valor de k puedecalcularse a otra temperatura mediante la relación:

2020

Tt kk (1.3)

en la que = 1,056

La integración de la ecuación 1.2 conduce a:

tko

tk-ot LeLL 10 (1.4)

5


donde:Lo: DBO última o total de la muestra, mg L .k: k´/2,3

Tal como se aprecia en la ecuación anterior, el conocimiento de la DBOremanente de la muestra en un instante dado exige conocer Lo y k. La determi-nación de Lt no es lo más común en el trabajo rutinario. Generalmente lo quemás interesa conocer es aquella parte de la demanda bioquímica de oxígeno quese ha satisfecho en un intervalo de tiempo y a una temperatura dada. Así, si Loes la demanda total o última de un agua residual, y Lt es la demanda remanenteen un instante t dado, la demanda satisfecha o ya ejercida (Y) será:

tkotto LDBOLLY 101 (1.5)

Para el caso del análisis realizado a 200 C y cinco días:

ko,do LDBOLLY 5

C2055 101 (1.6)

Estas expresiones describen los lugares geométricos representados en lafigura 1.3.

Fig. 1.3. Relación entre Lo y Lt.

Como ya fue expresado, es la DBO ejercida la que se determinanormalmente en el periodo de incubación de cinco días y a la temperatura dereferencia de 20 oC. El conocimiento de la DBO total (Lo), se requiere solamenteen casos específicos y conlleva un tratamiento matemático especial de losdatos experimentales.

Para que la muestra de agua residual sea analizada exitosamente es nece-sario que contenga una determinada población microbiana o en su defecto esta

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sea suministrada, a fin de que la materia orgánica pueda ser degradada y tengalugar consumo de oxígeno.

Este aspecto reviste una gran importancia porque puede ocurrir que el aguaresidual objeto de análisis contenga bacterias del género Nitrosomonas yNitrobacter, las cuales no degradan la materia orgánica, sino que oxidan dife-rentes formas del nitrógeno con el consiguiente consumo de oxígeno (fenómenoeste denominado nitrificación), y por lo que se falsean los resultados. En lassiguientes ecuaciones se muestra la estequiometría del proceso de nitrificación.

322

2223

2NOO2NO

2HO2H2NO3O2NH

Siendo la reacción total:

O2H2H2NO4O2NH 2323 (1.7)

En aquellos casos en que se analizan efluentes de plantas de tratamientoque utilizan filtros percoladores o lodos activados están presentes las bacteriasnitrificantes, por lo que al realizar el análisis de la DBO se debe añadir algunasustancia que las inhiba. El compuesto más comúnmente empleado para inhibirel crecimiento de organismos nitrificantes es el alilthiourea (ATU).

Cuando estos tipos de bacterias están presentes, la curva de la DBO puedemostrar un comportamiento similar al representado en la figura 1.4.

Fig. 1.4. Efecto de la nitrificación sobre la DBO.

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

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1.3.2. Influencia de la constante de velocidaden la determinación de la DBO

La constante de velocidad desempeña un rol importante en la fracción de laDBO que puede ser estimada en un periodo de cinco días. Cuanto mayor sea elvalor de esta constante, mayor será el valor de la DBO determinada.

Esta influencia se puede apreciar en la figura 1.5 donde a manera de ejem-plo se han considerado cuatro valores de k.

Fig. 1.5. Influencia de k sobre la DBO.

En la figura 1.5 puede apreciarse cómo para el mismo tiempo, por ejemplocinco días, la DBO será distinta en función del valor de la constante de velocidad k.

La variación que puede experimentar la constante k ha sido motivo de am-plias discusiones, pero se pueden considerar como las principales causas:

La naturaleza de la materia orgánica.La habilidad de los microorganismos para utilizar esa materia orgánica.

Así por ejemplo, se puede señalar que en general la parte soluble es degra-dada más rápidamente que aquella que se presenta en forma coloidal o en sus-pensión.

Otro aspecto de importancia en la determinación de la DBO es la concen-tración de microorganismos que aporte el inóculo, ya que de ser muy baja, laDBO ejercida en el tiempo también será baja debido a que las bacterias tardanun tiempo apreciable en multiplicarse como para ejercer una oxidación notable.Este fenómeno se destaca en la figura 1.6. En el caso mostrado por la curva A,la concentración de microorganismos es tres órdenes de magnitud mayor que enB. Esta es la razón por la cual este es un aspecto que debe ser tenido en cuentaen el momento de realizar el análisis de la DBO. En el caso de efluentes deplantas de tratamiento o residual humano este aporte está garantizado de por sí,pudiendo no ocurrir lo mismo cuando la muestra tiene otra procedencia.

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Fig. 1.6. Efecto de la concentración del inóculo sobre la DBO.

Otro factor no menos importante en la determinación de la DBO es el gradode aclimatación de las bacterias utilizadas en el curso del análisis para el sustratoen particular que presenta la muestra. Por supuesto este fenómeno se presentacuando la muestra no contiene microorganismos y resulta necesario inocularlos.

En la figura 1.7 se muestra el caso de un inóculo no adaptado al sustrato deinterés. De ahí que se presente retraso en la DBO ejercida en la etapa inicial.Por el contrario, en el ejemplo representado en la figura 1.8, se ilustra una situa-ción en la que el inóculo está perfectamente adaptado al sustrato y no se pre-senta la fase inicial de retraso.

Fig. 1.7. Efecto de la aclimatación del inóculo sobre la DBO.

Se puede apreciar que las curvas que aparecen en las figuras 1.6, 1.7 y 1.8presentan una tendencia que no se corresponde exactamente con lo que prediceuna cinética de primer orden (figura 1.4), ya que las primeras presentan unameseta más o menos acentuada y que pudiera ser falsamente interpretado como

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

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

Fig. 1.8. Efecto sobre la DBO de un inóculo adaptado.

Se ha comprobado que mientras menor sea la constante de autooxidaciónde la biomasa, la meseta será más acentuada. Por otra parte, mientras sean losvalores mayores de esta constante la meseta tiende a no aparecer.

Otro aspecto importante relacionado con la DBO está en el hecho de quepor mucho tiempo se pensó que después de un largo periodo de incubación (porejemplo, 20 días) la DBO determinada era la DBO última o total de la muestra(Lo), y que al mismo tiempo era igual a la DQO teórica, cuando en realidadexiste discrepancia entre el valor determinado y la demanda teórica de oxígeno.El siguiente ejemplo pondrá en evidencia esta discrepancia.

La oxidación de la glucosa a dióxido de carbono y agua requiere de 192 g deoxígeno por mole de glucosa (180 g/mol) ó 1,065 mg de oxígeno por miligramode glucosa según la estequiometría de la ecuación 1.8:

OH6CO606OHC 2226126 (1.8)

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

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de incubación de 20 días ha reportado valores de Lo en el intervalo de 250 a285 mg L . De aquí resulta evidente que no toda la glucosa ha sido oxidada adióxido de carbono y agua, interpretándose en los siguientes términos este fenó-meno: en el curso de la degradación de la glucosa las bacterias obtienen energíapara su crecimiento y reproducción, lo cual implica que parte de la materiaorgánica es convertida en tejido celular, por lo que no experimenta oxidacióncompleta, hasta que ocurre la respiración endógena. Cuando las bacterias mue-ren este tejido celular se convierte en alimento de otras y prosigue la conversiónde la materia orgánica en dióxido de carbono y agua. Una parte de las bacteriasvivas y muertas sirven de alimento a los protozoos y continúa la degradación dela materia orgánica.

Fig. 1.9. Secuencia de degradación de los compuestos orgánicos.

En cada una de las etapas por las que transcurre la oxidación de la materiaorgánica se producen desechos del metabolismo que resultan resistentes a ladegradación biológica y que pueden explicar la discrepancia entre la demandateórica y práctica. En el diagrama de la figura 1.9 se ilustra esta secuencia defenómenos.

1.3.3. Cálculo de la constante de oxigenaciónA partir de la importancia que existe, a la hora de caracterizar un agua

residual, del conocimiento de la relación entre la DBO cinco días, DBO última yla constante de velocidad, k, han sido propuestos muchos métodos para el

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cálculo de k.1, 3 A continuación se presenta uno que, aunque no muy exacto, essencillo y permite tener una idea del valor de esa constante antes de pasar a unadeterminación más exacta, pero también más laboriosa.

El método de Rhame para determinar k, o método de los dos puntos deRhame,4 se basa en la relación entre los valores de la DBO para dos tiemposdados. El segundo tiempo es el doble del primero. Con el método de Rhamepueden calcularse la DBO última y la constante de de-oxigenación:

ZXX

L2

2

(1.9)

y XZX

tTk log

1(1.10)

donde:L: DBO última.X: DBO en el tiempo t.Z: DBO en el tiempo T = 2t.

Según Rhame, para t = 10 días, los valores de L y k que se obtienen soncomparables a los que se estiman cuando se usan otros métodos.

En la tabla 1.1 se comparan los valores de la DBO última y la constante dede-oxigenación para residuales teneros, calculados por diferentes métodos.

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

1.4. DEMANDA TEÓRICA DE OXÍGENO (DTO)Y DEMANDA QUÍMICA DE OXÍGENO (DQO)

Cualquier compuesto orgánico teóricamente puede ser oxidado hasta la ob-

tención final de productos estables como H2O , CO2 , NH3 y 24SO . La cantidad

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

OH2

COO24

OHC 222y

xzy

xzyx (1.11)

MM24

DTOzyx

(1.12)

donde:MM: Masa molecular del compuesto.Para compuestos que contienen N en su estructura, la ecuación para la

demanda teórica de oxígeno es:

32

22

NHOH23

COO24

3NOHC

ppy

xzpy

xpzyx

(1.13)

MM8234

DTOzpyx

(1.14)

Si además el azufre participa en su composición,

42322

2

SOHNHOH23

CO

O2

24

23SNOHC

qppy

x

zq

qpyxqpzyX

(1.15)

8MM

2364DTO

zpqyx(1.16)

La demanda química de oxígeno brinda una medida más real de la cantidadde oxígeno requerida para la oxidación de los compuestos orgánicos a CO yH2O, de acuerdo con las ecuaciones 1.11, 1.13 y 1.15, cuando se utiliza unoxidante fuerte.

2

13


El mejor método para determinar la DQO es aquel que arroja valores igua-les o cercanos a la DTO. Actualmente este método es el estándar del dicromato.Este método utiliza una solución de dicromato de potasio cuya concentraciónmolar de equivalente es 0,25, en 50 % de ácido sulfúrico. Bajo estas condicio-nes, con sulfato de plata como catalizador, la mayoría de los compuestos sonoxidados entre 90 y 100 %.6

No obstante, algunos compuestos no son oxidados o lo son solo parcialmen-te cuando se utiliza el método estándar con dos horas de reflujo. Esto se hacomprobado en algunas bases fuertes nitrogenadas como las metilaminas,etilaminas, piridinas y sus derivados (tabla 1.2).

Tabla 1.2. Algunos compuestos parcialmente oxidables por el dicromatoen medio ácido

Otras bases heterocíclicas nitrogenadas como la quinolina, pirol, pirolidina,indol, inidiazol, purina y pirimidina, son oxidadas fácil y completamente. Sin em-bargo, en los compuestos heterocíclicos que contienen dos o más átomos denitrógeno en la molécula, solamente una parte de ellos se desprende como amo-níaco y el resto como nitrógeno.7

El azufre de los compuestos orgánicos es oxidado a sulfato. La excepciónestá constituida por el grupo CH3

Durante la prueba de la DQO se determinan tanto los compuestosdegradables como los no degradables biológicamente. También se incluyen aque-llos compuestos inorgánicos reductores que pueden ser oxidados por el dicromatoen medio ácido, como es el caso común del anión cloruro.

1.5. CARBONO ORGÁNICO TOTAL (COT)

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

Compuesto Oxidación%

Compuesto Oxidación%

MetilaminaDimetilaminaTrimetilaminaPiridinametil piridina3 metil piridina

3,71,95,24,4

30,027,8

EtilaminaDietilaminaTrietilamina2,4 dimetilpiridina

2,4,6 trimetilpiridina

36,127,837,458,0

85,2

5

14


glucosa y el ácido caproico poseen en su molécula el mismo número de átomosde carbono, no obstante la demanda teórica de oxígeno (DTO) de ambos com-puestos es diferente:

12226126 gg1,07DTOO6H6CO6OOHC (1.14)

12222126 gg2,21DTOO6H6CO8OOHC (1.15)

En el primer caso se requieren 2,66 g de oxígeno para la oxidación de 1 g decarbono. En el segundo caso cada gramo de carbono necesita 3,55 g de oxígenopara la oxidación total.

En el orden teórico existe una relación entre la DTO y DQO, así como entrela DTO y el COT.1 Por tanto, existe también una relación entre la DQO y elCOT. En el mismo plano teórico cabe suponer que la relación DTO/COT varíaentre los límites de cero, cuando los compuestos orgánicos no son oxidables porel dicromato, hasta 5,33, que es la relación para el metano según la ecuación:

OH2COO2CH 2224 (1.16)

En la tabla 1.3 se representa esta relación para algunos compuestos orgáni-cos comunes.

Tabla 1.3. Relación DTO/COT de algunos compuestos8

Compuesto Relación DTO / COTÁcido acéticoGlucosaSacarosaPiridinaBencenoEtilaminaMetano

2,672,672,673,333,334,005,33

El valor límite de 5,33 para la relación DTO/COT es también válido paramezclas de compuestos, aunque en la medida que aumenta en complejidad lacomposición del residual, la DTO va perdiendo su interés práctico y la relaciónDTO/COT llega a ser inoperante.

Para las aguas residuales, constituidas por mezclas de sustancias cuya com-posición no siempre se conoce y de concentración variable, la DTO tiene esca-so valor práctico. De ahí la importancia de la DQO y la DBO como parámetrosindicadores de la contaminación en unidades de oxígeno.

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En la práctica la relación DQO/DTO es muy variable debido a que, como yase dijo, hay muchos compuestos orgánicos que no son fácilmente oxidados porel dicromato. La relación puede ser tan alta como 1 (para el etanol, ácido oxálicoy ácido benzoico)9 y tan baja como 0,02 para la piridina.8 Por tanto, las relacio-nes DTO/COT que aparecen en la tabla 1.3 para compuestos puros, no sonigualmente válidas para DQO/COT.

Hay una correspondencia entre las relaciones anteriores y el número deoxidación promedio (NOP) del carbono (figura 1.10).

Este puede calcularse por la ecuación:

C

O224NOPnn

(1.17)

donde:

2On : Número de átomos de oxígeno necesarios para la oxidación completade un compuesto dado en CO2 , H2O, NH3 y H2SO4.

nC: Número de átomos de carbono en el compuesto dado.

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

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Cuando se aplica la ecuación 1.17 a las moléculas de glucosa, formaldehídoy ácido acético, puede llegarse a la conclusión que en esos compuestos el car-bono tiene el NOP igual a cero.

El carbono en todas las aminas alifáticas y alcoholes tiene el NOP igual

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

orgCDTO

24NOP (1.18)

Para aguas residuales la ecuación 1.18 se modifica:

12/C16/DQO

24NOPorg

orgCDQO

23

4NOP (1.19)

en la que tanto la DQO como la concentración de carbono orgánico seexpresan en mg L .

En el mismo plano teórico puede afirmarse que cuando el NOP delsustrato es menor que cero se hace necesario suministrar oxígeno para lasíntesis celular:

OH18NOHC6O10NH6OHC5 2275232126 nnnn n (1.20)

Para sustratos cuyo NOP es mayor que cero, el contenido de oxígeno en sumolécula es tal que no requiere un suministro adicional del mismo para queocurra la síntesis celular:

222753786 O7,5OH8NOHC6NH6OHC5 nnnn n (1.21)

Como se aprecia de la ecuación 1.21 aún queda una cierta fracción deloxígeno que puede ser utilizado para la oxidación.

Debe destacarse que cuando la biomasa es considerada como sustrato, suNOP es igual a cero:

3222275 NHOH2CO5O5NOHC nnnnn (1.22)

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1.6. NITRÓGENO

El nitrógeno en las aguas residuales se puede presentar principalmente enforma orgánica, formando parte de proteínas, y en forma amoniacal. El nitrito(NO2 ) y los nitratos (NO3 ) rara vez aparecen en las aguas residuales crudas,y cuando existen, se trata fundamentalmente de aguas residuales industriales.

El conocimiento del contenido de nitrógeno en sus variadas formas re-sulta de gran interés. Así por ejemplo, cuando un agua destinada a consumohumano presenta nitrógeno orgánico, o nitrógeno amoniacal, es indicio decontaminación fecal reciente, lo cual es un alerta sobre su peligrosidad. Laurea contenida en la orina del hombre y animales, se descompone aportandonitrógeno amoniacal según muestra la siguiente ecuación:

32242 2NHCO OH HCON (1.23)

Así mismo, las heces fecales de animales contienen cantidades apreciablesde proteínas las cuales son convertidas en nitrógeno amoniacal por las bacteriassegún:

3NHBacteriasorgánicoNitrógeno (1.24)

El nitrógeno amoniacal puede ser posteriormente convertido en iones nitritopor las bacterias Nitrosomonas:

O2H2H2NO3O2NH 22bacterias

2(g)3 (1.25)

La presencia de iones nitrito en un agua destinada al consumo humanopuede ser considerada también como indicativo de contaminación fecal.

Esta secuencia de reacciones no termina sino en los iones nitrato, queconstituyen la forma más oxidada del nitrógeno. Esto ocurre cuando los ionesnitrito son oxidados por las Nitrobacter según:

3bacterias

22 2NOO2NO (1.26)

La secuencia de la nitrificación se puede mostrar gráficamente, tal comoindica la figura 1.11.

La presencia de diferentes formas del nitrógeno tiene otra connotación cuandose trata de aguas residuales. En este caso es importante conocer el contenidode nitrógeno por ejemplo cuando se requiere diseñar un sistema de tratamientobiológico donde se debe cumplir que el contenido de nitrógeno guarde relacióndefinida con la DBO y el fósforo, para que el proceso de depuración transcurrade manera adecuada.

18


Fig. 1.11. Transformación de diferentes formas del nitrógeno.

Por otra parte el contenido de nitrógeno y las diferentes formas en que sepuede presentar a lo largo del sistema de tratamiento aporta criterio sobre algu-nos de los fenómenos que pueden ocurrir.

En la tabla 1.4 se resume el impacto de diferentes formas del nitrógeno.

Tabla 1.4. Impactos causados por diferentes especies del nitrógeno

Forma del Nitrógeno

Impacto

N-NH3 La oxidación del nitrógeno amoniacal en un curso receptor produce disminución del oxígeno disuelto.El nitrógeno amoniacal no ionizado puede causar toxicidad en varios organismos acuáticos.

N-NO3 El nitrógeno en forma de nitrato en aguas potables puede causar metahemoglo-binemia en niños pequeños.

Nitrógeno total El nitrógeno como nutriente es causa de un crecimiento excesivo de organismos acuáticos que consumen oxígeno durante la noche y excretan sustancias que causanolor y sabor.

19


1.7. FÓSFORO

El conocimiento del contenido de fósforo de las aguas residuales revisteinterés, pues este elemento constituye un factor imprescindible para la vidade los organismos acuáticos al entrar a formar parte de su estructura.

La presencia de compuestos de fósforo en cursos receptores induce elcrecimiento de algas. Estas afectan de forma notable la calidad de las aguasya que pueden ser el origen de toda una secuencia de fenómenos, dado queeste elemento es el limitante para el desarrollo de estas formas de vida. Laluz y los compuestos de nitrógeno (los cuales son los otros elementos im-prescindibles) son generalmente abundantes.

El deterioro de la calidad del agua debido a la aparición de color o sabordesagradables no es el único problema que se genera como consecuencia dela presencia del fósforo en un cuerpo de agua, sino que se produce otro nomenos grave y es que al morir las algas, estas ocasionan una contaminaciónde carácter orgánico en el agua.

Por todo lo anterior es importante disponer de datos sobre la concentra-ción de fósforo que se vierte a los cuerpos receptores, provenientes funda-mentalmente de las aguas residuales industriales y domésticas.

Las aguas residuales de origen doméstico son relativamente ricas enfósforo. Antes del desarrollo de los detergentes sintéticos, el contenidode fósforo usualmente estaba en el intervalo de 2 a 5 mgL y las formasorgánicas variaban de 0,5 a 1,0 mgL . Esta contribución humana se debe ala ruptura de las proteínas con la consiguiente eliminación del fósforo en laorina. En la actualidad muchos detergentes sintéticos contienen grandescantidades de poli fosfatos, pudiendo contener hasta 10 % en su composi-ción. La sustitución del jabón por estos productos ha incrementado notable-mente el contenido de este elemento en las aguas residuales.

20


1.7.1. Diferentes compuestos de fósforo presentes en las aguasresiduales

En las aguas residuales se pueden encontrar compuestos de fósforo tales como:

Tabla 1.5. Diferentes compuestos de fósforo

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

1.8. CARACTERÍSTICAS DE LAS AGUAS RESIDUALES1.8.1. Aguas residuales municipales

Están constituidas por materia orgánica en forma suspendida, coloidal ydisuelta. La carga contaminante de estas aguas puede ser expresada enfunción de la contribución per cápita.

La DBO, contenido de sólidos y el gasto de agua per cápita que normalmen-te se reporta en la literatura varía de un país a otro, de una zona o región a otrae incluso con el tiempo en una misma localización. Esto está, por supuesto, enfunción de los hábitos alimentarios, de las costumbres y condiciones higiénico-sanitarias de la población.

Los valores típicos de la contribución per cápita diaria a los residuales muni-cipales son 0,5 m3 hab , 104 g hab de DBO y un contenido de sólidos suspen-didos de 90,7 g hab .10 Estudios parciales realizados en Cuba arrojan valoresde 30 g hab para la DBO y de 24 g hab para los sólidos suspendidos.11

Como referencia, la composición promedio de un agua residual munici-pal se muestra en la tabla 1.6. La incorporación de residuales industrialespueden modificar sustancialmente los valores de estas concentraciones.12

Nombre FórmulaOrtofosfatosFosfato trisódico Na3PO4

Fosfato disódico Na2HPO4

Fosfato monosódico NaH2PO4

Fosfato diamónico (NH4)HPO4

PolifosfatosHexametafosfato de sodio Na3(PO3)6

Tripolifosfato de sodio Na5P3O10

Pirofosfato tetrasódico Na4P2O7

21


Tabla 1.6. Características promedio de un residual municipal

1.8.2. Características de los residuales industriales líquidos(RIL)

Para tener un conocimiento real de las características de un agua resi-dual no basta con conocer la magnitud, en términos de concentración, de losparámetros indicadores seleccionados. Si bien el conocimiento de las con-centraciones puede ser útil en determinadas circunstancias, una mayor in-formación se obtiene del conocimiento del flujo másico (kgd ).

Así, por ejemplo, suponiendo dos residuales con las siguientes caracte-rísticas:

Residual A: DBO5 = 500 mgL Flujo = 200 m3d .Residual B: DBO5 = 250 mgL Flujo = 600 m3d

Pudiera pensarse que el residual A es más contaminante que el B debido aque tiene mayor concentración de DBO. Obviamente el residual A presenta unaDBO superior al B, sin embargo el valor de su flujo o gasto es menor. El produc-to de la concentración por el flujo da el valor del flujo másico. De esta manera,para el ejemplo anterior se tiene que:

Flujo másico de A = 100 kgdFlujo másico de B = 150 kgd

Este simple ejemplo pone de manifiesto que el conocimiento de la concen-tración de un parámetro solamente no es suficiente para tener una idea real delpoder contaminante de un agua residual.

Lo anterior destaca la importancia de conocer, con el mayor grado de certe-za posible, el flujo de agua residual que como promedio se genera. Por lo que sedebe utilizar un procedimiento de muestreo que responda en el mayor grado

Propiedad Máximo Promedio MínimopH 7,5 7,2 6,8Sólidos totales (mg L-1) 640 453 322Sólidos totales volátiles (mg L-1) 503 340 225Sólidos suspendidos (mg L-1) 258 145 83Sólidos suspendidos volátiles (mg L-1)

208 120 62

DQO (mg L-1) 436 288 159DBO (mg L-1

) 276 158 75Cloruros (mg L-1) 45 35 25

22


posible a la realidad. Es decir, las determinaciones que se realicen deben serrepresentativas, para lo cual estas deben ser proporcionales al flujo.

Para llegar a disponer de muestras integradas o compuestas, se requiereque cada una de las tomas puntuales que constituirán la compuesta, sea obteni-da teniendo en cuenta tanto el flujo promedio de agua residual como el existenteen el instante en que se toma la muestra. El flujo promedio debe ser calculadopreviamente.

Algunas de las características químicas de las aguas residuales municipalesreportadas por Walter13 aparecen resumidas en la tabla 1.7.

Para estimar el volumen de muestra a extraer en cada momento, puedeutilizarse la expresión:

iT

=i QNQ

VV (1.27)

donde:Vi: volumen de muestra a tomar en un instante (L).VT: volumen total de muestra a recolectar (L).N: número de muestras que se van a tomar.Q : flujo promedio determinado previamente (Lh ).Qi: flujo puntual en el instante de la toma de muestra (Lh ).

En la aplicación de este procedimiento es recomendable que durante el pe-riodo de muestreo se tomen volúmenes de muestras, se conserven en frío y semida el flujo puntual en el instante de tomar cada muestra.

Tabla 1.7. Características químicas de las aguas residuales municipales

Constituyentes Tipo ConcentraciónÁcidos volátiles Fórmico, acético,

propiónico, butírico y valérico

(8,5-20) mg L-1

Ácidos solubles no volátiles

Láctico, glicólico, cítrico y benzoico

(0,1-1,0) mg L-1

Ácidos grasos superiores

Palmítico, esteárico y oleico

60 % del contenidode ácidos grasos

Proteínas y aminoácidos

Al menos veinte tipos

(45-50 %) del nitrógeno total

Carbohidratos Glucosa, lactosa, sacarosa

23


La caracterización de un agua residual reviste dos objetivos muy impor-tantes:

1. Inmediato. El conocimiento de las características del agua residual per-mite conocer su poder contaminante y decidir si el residualdebe ser sometido a tratamiento o no.

2. Mediato. Cuando las características del agua residual son tales quees obligado su tratamiento, los datos que aporta la caracte-rización son una parte imprescindible para el diseño de lainstalación de tratamiento.

En el curso de un proceso de caracterización se debe tener la miradapuesta en la posibilidad de estudiar separadamente las diferentes corrientesde residuales que pueden existir a fin de valorar su posible segregación,pues dependiendo de sus características pueden requerir de tratamientosdiferentes, por lo que no es aconsejable su mezcla. Esta óptica está, porsupuesto, condicionada en buena medida al estudio o conocimiento previodel problema.

Para el caso particular de los residuales industriales líquidos (RIL), unprocedimiento para conocer el balance material y de flujo de todos los pro-cesos de la industria que utilizan agua y producen residuales, así como de laindustria en su conjunto, puede resultar imprescindible.

El resultado de la caracterización debe brindar información acerca de lafortaleza contaminante de cada corriente, así como de las alternativas detratamiento y de su reuso.

El procedimiento general recomendado para obtener la información ne-cesaria para la caracterización con un mínimo de esfuerzo, y que al mismotiempo sea confiable, puede resumirse en cuatro etapas:

obtener el diagrama de flujo de los residuales,elaborar el esquema de muestreo y análisis,efectuar el balance de flujo y materiales,reportar la variación estadística de los parámetros más significativosde la caracterización.

1.8.2.1. Diagrama de flujo de los residualesEste diagrama se construye a través de la inspección de todas las operacio-

nes del proceso y con la consulta del ingeniero de la planta. El diagrama debeindicar los posibles puntos de muestreo y el orden de magnitud del flujo de lacorriente de aguas residuales.

24


1.8.2.2. Elaboración del esquema de muestreo y análisisEl muestreo óptimo es el continuo, con volúmenes que son una fracción del

flujo promedio. Sin embargo, esto pocas veces es factible.Otra posibilidad es la de las muestras integradas o compuestas con una

frecuencia de muestreo que se establece de acuerdo con el proceso que senecesita caracterizar. El periodo de la composición de la muestra y la frecuen-cia de muestreo se establece de acuerdo con la naturaleza del proceso cuyaagua residual se estudia. Algunos procesos en operación continua puedenmuestrearse cada hora e integrarse por periodos de 8, 12 y hasta de 24 h. Aque-llos procesos en los que hay mucha variación deben integrarse en periodos deuna o dos horas. A los procesos a templa se les toma muestras en el periodo devaciado.

Los análisis a realizar dependen de las características del parámetro que seestá midiendo. Por ejemplo, el pH debe medirse puntualmente, ya que es posibleen muchos casos que la integración resulte en una neutralización de elementosácidos y básicos perdiéndose durante la integración una información valiosa. Lacarga de DBO puede requerir integración de las muestras durante 8 h cuandose pretende diseñar tratamientos de tiempos de retención cortos, aunque mues-tras integradas durante 24 h resultan suficientes para tratamientos de variosdías de retención como el de las lagunas.

Cuando se miden constituyentes como nitrógeno y fósforo para determinarsi hay necesidad o no de adición de nutrientes en tratamientos biológicos, sonsuficientes muestras integradas de 24 h, ya que los sistemas biológicos tienenalta capacidad de amortiguamiento. Si se conoce la presencia de sustanciastóxicas en el agua residual, estas deben ser muestreadas continuamente.

Un aspecto importante en este punto, al que ya se hizo referencia, es el de lamedición del flujo.

1.8.2.3. Balance de flujo y materialesDespués de realizados el muestreo y los análisis, debe efectuarse el balance

de flujo y materiales tomando en consideración todas las fuentes de contamina-ción que sean significativas. En la medida en que el balance coincida con elefluente total, se confirmará el cuidado con el que se realizó la caracterización.

1.8.2.4. Variación estadística de los parámetrosEsta información se obtiene de diversas formas, una de ellas consiste en

graficar en papel de probabilidades la frecuencia de ocurrencia.

25


La data de la caracterización de los RIL generalmente es muy variable ysusceptible de análisis estadístico. La información puede ser reportada en tér-minos de frecuencia de ocurrencia de una propiedad en particular, que es elvalor que se espera que tenga esa propiedad o lo exceda 10, 50 y 90 % deltiempo. Los valores obtenidos en la caracterización se ordenan en orden cre-ciente de magnitud. Por ejemplo, si se trata de la DBO,

donde:n: Número total de valores de DBO.m: Número consecutivo y en orden creciente asignado a cada uno de los

valores de DBO, desde uno hasta n.

1nm

: posición de cada valor en la tabla y que es equivalente al porcentajede ocurrencia.

Tabla 1.8. Porcentaje de ocurrencia

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

_sX , se tiene que:

2915184

1,,

nXX

s (1.28)

Para el ejemplo anterior:DBO promedio = 347,8 mg L

m DBO(mg L-1) 1n

m Ocurrencia (%)

1 175 0,1 102 225 0,2 203 285 0,3 304 340 0,4 405 350 0,5 506 375 0,6 607 405 0,7 708 460 0,8 809 515 0,9 90

26


1102

2304501ns

s: desviación estándar.

Fig. 1.12. Porcentaje del tiempo que la DBO será igual o menor al valorindicado.

Cuando el número de observaciones es muy grande (de cincuenta a cien) serecomienda agrupar la data por incrementos. Estos incrementos pueden tomar-se de 50 mg L .

Ejemplo 4.1

Suponga una data que tiene noventa y seis observaciones agrupadas porintervalos de 50 mg L .

donde:n: Número total de muestrasm: Número de muestras en el intervalo analizado y los anteriores

1001n

m: posición al graficar..

27


Tabla 1.9. Intervalos y números de muestras

Las mediciones del caudal de aguas residuales durante el estudio puedenllevarse a cabo por diversos métodos, en dependencia de la accesibilidad dellugar. Estos pueden ser, entre otros:

1. Instalación de vertederos, se usa en canales o conductoras abiertos.2. Cubo o cubetas y cronómetro: aplicable cuando hay bajo caudal.3. Medición de la duración del bombeo: hay que hacer uso de la curva carac-

terística de la bomba.4. Uso de medidores de flujo de paleta.

1.8.3. Empleo de índices en la caracterizaciónTomando en cuenta que los procedimientos de caracterización son gene-

ralmente complejos y exigen de importantes recursos de tiempo y de tipofinanciero, la utilización de indicadores o índices de producción y consumose presenta como un importante enfoque a considerar, dentro de los proce-dimientos utilizados para determinar, al menos aproximadamente, los nivelesde carga contaminante que son generados por las diferentes actividades deproducción y servicios.

Los índices de producción constituyen un instrumento que permite determi-nar la efectividad de medidas y programas orientados a la disminución de lacontaminación, facilitando la identificación y establecimiento de prioridades degestión, con arreglo a la evaluación cuantitativa de las tendencias que se mani-fiestan en la calidad del medio.

En este sentido, es importante indicar que esta herramienta de trabajono sustituye ni exime, la necesidad de realizar investigaciones más com-pletas.

Intervalo Muestraen el intervalo

m Posiciónen el gráfico

200 - 249 5 5 5,2250 - 299 4 9 9,3300 -349 6 15 15,5. . . .. . . .. . . . 1150 1 199 4 96 99,0

28


Tabla 1.10. Indicadores de carga contaminante de algunos procesos

PVS: Peso vivo sacrificado.Fuente: Evaluación rápida de fuentes de contaminación de aire, agua y suelo, OMS, México, 1988.

El indicador de carga contaminante o índice es la relación entre el nivelde producción y la carga contaminante que se genera en esa actividad. Elíndice define una cantidad de sustancia determinada que se obtiene en laactividad productiva en un tiempo considerado, refiriendo a él la contamina-ción generada durante el proceso de obtención.

Los índices han de ser el resultado de experiencias anteriores, sean pro-pias u obtenidas de la literatura.

En la tabla 1.10 se presentan ejemplos de los índices de producción refe-ridos a la contaminación que generan.

De igual manera puede ser de importancia el índice de consumo de agua.Ejemplos de este tipo de índice se reflejan en la tabla 1.11.

Proceso Unidad DBO(kg/u)

DQO(kg/u)

Sólidossuspendidos

(kg/u)Instalaciones de cría de reses 250 - 1716

Instalaciones de cría de pollos 1,4 - 14,6

Granjas lecheras

cabezas

539 - -Mataderos 6,4 - 5,2Sin recuperar sangre 11 - -

Sin recuperar panza se agrega

PVS

4,7 - -

Proceso de aves de corral 1000 aves 11,9 22.4 12,7

Enlatado de frutas y verduras 12,5 - 4,3

Refinación de aceite vegetal

t de producción 12,9 21 16,4

Producción de vino m3 de vino 0,26 - -

Producción de cerveza

m3 de cerveza 8,6 - 14,7

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

Fuente: Programa integral de desarrollo de los derivados de la caña de azúcar. Subprograma: Alcoholy levaduras, septiembre 1985, Cuba.

1.9. MEDICIONES DEL CAUDAL

El conocimiento del gasto, flujo o caudal es importante no solo en elmomento de proyectar una instalación, su sistema de tuberías y de bombeo.

Se encuentran diversas formas comunes de conocer un caudal. Desdetrabajar por datos de proyecto, pasando por el manejo de índices de consu-mo por unidad de producción o por habitante, hasta la medición directa. Delas mediciones directas del caudal de aguas residuales trata este epígrafe.

Los medidores de caudal más usuales que pueden ser encontrados enlas plantas de tratamiento de aguas residuales son:

Canales de aforo Parshall.Vertedores.Medidores de caudal en líneas de presión.

1.9.1. Canal ParshallEl canal Parshall está formado por una sección de entrada de paredes

verticales convergentes y fondo a nivel, un estrechamiento de paredes para-lelas y fondo descendente. El canal posee además una sección de salida deparedes divergentes y fondo ascendente. En la figura 1.13 se muestra unesquema de un canal Parshall.

Este tipo de medidor es especialmente útil para aguas que contienen sólidosen suspensión, debido a que la presencia de estos no afecta las mediciones. Porotra parte, el aumento de la velocidad del agua a su paso por la parte másestrecha del canal, la garganta, dificulta la sedimentación de las partículas.

La determinación del caudal se realiza considerando la altura alcanzadapor el agua (H), tomada en una arqueta aneja conectada por un tubopiezométrico.

Industria Índice de consumoCentral azucarero 0.5 m3/t caña molidaDestilería 1.6 m3/HL de alcohol

70 m3/t de levadura(tecnología francesa)

Levadura

80 m3/t levadura(tecnología austríaca)

30


El caudal instantáneo en cada momento se obtiene por aplicación de laecuación:

0,0261,5673,280,37 WHQ (1.29)

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

Fig. 1.13. Esquema de un medidor Parshall.

La medición manual de la altura (H), arroja como resultado un valorinstantáneo del caudal. Existe en el mercado un conjunto de instrumentospara realizar la medida de forma continua y así obtener el caudal mediodiario, punta, mensual, etc., de forma precisa. En ocasiones además es deinterés acoplar el canal a un indicador con registro gráfico y totalizador.

31


Fig. 1.14. Canal Parshall.

1.9.2. VertedoresLos vertedores consisten básicamente en una obstrucción en la que se es-

tanca el líquido y vierte por encima de ella (Figura 1.15).

Fig. 1.15. Esquema de un vertedor.

32


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

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

Una vez medido el valor de la carga del vertedor, H, se puede obtener elcaudal de agua residual que pasa en cada instante.

Hay dos elementos que deben ser tomados en consideración cuandose desea o necesita instalar un vertedor para la medición de caudales.Estos son:

partiendo del hecho de que la contracción de la vena líquida comienza auna distancia aproximada de 2H aguas arriba del vertedor, la medidadebe efectuarse a una distancia mayor que esta,la altura mínima de la cresta debe ser de 2,5 H para permitir la contrac-ción completa de la lámina.

Los vertedores más utilizados son:

Rectangular.Triangular.Trapezoidal.

Vertedor rectangular

Estos pueden ser sin contracción lateral o con ella.En aquellos casos en los que no exista contracción lateral, la cresta ocupa

todo el ancho del canal. El caudal viene dado por la ecuación,

51841 ,HL,Q (1.30)

siendo:Q: caudal, m3 · s .L: longitud de la cresta, m.H: carga sobre la cresta, m.

Las dimensiones que debe cumplir el vertedor se detallan en la fi-gura 1.16.

33


Fig. 1.16. Relación de las dimensiones de un vertedero rectangular sincontracción lateral.

En los vertedores rectangulares con contracción lateral, la cresta no ocupatoda la anchura del canal. Las dimensiones de las contracciones laterales seespecifican en la figura 1.17.

La ecuación que permite calcular el caudal en este tipo de vertedor es,

5110841 ,HHn,L,Q (1.31)

donde n es el número de contracciones laterales.

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

34


Vertedor triangular

Este tipo de vertedor es uno de los más utilizados debido a que, para unmismo caudal, se consigue mayor altura que en los rectangulares. Este efectose traduce en una mayor precisión en la lectura (figura 1.18).

El ángulo del vértice de este vertedor puede tener diferentes valores. Losmás usuales son 60° y 90°. La expresión que da el caudal en este tipo de verte-dor es:

Para 90 ° 52381 ,H,Q (1.32)

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

Para 60 ° 52790 ,H,Q (1.33)

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

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

35


Vertedor trapezoidal

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

518591 ,HL,Q (1.34)

L: la longitud de la cresta del vertedero, m

Medidores de caudal en línea

Los métodos usualmente utilizados en la determinación de caudales entuberías a presión corresponden a los llamados métodos dinámicos, que su-ponen una aplicación del teorema de Bernouilli entre dos puntos de una tu-

Fig. 1.20. Tubo Venturi.

1.10. DISMINUCIÓN DEL VOLUMEN Y FORTALEZADE LOS RESIDUALES

Con frecuencia, haciendo sencillas modificaciones en la industria, sepueden lograr reducciones apreciables en el volumen y fortaleza de las aguasresiduales, obteniendo como consecuencia de ello disminuciones en los cos-tos de inversión y operación de las instalaciones de tratamiento, entre estasmodificaciones puede señalarse:

Recirculación: el agua que esté relativamente poco contaminada puede serrecirculada con un mínimo de tratamiento o sin tratamiento alguno.Clasificación de las diversas corrientes y segregación de las mismas: elagua de enfriamiento y otras poco contaminadas pueden segregarse

36


con anterioridad al tratamiento. Las aguas que contengan sustanciastóxicas no deben llegar nunca a las unidades de tratamiento biológico.Sustitución de aditivos químicos: hay casos en los que se facilita eltratamiento sustituyendo algunas materias primas cuyo residuos seanresistentes por otros más fácilmente tratables.Recuperación de subproductos: en ocasiones con instalaciones de bajocosto se logra obtener un subproducto dando lugar a una producciónmarginal, o a la recuperación de alguna materia prima del propio proce-so productivo.

La disminución en las variaciones del caudal y de la fortaleza de lasaguas residuales deben ser prioritarios, lo que puede ser logrado, entre otrosmedios, mediante el empleo de tanques compensadores.

Notas bibliográficas

1 CHUDOBA, J., C. MENÉNDEZ Y J. PÉREZ O.: Fundamentos teóricos de algunosprocesos para la purificación de aguas residuales, Ed. ISPJAE, Ciu-dad de La Habana, 1986.

2 THOMAS, M.A.: Waterand Sewage Works, 1950.

3 MOORE, E.W., H.A. THOMAS, AND W.B. SNOW.:Sewage and Ind. Wastes, vol. 22, no. 10, 1950.

4 RHAME, G. A.: Sewageand Ind. Wastes, vol. 28, no. 9, 1950.

5 Standard Method for the Examination of Water and Wastewater, Ed.APWA-AWWA, 1995.

6 MOORE, W.A.:Anal. Chemistry, 1951.

7 ARGAMAN, Y. AND A. BRENNER:natives and process parameters for the single-sludge nitrogen removal

IAWPRC Specialised Seminar, Copenhagen, Denmark, Au-gust, 1985.

8 MENÉNDEZ, C.: Reporte Inédito, ISPJAE, Ciudad de La Habana, 1989.9 ECKENFELDER, W.W.: Water Quality Engineering for Practicing Engineers,

CBI, Pub. 1980.10 LOEHRS, H.C.: Pub. Works, vol. 99,

no. 81, 1968.11 RODRÍGUEZ, C.: Inge-

niería Hidráulica, vol. 19, no. 4, 1998.

37


12 HUNTER, J.V. AND H. HEUKELEKIAN:Water Poll. Control Fed., vol. 37, no. 8, 1965.

13 WALTER, L.:Water Sewage Works, vol. 109, no. 11 y 12, 1961.

14 OMS, REPORTE: Evaluación rápida de fuentes de contaminación de aire,agua y suelo, México, 1988.

15 Programa integral de desarrollo de los derivados de la caña de azúcar.Sub-programa alcohol y levaduras, Cuba, 1985.

39

Pretratamiento de Aguas Residuales

CAPÍTULO 2PRETRATAMIENTO DE AGUAS RESIDUALES

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

2.1. COMPENSACIÓNLos residuales líquidos industriales se caracterizan por la diversidad

de corrientes con diferencias en su composición y concentración. Aun unamisma corriente puede presentar variaciones horarias en sus propiedades. Cuandolos residuales manifiestan mucha variación en su composición se recomienda elempleo de tanques compensadores.

La experiencia ha demostrado que los procesos de tratamiento se realizanmejor si las fluctuaciones extremas en la carga del sistema pueden ser evitadaso en última instancia ser atenuadas mediante la compensación.

En los tanques compensadores los residuales se retienen durante un periodoen el que se llega a obtener un efluente relativamente estable.

La neutralización de corrientes ácidas o básicas, la estabilización de la DBOy la separación de metales pesados, son algunos de los objetivos de la compen-sación.

Aguas residuales con alta acidez o alcalinidad que no son compensadasrequieren de la neutralización mediante la adición de reactivos químicos.

La mezcla en el tanque de compensación generalmente se promueve conaire. Un método común es el empleo de aereadores superficiales, con un consu-mo de potencia de 4.10 W m . Cuando se utiliza aire mediantedifusores, el consumo aproximado de este puede tener un valor cercano a los4 m3 m d .1

40


Para el diseño de los tanques de compensación pueden emplearse criteriosempíricos y calcular su volumen considerando el tiempo requerido para acumu-lar el agua residual de un ciclo de producción o por turnos de trabajo. Siempreque se pueda, el criterio de diseño debe tener como base el nivel de varianzaaceptable que tiene el parámetro que se desea normalizar para las etapas subsi-guientes del tratamiento.

Los tanques compensadores pueden diseñarse para operar a volumen cons-tante o volumen variable, en función de que interese amortiguar variaciones deconcentración o flujo respectivamente.

2.1.2. Dinámica de los sistemas de compensaciónLa compensación se logra vertiendo el residual en un tanque o cisterna de

forma tal que se mezcle con el que le ha precedido, con lo cual se amortiguan lasvariaciones bruscas.

Fig. 2.1. Efecto de un compensador sobre variaciones de flujo y / ocomposición.

A fin de ilustrar la dinámica de un compensador considere el caso mássencillo de un tanque perfectamente agitado de volumen constante, al cualllega continuamente una corriente de agua residual de flujo Q y concentra-ción del componente de interés CE, siendo la salida de igual flujo pero deconcentración CS.

Fig. 2.2. Compensador de volumen constante.

41


Aplicando un balance diferencial para el componente de interés:

dtdC

VCQCQ SSE (2.1)

por lo que integrando:t

t

C

C SE

S dtVQ

CCdCS

00

(2.2)

por lo tanto:

tCCCC

E

SE

0ln

donde: QV

entonces:

t)C(CCC EES exp0 (2.3)

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

Tabla 2.1. Efecto compensador del sistema

Horario DQO, mgL-1

1 1502 1753 1804 2005 2506 3007 3208 3009 250

10 18011 15012 140

42


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

Fig. 2.3. Ilustración del efecto de un compensador de volumen constante.

En la figura 2.3 se muestran las curvas de variación de DQO de entrada alcompensador, las del efluente compensado y la composición promedio. De lamisma puede observarse el efecto compensador del sistema, ya que la variaciónque experimenta la composición de salida es menor que la de entrada.

Es de destacar que el compensador no modifica la composición promediodel efluente con respecto al caudal de entrada, sino su varianza.

Al incrementarse el tiempo de residencia del compensador aumenta su efectoamortiguador, por lo que para un tiempo de residencia infinito desaparecen lasfluctuaciones de la composición de salida igualándose a la promedio.

El método que se siga para calcular las dimensiones del tanque compensadordependerá de las condiciones en que este operará.

2.1.3. Compensación para flujo de residual constantey de composición variable

Bajo condiciones de flujo constante la relación entre la varianza del efluentede un tanque completamente mezclado y la del afluente, cuando las variacionesde composición son aleatorias, viene expresada por la relación:2

.SS

i

e

22

2

(2.4)

43


donde:S2

e: varianza de la concentración del efluente.S2

i: varianza de la concentración del afluente.T: tiempo de recolección de la muestra compuesta.: tiempo de retención (V / Q).

De acuerdo con lo anterior puede calcularse el tiempo de retención si seconocen la varianza del afluente y la permisible o deseada para el efluente.

La varianza en el afluente, S2i se determina según:

n

ii XXi

nS

1

22

11

(2.5)

donde:Xi: valor individual de la concentración de cada muestra tomada.X : valor promedio de todas las mediciones.

n: número de muestras.

Se define el valor típico normal Z de la propiedad controlada como:

eSXXm

Z (2.6)

donde:Xm: valor máximo que puede tomar la propiedad en el efluente del tanque de

compensación.Se: desviación típica del efluente.

Procedimiento para el diseño

El procedimiento de diseño consiste en hallar el tiempo de retención reque-rido en el tanque compensador para obtener las condiciones de salida deseadas.El tiempo de retención y el caudal de agua a tratar, definirán el volumen detanque necesario.

1. Determinar el valor promedio de la concentración del afluente X .2. Calcular su desviación típica.3. Fijar el valor máximo permisible de concentración que se desea a la salida

(Xm).4. Determinar la desviación típica del efluente tomando un valor de Z con un

por ciento de confiabilidad, por ejemplo, 90 %.5. Hallar el valor de .

44


6. Con el valor de y el flujo que se desea procesar se estima el volumen delcompensador:

QV

Ejemplo 2.1

Se estudió un agua residual cuyo caudal es de 1 500 m3d . Se tomaroncuatro muestras diarias integradas durante 6 horas cada una en 10 días diferen-tes. Los resultados se muestran en la tabla 2.2:

Tabla 2.2. Resultados del ejemplo 2.1

Debido al tratamiento que se empleará se requiere disminuir la variación quepresenta la DBO se pretende diseñar un tanque para compensar tales efectos.

Determine el volumen del compensador si se conoce que el valor máximopermisible de la DBO a la salida es de 1000 mgL .

8832,nX

X

Si 367,438Xm 1000

De la tabla de distribución normal (Anexo 2), para 90 % de confianza, elvalor de Z 1,30

eSXXm

Z 2167301

88321000,

,,

Se

HORA 6:00 a.m. 12:00 m 6:00 p.m. 12:00 a.m.Día Valores de DBO (mgL-1)1 850 1240 600 11302 1430 324 1290 7413 1550 421 750 4224 1390 1324 1050 5605 410 990 684 12206 500 270 820 5307 420 450 750 12058 960 1230 680 8909 395 1190 300 50010 600 1304 1020 922

45


.SS

i

e

22

2

Se2 = 27955,84; Si

2 = 135810,68

El tiempo de retención en el tanque compensador será,

h51484279552681358106

,,,

0,6 d, por lo tanto, el volumen es,V 1500 · 0,6 900 m3

2.1.4. Compensación cuando hay variación simultánea de flujoy composición3

Realizando un balance de masa en el tanque compensador:

CVTCQCVTCQ 201 (2.7)donde:

C1: concentración que entra al tanque durante el intervalo de muestreo T.T: intervalo de muestreo, por ejemplo, 1 h.Q: flujo promedio en el intervalo de muestreo.C: concentración en el tanque al inicio del intervalo de muestreo.V: volumen del tanque.C2: concentración que sale del tanque al concluir el intervalo de muestreo.

En este caso se está asumiendo que la concentración del efluente es cons-tante durante un intervalo de muestreo. Esto es cierto si el tiempo del intervaloes espaciado apropiadamente.

V/QTV/QCTC

C01

2 (2.8)


1. Se asume un volumen del tanque compensador, y este define el tiempo deretención.

2. Tomando como primer valor de C0 el valor promedio de las mediciones, secalculan los valores de la concentración compensada. Para los restantesintervalos se toma la concentración final del intervalo anterior.

3. Si los valores de concentración así obtenidos no llegan a satisfacer los re-querimientos, se toma otro valor de tiempo de retención y repite el proceso.

46


Ejemplo 2.2

Tabla 2.3. Resultados

La tabla 2.3 fue obtenida de una planta industrial durante un ciclo de produc-ción de 8 horas. Cada intervalo de tiempo representa un periodo de muestreo de1 hora. Determine el factor pico del efluente de un tanque compensador cuandose utiliza un tiempo de retención de: a) 8 horas, b) 2 horas y compárelos con elfactor pico cuando no se utiliza compensación.

promedioValormáximoValor

PicoFactor

Al inicio: 3275173

400,

,FP

a) Asumiendo un tiempo de retención igual a 8 h:

V = 283,87 · 8 = 2270,96 m3

QV

QV

CCC

1

01

2

Después del primer intervalo,

C1 = 250 mgL Q = 363 m3h C0 = 173,75 mgL

Intervalo de

tiempo

Q(m3h-1)

Concentración de DBO(mgL-1)

1 363 2502 45 703 230 604 270 1705 363 3306 450 507 290 608 260 400

Promedio 283,87 173,75

47


12 mgL39184

363962270

1

363962270

75173250,,

,,

C

Después del segundo intervalo:C1 = 70 mgL Q = 45 m3h C0 = 184,79 mgL

12 Lmg17182

45962270

1

45962270

3918470,,

,,

C

Al proceder de manera similar para los restantes intervalos se obtienen losresultados que se muestran en la tabla 2.4:

Tabla 2.4. Resultados

Factor Pico para un tiempo de retención de 8 h en el tanque compensador:

117517370192

,,,

FP

b) Asumiendo un tiempo de retención igual a 2 h:

V = 283,87 · 2 = 567,74 m3

Después del primer intervalo,

C1 = 250 mgL Q = 363 m3h C0 = 173,75 mgL

Concentración compensada (C2)Intervalo C1 QPara 8 h Para 2 h

Primero 250 363 173,75 203,49Segundo 70 45 182,17 193,70Tercero 60 230 170,93 155,15Cuarto 170 270 170,83 160,00Quinto 330 363 192,77 226,30Sexto 50 450 169,16 148,35Séptimo 60 290 156,68 109,28Octavo 400 260 156,80 200,60Promedio 173,75 283,37

48


12 mgL49203

36374567

1

36374567

75173250,,

,,

C

Después del segundo intervalo:C1 = 70 mgL Q = 45 m3h C0 = 203,49 mgL

12 mgL70193

4574567

1

4574567

3918470,,

,,

C

Procediendo de manera similar para los restantes intervalos se obtienen losresultados que se muestran en la tabla anterior para: = 2 h.

Factor Pico para un tiempo de retención de 2 h en el tanque compensador:

317517330226

,,,

FP

2.1.5. Compensación cuando hay variación simultánea de flujoy composición, pero el volumen en el compensador esvariable

El volumen requerido para la homogeneización o compensación se determi-na mediante un diagrama de los caudales a tratar, en el cual se representa elvolumen de afluente acumulado a lo largo del día. El caudal medio diario, tam-bién representado en el mismo diagrama, es la pendiente de la línea recta traza-da desde el origen hasta el punto final del diagrama.

Para determinar el volumen necesario, se traza una recta paralela a la quedefine el caudal medio diario, tangente a la curva de caudales acumulados. Elvolumen requerido es igual a la distancia vertical existente entre el punto detangencia y la línea recta que representa el caudal medio, tal como muestra lafigura 2.4.

Si una parte de la curva de caudales acumulados está situada por encima dela línea que representa el caudal medio, el diagrama acumulado debe limitarsecon dos líneas paralelas a la del caudal medio y tangente a las dos curvas deldiagrama. El volumen requerido en este caso es igual a la distancia verticalexistente entre las dos tangentes. Figura 2.5.

49


Fig. 2.4. Determinación del volumen del compensador.

La interpretación física de los diagramas representados es la siguiente:En el punto inferior de tangencia el tanque de compensación está vacío. A

partir de este punto el tanque empieza a elevar su nivel por lo que la pendientedel diagrama de la curva de volumen del afluente es mayor que la del caudalmedio diario y continúa llenándose hasta que lo hace al final del horario. Para elsegundo modelo de flujo, el tanque está totalmente lleno en el punto de tangen-cia superior.

Fig. 2.5. Determinación del volumen del compensador.

Horario

Horario

Volu

men

acum

ulad

o

50



1. Se desarrolla una curva de caudales acumulados de agua expresada en me-tros cúbicos.

TQV

Siof VVVV

11 oVV

2112 VVV o nnn V.............VVV )1(2110

2. Se traza la línea de caudal medio diario.3. Se determina el volumen del tanque requerido.4. Para estimar el efecto de homogeneización:

a) Se calcula el volumen de líquido existente en el tanque al final de cadaperiodo de tiempo mediante la expresión:

siof VVVV

donde:Vf: volumen en el tanque al final del periodo de tiempo considerado.V0:volumen en el tanque al final del periodo de tiempo anterior.Vi:volumen aportado durante el tiempo considerado.VS: volumen de caudal saliente durante el tiempo considerado.

b) Se calcula la concentración media que sale del tanque:

0

00

VVXVXV

Xi

iif

donde:Xf: concentración media en el caudal que sale del tanque durante el tiempoconsiderado mg / L.Vi: volumen aportado durante el tiempo considerado, m3.V0: concentración del agua residual contenida en el tanque al final del perio-do anterior.

5. La magnitud de la carga horaria se calcula utilizando la expresión:

ii QXhorariaCarga

El efecto de la homogeneización puede mostrarse numéricamente a partirde las relaciones siguientes:

punta / media; mínima / media y punta / mínima

51


Estas relaciones se comparan para el residual antes y después de homoge-neizar. Para el residual homogeneizado estas relaciones están más próximas alvalor de 1,0.

En la práctica el volumen del tanque de compensación debe ser algo supe-rior al determinado teóricamente (10 al 20 %) para tener en cuenta los dosfactores que se destacan a continuación:

La operación continua de los equipos de aereación y mezclado no permi-tirán un vaciado total.Debe contemplarse un volumen adicional para hacer frente a los im-previstos que puedan producirse para cambios no esperados del cau-dal diario.

Ejemplo 2.3

En las columnas 1 y 2 de la tabla 2.5 que se reporta más abajo, están reco-gidos los datos de flujo y concentración de un agua residual industrial que serásometida a tratamiento. Para ello se necesita que el valor del flujo se mantengalo más constante posible. A tales efectos se desea conocer el volumen que ha detener el tanque compensador requerido.

Determine además el volumen de agua que contendrá el tanque cada hora.La industria opera durante 12 horas al día, y los datos que se ofrecen son los

promedios de cada intervalo medido.Para estimar el volumen del tanque compensador se traza la curva de V vs

intervalo de tiempo. Considerando que el primer intervalo en el que se tomaronlas muestras termina a las 8 am, el valor de V es el del intervalo de 7 a 8 a.m.:

V 10.Para el intervalo siguiente: V 10 15 25De la misma manera se procede con los siguientes intervalos. Los valores

de V aparecen en la columna 3 de la tabla 2.5.Se traza la curva correspondiente y se unen mediante una recta los dos

extremos de la curva. La pendiente de esta recta es numéricamente igual alflujo promedio, y es al mismo tiempo el flujo de salida que debe tener elcompensador.

En la figura 2.6 se aprecia que la curva presenta un valor mínimo con res-pecto a la recta a las 10:00 a.m. (horario 3 en el gráfico), y un valor máximo alas 2:00 p.m. (horario 7 en el gráfico). Estos son las horas que se corresponden,al menos teóricamente con los momentos en los que el tanque está vacío y llenorespectivamente. Mientras tanto, el efluente se mantiene constante y con unvalor igual al flujo promedio de la entrada.

13hm8345,Q

52


Tabla 2.5. Datos para el tratamiento de un agua residual industrial

El volumen del tanque compensador se calcula midiendo la diferencia devolumen entre los valores del máximo y el mínimo de la curva, con respecto a larecta trazada.

V = 231 m3

Columna 1 Columna 2 Columna 3 Columna 4Intervalo de

muestreoFlujom3h 1

DQOmgL 1

V Volumencontenido, m3

7-8 a.m. 10 300 108-9 15 275 25

9-10 35 200 6010-11 75 170 135 29,1711-12 170 90 305 153,34

12-1 p.m. 140 100 445 247,511-2 30 210 475 231,682-3 25 250 500 210,853-4 20 250 520 185,024-5 15 300 535 154,195-6 10 340 545 118,366-7 5 360 550 77,53

Fig. 2.6. Cálculo del volumen del tanque compensador.

53


Para estimar el volumen contenido en el tanque en cada intervalo de tiempo,se comienza a calcular a partir de cualquiera de los dos momentos en los que apriori se conoce el volumen contenido, esto es 10:00 a.m. ó 2:00 p.m.

Tomando como valor inicial el correspondiente a las 10:00 a.m.,A las 10:00 a.m., V 0En el intervalo de 10:00 a 11:00 entran al compensador 75 m , y salen

45,83 m3, por lo tanto, el volumen a las 11:00 a.m. será,

V11 = V10 + V10-11 - Vpromedio

V11 = 0 + 75 - 45,83 = 29,17

El volumen contenido a las 12:00 m se estima:

V12 = V11 + V11-12 - Vpromedio

V12 = 29,17 + 170 - 45,83 = 153,34

De manera similar se procede con los intervalos siguientes. Los valores asíobtenidos se reportan en la columna 4 de la tabla 2.5.

Como se aprecia en la tabla 2.5, a las 7:00 p.m., hora en que cesa la activi-dad laboral, el tanque contiene 77,53 m3. Si este volumen se mantiene en eltanque hasta que se inicia el periodo laboral al día siguiente, se tendrá que:

El volumen en el tanque de 7:00 a.m. a 8:00 a.m. será: 41,78:00 a.m. a 9:00 a.m.: 10,879:00 a.m. a 10:00 a.m.: 0,04

Este último valor corrobora la estimación inicial que se hizo al considerarque a las 10:00 a.m. el tanque estará vacío.

2.2. SEDIMENTACIÓNLa sedimentación es un proceso físico de uso muy difundido en el trata-

miento de las aguas residuales. Puede utilizarse como parte de untratamiento primario, o como una etapa del tratamiento secundario. El obje-tivo de la sedimentación primaria es reducir la concentración de sólidos sus-pendidos y la carga orgánica de un agua residual para facilitar los tratamientosposteriores. La secundaria constituye un proceso importante para la clarifi-cación del efluente de las unidades de tratamiento biológico y para elespesamiento de los lodos orgánicos que se obtienen.

La sedimentación es efectiva para la remoción de sólidos suspendidos en lamedida en que la fuerza de gravedad que actúa sobre la partícula que se desea

3

54


remover es mayor que la resultante de las fuerzas de sustentación y la viscosaque actúan sobre ella.

2.2.1. Tipos de sedimentaciónAtendiendo a la naturaleza de los sólidos suspendidos y a su concentración,

la sedimentación puede clasificarse en:

Discreta,floculenta,retardada o por zonas ypor compresión.

2.22. Sedimentación discretaEn este tipo de sedimentación, característica de las suspensiones de arena,

cenizas y de carbón mineral entre otros, las partículas conservan su individuali-dad y no cambian de tamaño, forma ni densidad, durante el proceso de sedimen-tación. La velocidad de sedimentación solo depende de las propiedades del fluidoy de las partículas que se desean remover, y es constante durante todo el proce-so de sedimentación.

La fuerza resultante que actúa sobre una partícula que se mueve a través deun líquido en reposo puede calcularse:

Fr = Fe s d (2.9)donde:

Fr: Fuerza resultante.Fe:Fuerza externa que propicia que la partícula se mueva hacia abajo.Fs: Fuerza de sustentación hidráulica.Fd: Fuerza de arrastre.La fuerza externa, Fe, puede estimarse según:

Fe = m g (2.10)

donde:Fe: Fuerza externa que actúa sobre la partícula, N.m: Masa de la partícula, kg.g: Aceleración de la gravedad, m s .

La fuerza de sustentación hidráulica puede ser calculada según:

gmFs

s (2.11)

55


Fig. 2.7. Esquema de sedimentadores: clarificadores, a) Rectangular b) yc) Circular.

56


: Densidad del fluido, kg m .s: Densidad de la partícula, kg m .

Por otra parte, la fuerza de arrastre es función de la forma, tamaño y rugo-sidad de la partícula, así como de su velocidad de sedimentación y de la densi-dad y viscosidad del fluido:

2

2UACF D

d (2.12)

donde:CD: Coeficiente de arrastre (adimensional). Es función del número deReynolds para un tipo de partícula.A: Área proyectada sobre un plano perpendicular a la dirección del movi-miento, m2.U: Velocidad de la partícula, m s .

De las ecuaciones (2.10), (2.11) y (2.12) puede obtenerse.

2

2UACgm

dtdU

m D

s

s (2.13)

En la ecuación 2.13 se ha expresado la fuerza resultante en función de la

masa de la partícula y de su aceleración, dtdU

La aceleración de la partícula en su movimiento de descenso a través delseno del líquido puede obtenerse de la ecuación 2.13:

mUAC

gdt

dU D

s

s

2

2

(2.14)

Durante el descenso, se llega a una velocidad a partir de la cual la acelera-ción de la caída se hace igual a cero, y por tanto, la velocidad de sedimentaciónes constante e igual a:

21

2Ds

s

CAm

gU (2.15)

para partículas esféricas,

4

2dA (2.16)

57


Teniendo en cuenta además que:

volumenmasa

s (2.17)

y que el volumen de partículas esféricas viene dado por:

3

61

dV (2.18)

La ecuación 2.15, para partículas esféricas se transforma en:

21

34

dC

gUD

s (2.19)

El valor U es la velocidad de sedimentación m s .O sea, que la velocidad de sedimentación de una partícula esférica aislada

es función de su diámetro y densidad, así como de la viscosidad del líquido claroen el que se encuentra suspendida, ya que, como fue mencionado, el coeficientede arrastre depende del número de Reynolds. Para emplear la ecuación (2.19)se requiere conocer el valor del coeficiente de arrastre CD.

Fig. 2.8. Variación del coeficiente de arrastre con el NRe.

El régimen de flujo alrededor de la partícula puede ser laminar o turbulento.En la región laminar prevalecen las fuerzas viscosas, mientras que en regionesturbulentas predominan las fuerzas inerciales. Por tanto, la relación entre elcoeficiente CD y el número de Reynolds depende del régimen de flujo que pre-valezca, según la figura 2.8.

58


Para partículas esféricas:

440324

ReRe,

NNCD (2.20)

Cuando NRequeda:

Re

24N

CD (2.21)

Para NRe entre 1 000 y 250 000 el valor de CD es relativamente constante eindependiente del número de Reynolds (figura 2.6).

CD = 0,4 (2.22)Para NRe intermedios se cumple:

60518,

ReD N

,C (2.23)

El procedimiento normal de diseño de sedimentaciones para partículas dis-cretas consiste en seleccionar una velocidad de sedimentación U de forma quetodas las partículas con velocidad superior o igual a U son removidas. La velo-cidad de diseño puede calcularse mediante la ecuación (2.19) o ser obtenida depruebas experimentales. Las pruebas de sedimentación discontinua (a templa)dan origen a curvas similares a la de la figura 2.9. En tales pruebas la interfasesólido-líquido crece desde el fondo hacia arriba en la medida que mejora laclarificación de la suspensión. En el tiempo t, puede suponerse que todas laspartículas que tengan mayor tamaño que la caracterizada por una velocidad de

sedimentación de ttHH

o

o habrán sedimentado.

Fig. 2.9. Variación de la interfase sólido-líquido en la sedimentación a templa.

59


Si la turbidez del líquido sobrenadante o la suspensión contienen cantidadesdespreciables de partículas más pequeñas que la caracterizada, el dato obtenidoen la prueba puede ser utilizado en el diseño del sedimentador.

Área del sedimentador

El área del sedimentador puede calcularse según:

2mUQ

A (2.24)

donde:A: Área, m2.Q: Flujo de sobrenadante, m3 s .U: Velocidad de sedimentación seleccionada, m s .

Por otro lado, la velocidad de ascenso del líquido claro, también llamadacarga superficial es:

123 dmmAQ

V (2.25)

De las ecuaciones 2.24 y 2.25 se concluye que en la sedimentación de par-tículas discretas el diseño se basa en que la carga superficial V debe ser, teóri-camente, igual a la velocidad de sedimentación U seleccionada.

En la discusión anterior se tomó en consideración una velocidad de sedi-mentación límite, y la separación de la suspensión de aquellas partículas, quecon velocidades iguales o superiores a ellas, caen a través del líquido iniciandosu descenso a partir de la superficie. Sin embargo, al iniciarse la sedimentación,considerando que las partículas están uniformemente distribuidas en todo el vo-lumen, hay una cierta fracción de partículas que aunque tienen la velocidad desedimentación menor que U0 se encuentran a una altura tal, que alcanzan elfondo al mismo tiempo o en un tiempo menor que las partículas seleccionadaspara el criterio de diseño.

Fig. 2.10. Sedimentación ideal de partículas discretas.

60


Hazen y Camp desarrollaron el concepto de tanque ideal para definir lasrelaciones aplicables al diseño de sedimentadores.

Fig. 2.11. Relaciones de sedimentación de partículas discretas en unacolumna típica.

Suponiendo que las partículas de los distintos tamaños están distribuidasuniformemente por toda la profundidad a la entrada del tanque de sedimenta-ción, mediante un análisis de la trayectoria de la partícula en la figura 2.10,puede verse que aquellas con velocidad de sedimentación Up menor a Uo, seeliminarán en la proporción:

o

pr U

UX (2.26)

La eficiencia de la sedimentación, considerando toda la gama de velocida-des existentes en una suspensión, puede ser determinada mediante el uso de unacolumna de sedimentación en una prueba a templa.

Procedimiento de diseño

El procedimiento consiste en tomar muestras a distintas alturas a intervalosregulares de tiempo, y determinar en cada caso la concentración de sólidossuspendidos de la extracción.

Para un caudal de clarificación dado, Q, solo las partículas con velocidad Umayor a Uo serán totalmente eliminadas. Las restantes partículas sedimentan

en la proporción o

p

UU

. Por tanto, la fracción total de partículas eliminadas

61


cuando se selecciona como criterio de diseño la velocidad de sedimentaciónUo será:

rX

o

pr dX

UU

XX0

1 (2.27)

donde:Xr): fracción de partículas con velocidad Uo.

Uo:velocidad seleccionada como límite.rX

o

p dXUU

0

:

Desde el punto de vista práctico, los sedimentadores están sujetos a efectosde turbulencia, cortocircuitos de las corrientes y gradientes de velocidades. Portanto, nunca debe diseñarse considerando que la carga superficial es igual a lavelocidad de sedimentación seleccionada. Se recomienda que la carga superfi-cial sea menor a la velocidad de sedimentación en un factor que pueda variarentre 1,25 y 1,75 y el tiempo de retención incrementarse de 1,5 a dos veces.

Ejemplo 2.4

Al someter a prueba de sedimentación una suspensión con baja concentra-ción de sólidos se obtuvieron los datos de la tabla 2.6.

Tabla 2.6. Datos de sedimentación obtenidos de una suspensión con bajaconcentración de sólidos

fracción de partículas con velocidad menor que Uo y que sonremovidas.

Determine el porcentaje de sólidos que se eliminarán por sedimentación sise utiliza una carga superficial de 17,28 m3 m d en el sedimentador.

Por criterio se seleccionará una velocidad de sedimentación 1,5 veces ma-yor que la carga superficial:

Uo = 0,3 · 10 m s = 0,03 cmsDe la tabla que se brinda a continuación se puede calcular en cada caso la

velocidad de sedimentación experimental.

Tiempo requerido para sedimentar 1,5 m (min)

70 120 230 460 630 880

Fracción de partículas que no sedimentaron en el tiempo indicado

0,46 0,40 0,28 0,12 0,06 0,02

62


V: velocidad de sedimentación (cm s ).f: porcentaje de partículas con velocidad de sedimentación menor o igual ala indicada.

Con los datos de la tabla anterior se grafica el porcentaje de partículas con-tra la velocidad de sedimentación (figura 2.12).

V(cm s-1)

0,0357 0,0208 0,0109 0,0054 0,0040 0,0026

f 46 40 28 12 6 2

Fig. 2.12. Porcentaje de partículas vs velocidad de sedimentación parael ejemplo 2.4.

rX

po

r dXUU

XX0

11

Uo = 0,03 cmsDe la figura, Xr = 45

rX

p dXU0

1521 AAA

473500301

45100 ,,

X

X = 70,78 %

Tabla 2.7. Porcentaje de partículas y su velocidad de sedimentación

63


2.2.3. Sedimentación de partículas floculentasLos sólidos suspendidos que generalmente se encuentran presentes en las

aguas residuales tanto de origen doméstico como industrial son ejemplos típicosde partículas floculentas. También presentan características floculentas losefluentes de los tratamientos biológicos que poseen relativamente una baja con-centración de sólidos suspendidos.

Cuando la floculación ocurre, la velocidad de sedimentación de las partícu-las se incrementa en la medida que van sedimentando, como consecuencia de laasociación con otras partículas individuales o conglomerados de partículas. Detal forma, la velocidad de sedimentación del flóculo que se forma es mayor quela de las partículas individuales que lo constituyen, produciéndose una trayecto-ria curvilínea como se ilustra en la figura 2.13.

Fig. 2.13. Sedimentación ideal de partículas floculentas.

Cuando está presente la floculación, en el diseño del sedimentador debetenerse presente no solo la carga superficial, sino además el tiempo de reten-ción, ya que a medida que este último se incrementa, aumenta la formación deflóculos y esto incide en la velocidad de sedimentación.

Teniendo en cuenta la influencia del tiempo de retención en la formación delos flóculos, se dificulta un análisis matemático de la situación, y por tanto, sehace necesario acudir a las pruebas de laboratorio para la estimación de losparámetros que se requieren en el diseño de los sedimentadores.

Procedimiento de diseño

Las pruebas de sedimentación se efectúan mediante un procedimiento simi-lar al empleado en los experimentos de sedimentación con partículas discretas.

64


En este caso las curvas de profundidad contra tiempo a las distintas concentra-ciones tienen la forma que se muestra en la figura 2.14.

Fig. 2.14. Relaciones de sedimentación de partículas floculentas. Curvasde isoconcentración.

Las curvas representan el porcentaje de remoción a cada profundidad ytiempo, e indican la máxima trayectoria de la senda de la sedimentación paracada concentración en específico, por ejemplo, 45 % de las partículas en sus-pensión sedimentan a una velocidad promedio superior a 1,8 / 24 = 0,075 m /min . Adicionalmente, hay otras fracciones de partículas que aunque tienenvelocidades inferiores a esta también sedimentarán.

La fracción de partículas que aun teniendo una velocidad de sedimentaciónUp menor a la fijada U0 sedimenta, viene dada según la ecuación (2.27).

0UU

X pr (2.27)

Como se trabaja a un tiempo dado, esta relación de velocidades se convierteen una relación de profundidades,

0hh

X pr (2.28)

Considerando la figura 2.12 y suponiendo que como promedio 87,5 % de las

partículas 275100

sedimentan a una velocidad igual a 0

1

hh

, 67,5 %

65


26075

tiene una velocidad de sedimentación igual a 0

2

hh

, y así sucesiva-

mente, el porcentaje de partículas que sedimenta en veinticuatro minutos en unsedimentador de 1,8 m de profundidad será:

222% 43

0

332

0

221

0

1 RRhhRR

hhRR

hh

R (2.29)

donde:R1 = 100 % R3 = 60 %R2 = 75 % R4 = 45 %

El procedimiento puede repetirse para distintos tiempos y obtener una rela-ción entre la velocidad de sedimentación y el porcentaje de remoción.

Una vez que se llega al porcentaje de remoción de SS deseado, se estima lacarga superficial teniendo en cuenta que esta debe fijarse entre 1,25 y 1,75veces menor que la velocidad de sedimentación. Así mismo, el tiempo de diseñodebe ser entre 1,5 y 2,0 veces mayor que el trabajado. De esta manera secalcula el área del sedimentador y el tiempo de retención.

Ejemplo 2.5

Una suspensión floculenta que contiene 450 mgL de sólidos suspendidosllena una columna de 3,0 m con salidas laterales cada 50 cm. A distintos tiemposse toman muestras y se determina la concentración de sólidos suspendidos. Losresultados obtenidos se muestran en la tabla que se adjunta. Determine el por-centaje de remoción total de sólidos suspendidos que se obtendrá utilizando unsedimentador de 2,75 m de profundidad trabajando con una carga superficial de25 m3 m d .

30 60 90 120 150 180Tiempo (min)Profundidad (m) Concentración de SS (mg L-1)

0,5 270 112 45 27 9 91,0 369 207 103 54 22 91,5 405 315 157 126 58 182,0 427 360 270 139 94 582,5 436 387 315 202 135 943,0 441 405 337 256 166 112

Tabla 2.8. Porcentaje de remoción de SS a diferentes profundidades

66


A partir de los datos anteriores se calcula, para cada tiempo y profundi-dad, el porcentaje de remoción de SS y se trazan las curvas deisoconcentración según la figura 2.16. para mayor facilidad del trazado pue-de graficarse previamente el porcentaje de remoción contra tiempo paracada profundidad (figura 2.15).

Fig. 2.15. Gráfico auxiliar para el trazado de las curvas de la figura 2.16.

Fig. 2.16. Relaciones de sedimentación. Curvas de iso-remoción. Ejemplo 2.5.

La carga superficial de diseño es 25 m3m d . Aplicando el factor 1,4, lavelocidad de sedimentación límite seleccionada será:

U = 1,4 · 25 = 23 md= 0,024 m·min

67


Para una profundidad de 2,75 m el tiempo correspondiente será 111 min.

%,,

,,,,%R

29782

100350

2130

340

2150

360

2170

350

2190

3750

2.2.4. Sedimentación por zonaLa sedimentación retardada o por zona se presenta en suspensiones de con-

centración intermedia. Son características de este tipo de suspensión los flóculosde aluminio de concentración comprendida entre 500 y 1000 mgL y los efluentesde los tanques de aeración de los lodos activados.

En este tipo de sedimentación las interacciones entre partículas son lo sufi-cientemente grandes como para que cada una mantenga una posición fija conrespecto a las restantes durante la caída.

En estos casos se aprecia una interfase generalmente muy bien definidaentre la masa de sólidos que sedimentan y el líquido claro sobrenadante, cuandose realizan pruebas de probeta.4,5

La velocidad de sedimentación se define como la velocidad con que des-ciende la interfase sólido-líquido. La velocidad de sedimentación disminuye conel incremento de la concentración inicial aun cuando se trate de la misma sus-pensión (figuras 2.17 y 2.18).

Fig. 2.17. Velocidad de sedimentación a diferentes concentraciones desólidos en suspensión.

68


La pendiente del tramo de velocidad de sedimentación constante en la curvade la figura 2.17 es la velocidad de sedimentación a la concentración inicial.

Fig. 2.18. Influencia de la concentración de sólidos suspendidos en lavelocidad de sedimentación.

Área del sedimentador.Varios son los métodos que se utilizan para determinar el área de sedimen-

tación necesaria para la remoción de partículas que tienen el comportamientoantes descrito.

El método que a continuación se describe, conocido como método de lacurva de flux, es aplicable, tanto para la sedimentación por zona como parafloculenta y la de compresión. El fundamento del método es el análisis del avan-ce del flujo de masa de los sólidos en toda la profundidad del sedimentador.

En un sedimentador continuo los sólidos que entran sedimentan por la ac-ción de dos componentes del flujo:

Descenso de los sólidos debido a la sedimentación por gravedad.Descenso de los sólidos como consecuencia de la extracción de fondo delsedimentador.

De acuerdo con lo anterior, el flujo másico de sólidos por unidad de área,llamado de ahora en adelante flujo másico, será:

Gt = Gs + Gb (2.30)donde:

Gt: flujo másico total, kg m h .Gs: flujo másico debido a la gravedad.Gb: flujo másico debido a la extracción de fondo.

69


El flujo másico por gravedad viene dado por:Gs = U X (2.31)

donde:X: concentración de sólidos suspendidos, kg m .U: velocidad de sedimentación de los sólidos de concentración X mh .

Mediante experiencias en probeta, se puede obtener Gs a distintas concen-traciones iniciales de la suspensión. Una curva típica de flujo debido a la grave-dad, se muestra en la figura 2.19.

En la curva de Gs contra X se observa que tanto para bajos como muy altosvalores de concentración de sólidos suspendidos, Gs es pequeño. Para concen-traciones intermedias (3-5 kgm ), el flujo de sólidos debido a la gravedad, al-canza su valor máximo.

El flujo de sólidos debido al caudal de fondo es:Gb = Uu X, kg m h (2.32)

Uu: Velocidad de extracción de fondo, m h .

Si se considera el caudal de extracción Qu en lugar de la velocidad de laextracción, la ecuación 2.32 se transforma en:

12hmkg,XA

QG u

b (2.33)

donde:Qu: Caudal extraído por el fondo, m3 h .A: Área de sedimentación, m2.

Fig. 2.19. Flujo másico debido a lagravedad.

Fig. 2.20. Flujo másico debidoa la extracción de fondo.

70


Para una extracción de fondo constante, el flujo de sólidos debido a ellaes directamente proporcional a la concentración de sólidos suspendidos (fi-gura 2.20).

Teniendo en cuenta la ecuación 2.30, para unas condiciones dadas de ex-tracción de fondo, pueden sumarse gráficamente los dos componentes del flujomásico (Gs + Gb) (figura 2.21).

Para cualquier valor Qu que se seleccione, la curva de Gt alcanza unvalor mínimo para cierto valor de concentración de sólidos. En la figura2.21, la curva de flujo total, Gt alcanza el valor mínimo G1 para la concentra-ción de X1.

Este mínimo limita la velocidad a la cual los sólidos pueden alcanzar elfondo del sedimentador, entonces, para asegurar que todo el sólido alcanceel fondo, la masa de sólido aplicada por unidad de área en el tiempo unitario,o sea, G aplicado, debe ser menor o igual a G1:

Gap £ G1 (2.34)Si por cualquier razón la cantidad de sólidos que se alimentan al

sedimentador es mayor que el valor límite G1, estos se acumularán en elfondo del sedimentador, produciéndose un aumento paulatino de su nivel enel fondo, que puede incluso llevar a la salida de sólidos por el sobrenadante.

Fig. 2.21. Flujo másico total.

La concentración del caudal de extracción de fondo se obtiene trazando unarecta paralela al eje x y que pasando por el mínimo de la curva de flujo, corte ala recta Gb. Para la figura 2.21 esta concentración es Xr.

71


Una vez determinado el valor límite del flujo de sólidos G1, puede obtenersepor un balance de masa, el área necesaria para la sedimentación:

01

XGQ

A t(2.35)

donde:Qt: Flujo total que entra al sedimentador, m3d .X0: Concentración de SS que entra al sedimentador, gm .

De la figura 2.21 puede deducirse que para una suspensión dada, el áreade sedimentación, y por tanto, la concentración de los sólidos de fondo semodifica al cambiar el caudal de extracción de fondo. Debe tenerse presen-te que cada vez que se cambie el caudal del fondo, se obtendrá un Gb dife-rente y se requiere, por tanto, trazar de nuevo la curva de flujo másico total.

Como se aprecia, el procedimiento anterior es tedioso porque para cadaQu se necesita construir nuevas curvas de flujo. Este procedimiento gráficose simplifica notablemente cuando se utiliza el concepto de punto de situa-ción (figura 2.22).

La concentración de sólidos a la entrada, X0, se representa por una líneavertical en el valor especificando X0. La velocidad de flujo de sobrenadante,U0, viene dada por una línea denominada línea del sobrenadante, y que par-tiendo del origen tiene una pendiente igual a U0. El intercepto de la línea desobrenadante con la de operación (la de X0), recibe el nombre de punto desituación.

Fig. 2.22. Definición del punto de situación.

72


La velocidad de extracción de fondo se representa por una línea denomina-da línea de fondo, con pendiente igual a -Uu y que pasa por el punto de situacióny es tangente a la curva.

El intercepto de la línea de fondo con el eje de las concentraciones da elvalor de la concentración del caudal de fondo Xr, mientras que el intercepto conel eje de flujo sólidos refleja el flujo de sólidos aplicado, Gap.

Entre las ventajas que posee este último procedimiento, está el de la posibi-lidad de analizar en un tiempo relativamente breve distintas variantes para elcálculo del área del sedimentador. Al mismo tiempo, brinda la facilidad de eva-luar el comportamiento de un sedimentador en funcionamiento ante la variaciónde los parámetros de operación.

Procedimiento para el cálculo del área del sedimentador

Como puede concluirse de lo anteriormente expuesto, el método de diseñose fundamenta en el conocimiento de las velocidades de sedimentación a distin-tas concentraciones de sólidos suspendidos. Para esto se requiere de pruebasrelativamente sencillas, a escala de laboratorio. Las pruebas consisten en seguiren el tiempo, la trayectoria descendente de la interfase sólido-líquido.

Esta interfase es fácil de distinguir cuando las suspensiones presentan ca-racterísticas de sedimentación por zona, o son de carácter floculento y poseenconcentraciones altas o medias. En aquellos casos en que la interfase no seaprecia de manera definida, puede acudirse al método de diseño que se basa enlas pruebas que se conocen como de tubos largos.

Descripción del procedimiento

1. Se realizan las pruebas de sedimentación en probeta, a temperatura constan-te, a distintas concentraciones de sólidos suspendidos (figura 2.17). La pen-diente en la región recta de la curva es la velocidad de sedimentación. Paracada una de las pruebas anteriores se determina, por gravimetría, la concen-tración de sólidos suspendidos.

2. Para mayor facilidad en el trabajo y poder realizar interpolaciones, se reco-mienda trazar la curva de velocidad de sedimentación en función de la con-centración (figura 2.18).

3. De la información que brinda la figura 2.18, pueden obtenerse datos de flujomásico debido a la gravedad, para distintas concentraciones, Gs = U X.

4. Se traza la curva de flujo de sólidos en función de la concentración (figura 2.19).5. Haciendo uso de la curva obtenida en la figura 2.19, y partiendo de la con-

centración de fondo deseada, Xr se traza la línea de fondo tangente a lacurva de flujo (figura 2.22). El intercepto con el eje Y da el flujo de sólidoslímite (Gap) .

73


6. Haciendo uso de la ecuación (2.35), puede calcularse el área de sedi-mentación.

0XGQ

Aap

t

A: Área del sedimentador, m2.Qt: Flujo total a la entrada del sedimentador, m3 h .X0: Concentración de sólidos suspendidos en la corriente de entrada, kgm .Gap: Flujo de sólidos aplicado, kg m h .

Velocidad de flujo del sobrenadante U0. En la figura 2.22 se traza la línea deoperación definiendo el punto de situación. La pendiente de la recta que une elpunto de situación con el origen (recta que define la línea del sobrenadante), dael valor de la velocidad de flujo del sobrenadante.

Ejemplo 2.6

Se determinaron las características de sedimentación de una suspensiónque procede de un lodo activado. Las pruebas de laboratorio se realizaron paraun intervalo de concentración entre 1000 y 10000 mgL , obteniéndose la curvade la figura 2.23.

Fig. 2.23. Cálculo del área de un sedimentador. Ejemplo 2.6.

74


Calcule la velocidad de flujo de sobrenadante máxima permisible si se deseaobtener una concentración de sólidos suspendidos en el fondo de 11 g L y la deentrada es de 3000 mgL .

En la curva de la figura 2.23 se traza la línea de fondo a partir de X = 11 g L ,y que sea tangente a la curva. El intercepto en el eje de ordenadas da el flujo desólidos límites, que será el aplicado, Gap = 7,3 kg2 h .

El área del sedimentador, en función del flujo de entrada será:

2m410337 tt Q,,

QA

en que Qt está dado en m3 hpara X0 = 3 gL se traza la línea de operación que intercepta a la línea de fondoen el punto P.

La velocidad de flujo de sobrenadante es la pendiente de la línea OP(figura 2.23).

U0 = 1,82 m3 m hLa velocidad del flujo del fondo será:

123 hmm680,XG

Ur

apu

2.2.5. Evaluación de la operación de sedimentadoresEl punto de situación define el estado de operación del sedimentador, y

los cambios de las condiciones de trabajo se reflejan en la curva de flujo dela manera que se ilustra en las figuras 2.24 a 2.26.

1. Una disminución del caudal de extracción del fondo hace rotar, en elsentido contrario a las manecillas del reloj, la línea de fondo (figura 2.24),disminuyendo el flujo de sólidos a aplicar, Gap, y aumentando la concen-tración de sólidos en la extracción del fondo, Xr.

2. Un aumento en el flujo de extracción del sobrenadante, hace rotar, en elsentido contrario a las manecillas del reloj, la línea del sobrenadante ymueve el punto de situación hacia arriba (figura 2.25), mientras que lapendiente de la línea de fondo se mantiene constante.

3. Un aumento en la concentración de los sólidos que entran al sedimentador,X0, mueve la línea de operación hacia la derecha y el punto de situación semueve a lo largo de la línea del sobrenadante. La línea de fondo pasa por elnuevo punto de situación (figura 2.26).

75


Fig. 2.24. Variación del flujo de salida del fondo.

Fig. 2.25. Variación del flujo del sobrenadante.

Fig. 2.26. Aumento de la concentración de sólidos a la entrada.

76


De las situaciones anteriores es necesario destacar un aspecto impor-tante relativo a la línea de fondo y su posición en la curva de flujo. Cuando lalínea de fondo:

1. Corta a la curva de flujo en un solo punto, se obtienen condiciones seguras detrabajo.

2. Corta a la curva en un punto y es tangente a la misma en otro, prevalecen lascondiciones límites de operación.

3. Corta a la curva de flujo en dos puntos, existen condiciones de sobrecarga enla operación.

Otra información que puede obtenerse sobre la operación del sedimenta-dor al analizar las curvas anteriores es el relativo a los criterios de clarifica-ción y espesamiento:

1. Cuando el punto de situación queda ubicado por debajo de la curva de flujo,la clarificación del líquido sobrenadante está garantizada, y son las condicio-nes de espesamiento las que controlan el proceso.

2. Cuando el punto de situación está en la curva de flujo prevalecen las condi-ciones críticas para la clarificación.

3. Cuando el punto de situación está ubicado por encima de la curva de flujo,tanto la clarificación como el espesamiento son ineficientes.

Notas bibliográficas1 ECKENFELDER, W. W.: Principles of Water Quality Management, CBI, Pu-

blishing Co. EE.UU., 1980.2 BENEFIELD, L. AND C. RANDALL: Biological Process Design for Wastewater

Treatment, prentice Hall Series in Environmental Sciences, EE. UU., 1980.3 PATTERSON, J.W. AND J.P. MENEZ Inst.

Chem. Engrs. Env. Prog., vol. 3, no. 1, 1984.4 ROBIND

Transaction Institute of Chemical Engineering, vol. 42, no. 158, 1964.5 EKAMA, G. A.; Et al: Secondary Settling Tanks. Theory, Design and Opera-

tion, Sudafrica, 1984.6 RITTMAN Environmental Science Tech-

nology, vol. 21, no. 2, 1987.

6

77

Oxidación Biológica. Nitrificación

CAPÍTULO 3OXIDACIÓN BIOLÓGICA NITRIFICACIÓN

3.1. PRINCIPIOS DE LA OXIDACIÓN BIOLÓGICA

Los procesos biológicos, cualquiera que sea su nivel, implican un intercam-bio continuo de sustancia y de energía.

Los elementos más importantes que intervienen en el intercambio son elhidrógeno, oxígeno, carbono, nitrógeno, fósforo y azufre. Otros muchos elemen-tos también participan, pero en menor grado.

La energía para estos procesos puede obtenerse de tres fuentes que a suvez sirven de criterio para clasificar los organismos que participan en cada caso:

Radiación solar.Compuestos orgánicos.Compuestos inorgánicos.

En la biosfera la fuente fundamental de energía es la radiación solar.Los organismos fotoautótrofos fijan una fracción pequeña de la energía so-lar mediante la formación de compuestos orgánicos de alto contenido ener-gético (CHO) y produciendo oxígeno. El hidrógeno lo obtienen del agua, elcarbono del CO2 y el fósforo, nitrógeno y azufre de las sales disueltas. Ladisponibilidad de P y N generalmente es limitada, ya que el primero no esfácil de encontrar en forma disuelta y la forma en que el segundo es asimi-lado más fácilmente es como NH4

+ y NO3 . Las restricciones en la disponi-bilidad de estos dos elementos, N y P, constituyen usualmente un factorlimitante para la vida de los organismos autótrofos.

Los compuestos de alto contenido de energía sintetizados por los orga-nismos autótrofos constituyen la fuente básica de energía de losheterótrofos para a su vez sintetizar moléculas más complejas, constitu-yentes de la masa celular, incluyendo las proteínas. Este proceso no esmuy eficiente desde el punto de vista energético, y solo una fracción de laenergía disponible aparece incorporada a la biomasa producida, el resto sepierde en forma de calor.

78


Fig. 3.1. Cadena alimentaria. Relación presa-depredador.

Esta biomasa a su vez sirve como fuente de nutriente y energía (presa) aotros organismos que se alimentan de ella (depredador), y esta última es presade otro depredador. Cada transformación presa-depredador va acompañada deintercambio y pérdida de la energía, aquella que se generó en la primera acciónde los organismos fotoautótrofos. Cuando las transformaciones son tales que laenergía contenida en el compuesto orgánico va reduciéndose, la vida de losorganismos heterótrofos también se reduce y se transforma en otras formas deenergía.

En el tratamiento biológico de aguas residuales no se permite que la cadenade vida descrita anteriormente se desarrolle hasta sus últimas consecuencias,sino que llegado a un punto, la biomasa portadora de la energía es separadadiariamente por procedimientos físicos.

Los organismos quimioautótrofos obtienen la energía de la oxidación de loscompuestos inorgánicos. En el campo del tratamiento de las aguas residualescobran especial importancia dentro de este grupo las bacterias nitrificantes. Estosorganismos son estrictamente aerobios y obtienen la energía de su acción oxidantesobre el NH4

+ y el NO2 .En el tratamiento de las aguas residuales las bacterias nitrificantes cons-

tituyen un vínculo muy importante en la eliminación del nitrógeno del agua alconvertir el N-NH3 a N-NO3 y posteriormente, por medios adecuados,inducir a los organismos heterótrofos a utilizar el NO3 en su metabolismode material carbónico. En esta acción el NO3 es reducido a N2 que escapacomo gas.

3.2. METABOLISMO

Los microorganismos requieren de una fuente de energía y carbono para lasíntesis de nuevas células así como de nutrientes inorgánicos para sus diferen-tes funciones.

El metabolismo es la combinación de un conjunto de transformacionesbioquímicas necesarias para la síntesis celular (anabolismo) y la producción deenergía (catabolismo) que ocurren a través de procesos enzimáticos. De hecho,

79


los diferentes microorganismos pueden ser clasificados a partir de la forma enque obtienen el carbono y la energía.

En el tratamiento biológico de aguas residuales la energía está presenteinicialmente en los compuestos orgánicos carbonosos y nitrosos. Esta se con-vierte en otras formas con las consecuentes pérdidas de energía. La energíacarbonosa es asimilada por los organismos heterótrofos, quienes descomponenlos compuestos proteicos en sus constituyentes carbonosos y nitrosos. El amonioobtenido es utilizado a su vez como fuente de energía por las bacterias nitrificantes.

3.2.1. Mecanismo para la obtención de energíapor los organismos

La reacción global involucrada en el metabolismo de los microorganismosheterótrofos para la obtención de energía puede esquematizarse:

EnergíacélulasNuevasOHCOOorgánicos

Compuestos22

ismosmicroorgan2

En detalle lo que ocurre es que las sustancias orgánicas son descompuestaspor la acción de los microorganismos dando lugar a la liberación de H+, CO2 yelectrones. Se dice, por tanto, que la sustancia se oxida.

Los electrones (e ) y el H+ liberados son transferidos a otra sustancia que,por tanto, es la aceptora de e . Las reacciones de oxidación-reducción contem-plan la transferencia de electrones de una sustancia reducida (donador de e ) auna sustancia oxidada (consumidor de e ). El sustrato o alimento es la sustanciadonante.

El metabolismo heterótrofo utiliza los compuestos orgánicos como do-nantes de e . En el autótrofo son los compuestos inorgánicos los donantes.Por otro lado, el aceptor de electrones depende de que el proceso ocurra enun medio aerobio, anóxico o anaerobio. Mientras que el oxígeno es el aceptorúltimo o terminal de la cadena oxidación-reducción en un medio aerobio, elpar nitrito-nitrato es el aceptor en medio anóxico y el CO2 y SO4 lo son enel anaerobio.

La cantidad de energía liberada durante el proceso de oxidación reduccióndepende tanto del donante como del aceptor de electrones. Cuando el donantees carbonoso y el aceptor final es el oxígeno, la energía liberada es relativamen-te alta y 5 % mayor que cuando el aceptor1 es el NO2 o NO3 . La menorcantidad de energía liberada corresponde al CO2 y SO4 como aceptores deelectrones.

Una fracción de la energía liberada durante los procesos descritos anterior-mente es utilizada para la síntesis de nuevas células, y el resto está destinado a

80


satisfacer los requerimientos de la supervivencia y el desarrollo de la propiacélula (figura 3.2).

Cuando la materia orgánica es completamente oxidada a CO2 y el O2 es elaceptor de e , la masa de oxígeno consumida da la medida estequiométrica delos moles de e transferidos. De aquí, la capacidad de cualquier sustrato comodonante de e puede ser medida en términos de oxígeno requerido para oxidar lamateria orgánica a CO2, este es el fundamento de la DQO.

Aun cuando no es objetivo de este texto profundizar en las reaccionesmetabólicas, se ha considerado oportuno esquematizar en la figura 3.3 las suce-sivas etapas de oxidación reducción que ocurren desde que la materia orgánicaes inicialmente oxidada hasta que los electrones son transferidos hacia el últimoaceptor.

Fig. 3.2. Energía liberada durante la oxidación del sustrato y su trans-formación.

De acuerdo con el esquema de la figura 3.3, la energía almacenada en lamateria orgánica AH2 se libera durante la oxidación biológica por dehidrogenacióndel sustrato mediante la acción del NAD (dinucleótido de nicotinamida y deadenina). El FAD (flavin adenín-dinucleótido) es una flavoproteína que ademásde transportar hidrógeno, es un intermediario entre las deshidrogenasas y loscitocromos para el transporte de electrones. Por su parte, los citocromos sonproteínas transportadoras de electrones que se encuentran solamente en lascélulas aerobias.

Como se aprecia en el esquema, se han representado tres puntos de produc-ción de ATP (trifosfato de adenosina) a partir de ADP (difosfato de adenosina).El ATP es el transportador de energía química más importante de las células detodas las especies vivientes. A medida que el ATP transfiere su energía a otras

81


moléculas, se transforma en ADP. Este a su vez, acepta energía química de lastransformaciones que le preceden y se transforma nuevamente en ATP, ya seaa expensas de organismos autótrofos o heterótrofos.

Fig. 3.3. Esquema de los procesos redox hasta la transferencia de elec-trones al último aceptor. Metabolismo aerobio, anaerobio y anóxico.

De esta manera, las reacciones con el último aceptor y la energía asociadaa ellas pueden resumirse como se muestra a continuación:

(aerobio) AH2 + O2 CO2 + H2O + E1 (3.2)

(anóxico) AH2 + NO3 N2 + H2O + E2 (3.3)

AH2 + SO4 H2S + H2O + E3 (3.4)

(anaerobio) AH2 + SO4 H2S + H2O + E4 (3.4)

AH2 + CO2 CH4 + H2O + E5 (3.5)

AH2 + B BH2 + A + E6 (3.6)

82


donde:E1 > E2 > E3 > E4 > E5 > E6

puede apreciarse además que la reducción del sulfato ocurre tanto en losprocesos anaerobios como en los anóxicos, aunque en los segundos se redu-cen preferentemente los nitratos antes que los sulfatos.

El ATP y la actividad dehidrogenasa son los mejores indicadores de la biomasaactiva en los procesos de tratamiento biológico.

3.3. BIODEGRADABILIDAD DE LAS AGUAS RESIDUALESLa purificación biológica puede ser aplicada efectivamente solo en aquellos

casos en los que el agua residual contenga compuestos orgánicos biodegradables.

3.3.1. Condición de degradación biológica de compuestosorgánicos

Los compuestos orgánicos solubles presentes en aguas residuales puedenser clasificados en cuatro grandes grupos de acuerdo con su condición de de-gradación biológica y toxicidad:

Compuestos biológicamente degradables y no tóxicos (sacáridos, aminoácidos,ácidos grasos).Compuestos biológicamente degradables, pero tóxicos a altas concentracio-nes (fenol, formaldehído).Compuestos no degradables biológicamente y no tóxicos (ácido húmico, áci-dos lignosulfónicos, colorantes azo).Compuestos no degradables biológicamente y tóxicos a bajas concentracio-nes (pesticidas, DDT).

Un agua residual en la que todos sus constituyentes son biodegradablesno tóxicos o solamente tóxicos a altas concentraciones tiene una relaciónDBO5/DQO en el intervalo de 0,55-0,70. Esta relación es un buen indicadorde la posibilidad del tratamiento biológico de un agua residual dada. Mien-tras más baja es esta relación, mayor será la proporción de compuestos nodegradables en el agua residual. Si la relación es 0,2 ó menor, se está enpresencia de un agua residual constituida, fundamentalmente, por compues-tos no degradables por medios biológicos, en este caso, la purificación bioló-gica sola no es suficiente.

Las causas por las que un compuesto puede ser no biodegradable sondiversas y no todas conocidas. Los compuestos constituidos por cadenas

2

83


alifáticas son degradables, sin embargo, el crecimiento de estas es disperso.Crecimiento disperso de las cadenas alifáticas:

CH2 2)X CH3

SO3Na

CH2 2)X CH3 CH3

SO3Na

CH2 CH2-(CH2)-CH3

Degradable No degradable

Otra causa de no biodegradabilidad de un compuesto puede encontrarseen la sustitución de un anillo aromático. Mientras que el 2,4-dinitrofenol pue-de ser degradable biológicamente, la sustitución del grupo nitro de la posi-ción cuatro a la seis hace al compuesto no biodegradable.

Sustituciones en el anillo aromático

Degradable No degradable

OH

NO2

NO2

OH

NO2 O2N

En general, los compuestos de alta masa molecular y/o de estructura com-pleja son no biodegradables o de difícil degradación. En estos casos, es másaconsejable el empleo de métodos físico-químicos de tratamiento.

En la figura 3.4 se muestran los resultados obtenidos al analizar porcromatografía de gel un agua residual antes y después de ser sometida a untratamiento biológico.3 En la parte (a) de la figura se aprecian dos picos quecaracterizan a compuestos de alta masa molecular (1) y compuestos de bajamasa molecular (2). En (b), puede observarse que después de un tratamientobiológico, la curva que caracteriza a los compuestos de baja masa molecular hadesaparecido, pero persiste la de aquellos de mayor masa molecular, y que noson removidos mediante este tipo de tratamiento.

Los compuestos orgánicos remanentes en un agua residual que ha sidosometida a un buen tratamiento biológico (DBO soluble 10 mgL ) sonfundamentalmente no biodegradables y fácilmente determinados con la DQO.Estos compuestos pueden clasificarse en dos subgrupos (figura 3.5). El pri-

5

84


mer subgrupo está constituido por la fracción no biodegradable contenida enel residual original y que pasa a través del tratamiento sin experimentarningún cambio (DQOND). Al segundo subgrupo pertenecen aquellos com-puestos que son producidos por los propios microorganismos que realizan laacción depuradora, como consecuencia de su metabolismo. Su concentra-ción varía entre 1 y 5 % de la DQO que es removida.

Fig. 3.4. Curva de elusión de cromatografía de gel. a) Antes del trata-miento biológico, b) después del tratamiento biológico.

85


Debe ser destacado que durante el tratamiento biológico solo se remuevenaquellos compuestos de relativa baja masa molecular.

DQOD + DQOND (0,01-0,05) DQOD + DQOND

Fig. 3.5. Clasificación de los compuestos de acuerdo con su biodegrada-bilidad.

3.3.2. Purificación biológica de las aguas residualesCuando un agua residual se pone en contacto con los microorganismos pre-

sentes en la unidad de tratamiento, los compuestos orgánicos pueden ser remo-vidos a través de diversos mecanismos.

Los sólidos suspendidos y coloidales son removidos por adsorción ycoagulación. Si son degradables, son hidrolizados por las exoenzimas. Losproductos de esta hidrólisis son enzimáticamente transportados al interiorde las células. Si son inertes, pasan a constituir la fracción inerte de labiomasa.

Por su parte, los compuestos que aunque solubles son de alta masa moleculardeben también ser previamente hidrolizados antes de que puedan transportarsea través de la membrana bacteriana.

Los compuestos de baja masa molecular son transportados directamente alinterior de las células por las enzimas correspondientes.

Los compuestos orgánicos removidos de las aguas residuales son par-cialmente oxidados, y utilizados en parte en la síntesis de constituyentes delas células y en nuevas células (figura 3.6).

Los principales productos de la oxidación son CO2, H2O y NH3. El propósitofundamental de esta oxidación es obtener la energía necesaria para las reaccio-nes de síntesis. En principio los productos de la síntesis se almacenan como

86


productos de reserva (polisacáridos, lípidos). Con posterioridad son utilizadospara la constitución de nuevas células.

Fig. 3.6. Mecanismo de la oxidación biológica.

No obstante que la producción de biomasa generalmente no es el objetivodel tratamiento biológico de los residuales (aunque puede serlo en alguna situa-ción particular), su formación en cierta cantidad es inevitable. En procesosaerobios Mc Carty1 ha obtenido valores de rendimiento (Y) (biomasa produci-da/DBO removida), que varían entre 0,30 y 0,51 para glucosa, anilina, lactato yacetato. Por otra parte, Servizi y Bogan han presentado valores de rendimiento

muestran valores de este parámetro entre 0,37 y 0,46 para muchos compuestosbiodegradables.

Para los procesos anaerobios, como la producción de energía es menor,también es menor la cantidad de esta que se dedica a la producción de biomasa.En estos casos, el rendimiento apenas alcanza valores comprendidos entre 0,032y 0,27.6

3.3.3. Sustrato exógeno y endógenoTeniendo en cuenta que los compuestos orgánicos contenidos en el agua

residual sirven como fuente de energía a los microorganismos, son denominadossustratos. Los sustratos se clasifican como exógenos (fuera de la célulabacteriana) y endógenos (en el interior de la célula bacteriana).

Cuando el sustrato exógeno se agota, los microorganismos oxidan elsustrato endógeno. En una primera etapa estos sustratos endógenos sirvencomo material de reserva y cuando se agota, comienza la oxidación de lasproteínas. Si los microorganismos constituyentes de la biomasa se mantie-

5

4

87


nen durante un cierto tiempo sin sustrato exógeno, muchos de ellos morirán.La masa remanente puede llegar a contener menos del 10 % en peso deorganismos vivos, y será relativamente estable a la descomposición poste-rior. Este fenómeno es utilizado en la práctica para la estabilización aerobiade los lodos.

La oxidación del sustrato exógeno puede ser descrita según la ecuación:

OH21

COO21

41

OHC 222 YXZYXzyx (3.7)

La oxidación del sustrato endógeno puede representarse:

3222275 NHOH2CO5O5NOHC nnnn (3.8)

La fórmula empírica C5H7NO2 representa la composición media dela materia volátil celular. Esta biomasa contiene 12,3 % de nitrógeno yteóricamente requiere 1,42 g de oxígeno por cada gramo de biomasatotalmente oxidado. Aunque la fórmula empírica anterior, de Hoover yPorges, es la más difundida, hay muchas otras que también se utilizan. Noobstante en la práctica el equivalente de oxígeno de biomasa volátil varía enel intervalo comprendido entre 1,3 y 1,5 gg .

3.4. CINÉTICA DEL CRECIMIENTO BIOLÓGICOY REMOCIÓN DE SUSTRATO

3.4.1. Crecimiento y multiplicación de microorganismosCultivo discontinuo de poblaciones puras de microorganismos

Cuando los microorganismos se ponen en contacto con un sustrato al cualestán bien adaptados, crecen y se multiplican.

Si se parte de presuponer que para el tiempo inicial t = 0 la concentra-ción de microorganismos es X0, después de un cierto tiempo la concentracióninicial se duplica. El tiempo de duplicación, tg, es llamado tiempo medio degeneración. Después de transcurrido el tiempo de generación t = tg, losmicroorganismos se duplican nuevamente. Esto puede demostrarse medianteel esquema siguiente:

t = 0 X0tg 2X0 21X02tg 4X0 22X03tg 8 X0 23 X0n tg 2n X0

7

88


Así para el tiempo t = ntg la concentración de microorganismos será:

00 22 XXX tgt

nt

(3.9)

Aplicando logaritmos a la ecuación 3.9:

0ln2lnln Xtt

Xg

t (3.10)

Escribiendo:

tg,

tg6902ln

(3.11)

Sustituyendo en la ecuación 3.10 se obtiene,

0lnln XX t (3.12)

La ecuación 3.12 también puede escribirse:t

0t eXX (3.13)

Conociendo el valor de se puede, mediante la ecuación 3.13, calcular elvalor de la concentración de microorganismos a cualquier tiempo t.

Diferenciando con respecto al tiempo la ecuación 3.13, se obtiene la ecua-ción cinética general de crecimiento.

dtdX

dtdX

X1

(3.14)

El término es denominado velocidad específica de crecimiento. A partir dela ecuación 3.14 puede concluirse que solo depende del tiempo de generación,tg, de un microorganismo dado. Sin embargo, esta conclusión es válidasolamente para altas concentraciones de sustrato.

Para bajas concentraciones de sustrato, se hace dependiente de la mismade acuerdo con la bien conocida ecuación de Jacques Monod:

SKS

Smáx (3.15)

donde:S: concentración de sustrato limitante (mgL ).

máx: Velocidad específica de crecimiento máxima h .KS: Constante de saturación (mgL ).KS: VS = S para = ½ máx

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Fig. 3.7. Representación gráfica de la ecuación de Monod.

Combinando las ecuaciones 3.14 y 3.15, se obtiene que:

XSK

SdtdX

Smáx (3.16)

Aquí se aprecia que la velocidad de crecimiento de los microorganismos esfunción de su concentración y de la concentración de sustrato.

Cuando el sustrato se encuentra en condiciones lo suficientemente altascomo para que su variación no afecte la velocidad de crecimiento, la ecuación3.16 se transforma:

XdtdX

máx (3.17)

O sea, que la velocidad de crecimiento en un instante dado es solo funciónde la concentración de microorganismos multiplicado por la velocidad específi-ca máxima de crecimiento.

Todo el desarrollo anterior fue logrado inicialmente para cultivos puros ysustratos de un solo componente. Sin embargo, su uso se ha extendido para elcaso de cultivos mixtos y sustratos multicomponentes, que es la situación queprevalece durante el tratamiento biológico de aguas residuales.

Cultivo de poblaciones mixtas de microorganismos

La dinámica poblacional de los cultivos es un proceso complejo y nototalmente conocida aún.

Al aplicar la ecuación de Monod a cultivos mixtos, debe tenerse en cuentaque las constantes de crecimiento máx y KS representan valores promedio delas constantes de crecimiento de las especies individuales y de su proporción enel cultivo.

Los cambios en la población se reflejan en cambios en las constantes decrecimiento.

90


Fig. 3.8. Relación entre max y KS para varios sustratos. 1. Glucosa2. Sorbitol. 3. Sacarosa. 4. Histidina. 5. Galactosa. 6. Lactosa.

En la figura 3.8 se muestra que mientras mayor es el valor de KS mayor esmáx. Sin embargo, hay compuestos para los que no se ha hallado correlación.

Tal es el caso, por ejemplo, de los ácidos acético y propiónico y la fenilalanina.Por otro lado los ácidos glutámico y cérico muestran relaciones inversas.

Fig. 3.9. Relación entre y la concentración de sustrato para dosmicroorganismos.

A modo de ejemplo de lo anterior puede citarse un caso extremo de uncultivo formado por dos especies de microorganismos denominados por A y B(figura 3.9), cuando se utiliza la lactosa como sustrato. La especie A tiene unvalor de máx = 0,2 h y KS = 1 mgL . Para la especie B estos valores sonrespectivamente, 0,5 h y 50 mgL .

91


En la figura 3.9 puede apreciarse además que para bajas concentracionesde sustrato la velocidad de crecimiento de la especie A es mayor que la de B.Consecuentemente, la proporción de A en el cultivo será mayor que lade B. Para concentraciones de sustratos cercanas a 35 mgL (punto deintersección de ambas curvas), ambas especies alcanzan la misma velocidadde crecimiento y su proporción en el cultivo mixto es la misma. A altasconcentraciones la especie B alcanza mayor velocidad de crecimiento, yconsecuentemente se encontrará en mayor proporción.

El significado práctico de esta conclusión teórica es que queda demos-trada una de las formas en las que se puede inhibir o evitar el crecimientode algunos microorganismos indeseables en la unidad de tratamiento, porejemplo, los filamentosos en los procesos de lodo activado y lagunasaereadas.

3.4.2. Cinética de la remoción de los compuestos orgánicosde las aguas residuales mediante cultivos mixtos

Durante años se han desarrollado diferentes modelos matemáticos paraexplicar el mecanismo de remoción de la DBO en los procesos de trata-mientos biológicos.8, 9

Todos estos modelos coinciden en que la velocidad de remoción de DBOpor unidad de biomasa ( DBO/SSV.t) es constante cuando se tienen valo-res altos de la DBO. Esta velocidad específica de remoción de la DBO semantiene constante hasta que se alcanza un valor de concentración de DBO,a partir del cual la velocidad de remoción se hace dependiente de la concen-tración y decrece con ella.

Hay otros casos en los que ha quedado demostrado que la remoción desustrato (DBO ó DQO) sigue una cinética de orden cero, o sea, es indepen-diente de la concentración de DBO ó DQO en todo el intervalo de concen-tración.10 Uno u otro comportamiento se debe a que el contaminante estéconstituido por una mezcla de sustancias o por una sola sustancia.

Para el estudio cinético de la remoción de la DBO es conveniente clasi-ficar los sustratos como:

Sustratos de un solo componente que pueden ser transportados directa-mente al interior de la célula.Sustratos multicomponentes, constituidos por una mezcla de sustratos sim-ples.

92


Sustratos de un solo componente

Como ya ha sido expresado, la remoción de sustrato de una solución, siem-pre va acompañada de crecimiento de biomasa, existiendo una relación mate-mática que vincula ambos fenómenos:

dtdS

YdtdX

(3.18)

donde:Y: Constante de rendimiento o de producción de biomasa (gg ).

A partir de la ecuación que describe el crecimiento de biomasa en funciónde la concentración de sustrato,

XSK

SdtdX

Sm

y de la ecuación 3.18, puede obtenerse:

SKS

XYdt

dS

S

m(3.19)

en tratamiento de residuales es frecuente encontrar que KS S, y la ecuación3.19 queda:

XYdt

dS m (3.20)

o también:

KXdtdS

(3.21)

donde:

1dY

K m

De acuerdo con la ecuación 3.21 los sustratos de un solo componente sonremovidos siguiendo una cinética de orden cero con respecto a la concentraciónde sustrato (figura 3.10).

93


Fig. 3.10. Variación de la concentración de DBO con respecto al tiempo,para sustratos de un solo componente.

Sustratos multicomponentes

La casi totalidad de las aguas residuales están constituidas por sustratosmulticomponentes, o sea, una mezcla de compuestos que integralmente se re-portan como DBO ó DQO.

Cada uno de los compuestos que conforman el residual está presente enconcentraciones distintas, y se remueven de acuerdo con una cinética de ordencero aunque a distintas velocidades, como se ilustra en la figura 3.11(a), dondecada recta representa la variación, con respecto al tiempo, de la DQO de cadauno de los constituyentes individuales.

En la figura 3.11(b) se aprecia que para un tiempo cualquiera la velocidad deremoción del sustrato multicomponente y la concentración total del sustrato (ex-presada como DQO) es la suma de las velocidades de remoción de los sustratossimples y de la concentración de los sustratos respectivamente. En la medidaque un sustrato simple se agota, la velocidad de remoción disminuye instantá-neamente, dando origen a un punto de ruptura en la curva de remoción.

Si el número de componentes es suficientemente alto, como es el caso de lapráctica del tratamiento de las aguas residuales, el punto de ruptura puede sersustituido por una disminución suave. Esta curva puede ser descrita por unaecuación diferencial general que representa la cinética de una reacción químicasimple:

nn SXk

dtdS

0 (3.22)

donde:

dtdS

: Velocidad de remoción (mgL d ).

kn: Constante de velocidad de remoción (d ).

94


S: Concentración de DBO ó DQO (mgL ).X0: Concentración inicial de biomasa (mgL ).n: Orden de la reacción.

Este tipo de ecuación ha sido aplicada durante años para los procesosmicrobiológicos. Sin embargo, el punto débil en la aplicación de esta ecuación,es que presupone un incremento en la velocidad de remoción ante cualquierincremento en la concentración de sustrato.

Experimentalmente ha quedado demostrado que si se incrementa la con-centración de un sustrato multicomponente, y se mantiene constante la propor-ción de cada componente en el sustrato, no se apreciará incremento en lavelocidad de remoción.

De la figura 3.11 se aprecia que la velocidad instantánea de remoción de unsustrato multicomponente está relacionada con el número de sustratos simplesremanentes.

Fig. 3.11. Ejemplo teórico de remoción de sustratos multicomponentes.

95


Al considerar la velocidad de remoción inicial, que es constante para uncultivo y mezclas de sustratos específicos, puede expresarse la velocidad enfunción de número de componentes remanentes en relación con la situaciónoriginal.

Así:

Mm

fr (3.23)

donde:M: Número de componentes inicialmente presentes.m: Número de componentes individuales remanentes.r: Velocidad de remoción relativa.

En general, lo que ocurre es que no se conoce el número de componentesoriginalmente presentes, ni la ley que describe su remoción de la mezcla.

Suponiendo un número grande de componentes, puede sustituirse el númerode componentes por la concentración.

La función f expresa además, en alguna forma, el decrecimiento de la velo-cidad de remoción causada por el número reducido de componentes y, por tanto,la disminución de la concentración total de sustrato con el tiempo. Para reflejaresto, un exponente similar al de orden de reacción puede utilizarse.

La ecuación cinética se puede expresar:

nnn

n

n SSX

kSS

XkdtdS

0

0

00 (3.24)

donde:S0: Concentración inicial de DBO ó DQO.S: Concentración final de DBO.X0: Concentración de biomasa.kn: Velocidad específica de remoción de DBO.n: Orden de la reacción.La ecuación 3.24 también puede expresarse,

n

SS

kX 0

(3.25)

QV

96


El modelo de velocidad de reacción representado por la ecuación 3.24 fueinicialmente descrito por Grau y col.11 Aunque bastante general, el modelo cinéticode Grau no es más que otro de los muy diversos modelos que pretenden explicarla cinética de los procesos biológicos de tratamiento de aguas residuales. Entremuchos otros modelos descritos pueden ser citados el de Eckenfelder y el deLawrence y McCarty.

La ecuación que responde al modelo cinético de Eckenfelder ha tenido unuso muy difundido a través de los años. Originalmente formulada para una cinéticade primer orden con respecto a la DBO, ha sido posteriormente utilizada paraórdenes de reacción superior al primero,

XSKdtdS n (3.26)

donde:n: Orden de reacción.

Fig. 3.12. Diferentes valores de la constante cinética K que se obtiene alaplicar el modelo de primer orden de Eckenfelder a un agua residual de

DBO variable.

Otra forma de expresar la ecuación 3.26 es,

nSKX (3.26 a)

La mayor limitación del modelo de Eckenfelder radica en que para aguasresiduales cuya DBO es variable, se obtiene distintos valores de K en depen-dencia de los valores de la DBO inicial (S0). Figura 3.12. Esta dificultad essalvada en el modelo cinético de Grau.

Por otra parte, el modelo de Lawrence y McCarty es aplicable para cinéticade orden intermedio entre cero y primer orden,

12

13

97


XSK

Sk

dtdS

Sm (3.27)

SKS

kX S

m (3.27 a)

Cualquiera que sea el modelo cinético que se desee emplear, debe compro-barse en qué medida se cumple en el caso particular bajo estudio.

3.4.3. Cálculo de la constante de velocidadPara estimar la constante de velocidad de remoción de DBO deben reali-

zarse corridas experimentales a diferentes tiempos de retención y conocer paracada caso, la concentración de biomasa, medida como sólidos suspendidos volá-tiles, así como la DBO inicial y final del proceso.

En el ejemplo 3.1 se ilustra el procedimiento de cálculo.

Ejemplo 3.1

Para determinar la constante del modelo cinético de Grau se realizaroncorridas experimentales en un reactor de 10 L con alimentación continua. Losresultados obtenidos aparecen resumidos en la tabla 3.1.

Determine el valor de la constante asumiendo que la reacción de degrada-ción es de primer orden con respecto a la DBO.

Tabla 3.1. Datos experimentales

Q S0 S XCorridaExperimental No. Ld-1 mgL-1

1 13 900 63 72472 15 950 133 41263 30 1200 420 31514 30 1200 300 49595 40 1500 750 25006 60 1500 900 2582

De acuerdo al modelo de Grau:

0SS

kX

98


graficando 0S

Svs

X , puede obtenerse el valor de k de la pendiente de la

recta correspondiente.Los datos de la tabla 3.1a se arreglan según:

Tabla 3.1.a. Transformación de la tabla 3.1

Corrida 1 2 3 4 5 6

X0,15 0,30 0,75 0,55 1,20 1,40

0SS 0,07 0,14 0,35 0,25 0,50 0,60

Fig. 3.13. Cálculo de la constante de remoción de DBO para el modelode Grau.

3.5. NITRIFICACIÓN-DESNITRIFICACIÓNEs muy útil relacionar las concentraciones de nitrógeno con las de DBO. La

tabla 3.2 da algunos valores en dependencia del origen del agua residual. Elvalor 0,2 puede considerarse representativo de este conjunto de datos. A faltade disponer de análisis más precisos, puede ser adoptada esta relación comobuena para el cálculo de instalaciones de tratamiento. Generalmente la incorpo-ración de aguas residuales industriales a las municipales, favorecen la disminu-ción de esa relación.

Se obtiene la recta de la figura 3.13 cuya pendiente es el valor de la cons-tante k (k = 2,3 d ):

99


Tabla 3.2. Relación N/DBO5 para diferentes tipos de aguas residuales

Formas del nitrógeno y su evolución

En las aguas residuales de origen doméstico, la forma más común en que sepresenta el nitrógeno es como nitrógeno orgánico (N-org) y nitrógeno amoniacal(N-NH3). En esta agua los nitritos y nitratos aparecen generalmente en concen-traciones casi siempre despreciables. La presencia de nitritos y nitratos en lasaguas residuales sin tratar casi siempre es debida a contaminación de origenindustrial. Cuando la concentración de N-NH es elevada, se produce una ac-ción inhibidora superior sobre un grupo de las bacterias nitrificantes, lasnitrobacterias, que sobre otro, las nitrosomonas.

forma orgánica y amoniacal y no incluye nitritos ni nitratos.El nitrógeno orgánico puede ser inerte o degradable, con un orden de mag-

nitud del 12 % (10 % en suspensión y 2 % soluble) y 88 % respectivamente. Lasdos más importantes fuentes de contaminación nitrogenada son los vertidos deproteínas y urea.

La fracción orgánica degradable se transforma, por acción enzimática, enforma amoniacal, mediante el proceso conocido como amonificación. La cinéticade esta reacción es muy rápida para la urea, pero inferior para las proteínas.Aun así, se puede considerar que al final del tratamiento no subsiste más que lafracción orgánica inerte.

De lo anterior puede concluirse que, con el tratamiento por lodos activa-dos, no es necesario conocer la proporción entre las formas orgánicas yamoniacales. En cambio, en los sistemas de tratamiento del tipo cultivosfijos (lechos bacterianos, discos biológicos, filtros, etc.), en los cuales eltiempo de retención en el reactor es muy corto, puede no completarse laamonificación y si puede cobrar importancia conocer la proporción en quese encuentran el N-org y el N-NH .

El nitrógeno amoniacal procede de la amonificación del nitrógeno orgánicoque puede efectuarse en la propia red de colectores y que afecta a prácticamentela totalidad de la urea y de los demás compuestos orgánicos fácilmente

Procedencia N/DBO5

Municipal 0,17-0,20Lecherías 0,05-0,04Cervecerías 0,25Papeleras 0,1-0.02Centrales azucareros 0,1-0,2Tintorerías 0,1-0,05

3

3

100


degradabIes. Una parte de este nitrógeno se incorpora a la masa bacteriana enla constitución de las células a través del proceso de asimilación.

Cuando las condiciones ambientales son favorables, en particular el tiempode retención de la biomasa y la temperatura, el nitrógeno llega a oxidarse a la

En un reactor anóxico algunas bacterias heterótrofas son capaces de con-sumir oxígeno de los nitratos, los cuales se reducen liberando nitrógeno libre.Este proceso se denomina denitrificación.

Todos estos procesos se representan en el diagrama de bloques de laFigura 3.14.

Fig. 3.14. Ciclo del nitrógeno en el tratamiento.

3.5.1. NitrificaciónEn el estudio de la nitrificación es importante diferenciar entre las funciones

de oxidación del carbono y del nitrógeno propiamente dicho. Ambos procesospueden llevarse a cabo en una sola etapa o en etapas separadas, tanto en siste-mas de biomasa en suspensión como en lecho fijo.

En casi todos los procesos biológicos están presentes las bacteriasnitrificantes, sin embargo para que la nitrificación tenga lugar es necesario que

forma de nitrato en el proceso biológico aerobio identificado como nitrificación.

101


existan, entre otras cosas, condiciones adecuadas para el crecimiento de lasbacterias nitrificantes. En otro caso, prevalecerá el crecimiento de las bacteriasheterótrofas. La nitrificación se propicia disminuyendo la carga orgánica de losprocesos biológicos.

El N-NH3 es transformado en nitrito y nitrato por bacterias autotróficasconstituyendo el oxígeno requerido para esta oxidación, una demanda adicionala la que posee la materia orgánica que es normalmente estabilizada durante lostratamientos biológicos.

La primera etapa de la nitrificación tiene su origen en la acción de las bac-terias Nitrosomonas, siendo las Nitrobacter las responsables de la transforma-ción posterior del N-NO3 . Ambas reacciones de oxidación se representan acontinuación:

2224 NOOH2HO3/2NH asNitrosomon (3.28)

322 NOO1/2NO rNitrobacte (3.29)

A partir de la estequiometría de estas ecuaciones puede deducirse que serequieren 4,6 mg de oxígeno para la oxidación completa de cada mg de N-NH3.

Si se acepta que el efluente de un tratamiento secundario convencional po-see aproximadamente una concentración de 25 mgL de N-NH3, esto tienecomo consecuencia una demanda de oxígeno al cuerpo receptor de 114 mgLpor concepto de la ulterior oxidación a NO3 . Si esta demanda se compara conla que normalmente tienen estos efluentes (demanda carbonácea), aproximadamente50 mgL , puede inferirse la importancia que posee el proceso de nitrificación,su estudio y control.

La oxidación del nitrógeno amoniacal no tiene lugar de forma aislada, sinoque en realidad va acompañada de la síntesis de nuevas células además deconsumo de oxígeno. La síntesis de nuevas bacterias nitrificantes se expresa:

15CO2 + 13 NH4+ nas)(Nitrosomo 10 NO2 + 3 C5H7NO2 + 23 H+ + 4 H2O (3.30)

5 CO2 + NH4+ + 10 NO2 + 2 H2O er)(Nitrobact 10 NO3 + C5H7NO2 + H+ (3.31)

El rendimiento celular de estas reacciones está en el intervalo de 0,04 a0,29 mg SSV (mg N-NH3) para las bacterias Nitrosomonas y de 0,02 a0,084 mg SSV (mg N-NO2 ) para Nitrobacter.15

Suponiendo para estas dos reacciones respectivamente rendimientos de 0,15mg SSV(mgN-NH3) y 0,02 mg SSV(mgN-NO2) puede plantearse:

55 NH4+ + 76 O2 + 109 HCO3 C5H7NO2 + 54 NO2 + 57 H2O +

+ 104 H2CO3 (3.32)

14

102


400 NO2 + NH4+ + 4 H2CO3 + HCO3 + 195 CO2 C5H7NO2 +

+ 3 H2O + 400 NO3 (3.33)De las ecuaciones 3.32 y 3.33 puede obtenerse:

323

2275324

COH1,88NO0,98

OH1,04NOHC0,021HCO1,98O1,83NH(3.34)

Dos conclusiones importantes se derivan del análisis de la ecuación 3.34. Laprimera de ellas es que el N-NH3 requerido para síntesis es despreciable, 2 %,con respecto al que se utiliza por las bacterias nitrificantes para la oxidación. Lasegunda conclusión es que la nitrificación consume alcalinidad del medio,requiriéndose 7,15 mgL como CaCO3 por cada mgL de N-NH3 oxidado,valor que se ajusta al reportado por la literatura.

Cinética de la nitrificación

Para los sistemas de biomasa en suspensión los factores que se apuntancomo incidentes en la nitrificación son:

Concentración de N - NH3 y N- NO2Relación DBO5/NKTConcentración de oxígeno disueltoTemperaturapH

Se ha demostrado que existe una relación directa entre la capacidad denitrificación en un determinado proceso y la relación DBO /NKT. Para valoresde este cociente entre 1 y 3, el porcentaje de bacterias nitrificantes en la biomasaoscila entre 21 y 8,3 % respectivamente.

En los sistemas de lodo activado de tipo convencional, para los que la rela-ción empírica DBO /NKT es mayor de 3, el porcentaje de bacterias nitrificanteses mucho menor de 8,3. En los sistemas de lecho fijo, tanto en los filtrospercoladores como en los biodiscos, también puede presentarse la nitrificación.

Temperatura

La temperatura ejerce una influencia importante sobre la velocidad denitrificación, aumentando esta última con el incremento de la temperatura delmedio. Esta influencia se refleja en las constantes asociadas a la cinética de lanitrificación.

El intervalo de temperatura en el que ocurre preferentemente la nitrificaciónes el comprendido entre 4 y 45 C, siendo 35 C la temperatura óptima para las

C para Nitrobacter.

16

5

5

103


En la tabla 3.3 se reportan valores de velocidad específica de crecimientode Nitrosomonas para tres temperaturas diferentes.

Tabla 3.3. Velocidad máxima específica de crecimiento para Nitrosomonas

Para propósitos de diseño, una expresión aceptable del efecto de la tem-peratura sobre la velocidad máxima específica de crecimiento para lasnitrosomonas es:

)t(,nm e, 200980650 (3.35)

Oxígeno disuelto

Generalmente la influencia de la concentración de oxígeno en la veloci-dad de nitrificación ha sido objeto de controversias. No obstante, es acepta-do, por evidencia experimental, que bajo determinadas condiciones se puedeobtener nitrificación completa aun a concentraciones de oxígeno tan bajascomo 0,5 mgL . Un estudio relativamente reciente para analizar la influen-cia de diversos factores en la nitrificación ha sido reportado por Stenstrom ySong.17 En este estudio se concluye que:

Tanto para sistemas de biomasa en suspensión como para medio fijo, laconcentración de oxígeno que limita la nitrificación está en el intervalocomprendido entre 0,5 y 2,5 mgL .La concentración límite de oxígeno para la nitrificación en condicionesestacionarias es función del tiempo de retención de la biomasa y de laresistencia difusional al transporte de masa.En la medida en que la concentración de oxígeno es menor, se requieremayor tiempo de retención de la biomasa para garantizar una completanitrificación.Bajo condiciones transcientes de choques de carga orgánica, o de au-mento de la resistencia a la difusión o competencia entre bacteriasheterótrofas y nitrificantes, la concentración límite de oxígeno puede sersignificativamente mayor que bajo otras condiciones.

Temperatura, C n,m10 0,320 0,6530 1,2

104


Efectos del pH y alcalinidad

El pH también puede influir notablemente sobre la velocidad de nitrificación.Como ya se ha expresado, la nitrificación lleva implícita la destrucción

de una cantidad importante de alcalinidad del medio.Puede demostrarse que en los reactores biológicos, para el intervalo de

pH comprendido entre los valores de 5 y 8, el pH de equilibrio esta determi-nado por la alcalinidad y el CO presente en el sistema. En aquellos casos dereactores abiertos, en los que ocurre desprendimiento de CO , pueden man-tenerse altos valores de pH a bajos niveles de alcalinidad en el medio.

En sistemas cerrados, donde normalmente el despojamiento de CO sedificulta, la alcalinidad del agua residual debe ser hasta 10 veces el valorde la concentración del nitrógeno que se oxida para que pueda mantenerseel pH.

Para propósitos de diseño, es suficiente tomar en consideración que lavelocidad de nitrificación disminuye considerablemente en la medida que elpH cae por debajo del intervalo de neutralidad del medio. Es mejor mante-ner el pH entre los valores de 6,5 y 8,0.

La influencia del pH sobre la velocidad máxima de nitrificación puede cuan-tificarse mediante la expresión,

pH,,nmnm 2783301 (3.36)

donde:nm: velocidad específica de nitrificación a pH = 7,2.

Efecto de la relación DBO5/NKT

Generalmente en todos los sistemas de nitrificación hay suficiente mate-ria orgánica en el reactor como para propiciar el crecimiento de las bacte-rias heterótrofas. Cuando se incrementa el tiempo de retención medio celular(edad del lodo) para incrementar la concentración de biomasa (SSV), con elobjetivo de obtener mayor remoción de DBO, se corre el peligro potencialde que la velocidad de crecimiento de las bacterias nitrificantes sea mayorque el de las heterótrofas. En caso contrario, y se reduzca mucho el TRMC,se lavaran del sistema. Por tanto, la condición de trabajo ha de ser tal que eltiempo de retención de los sólidos sea mayor que un valor limite que seestablezca.

Opuestamente a lo que sucede en los sistemas de biomasa en suspen-sión, en aquellos en los que la biomasa esta adherida a un medio, sistemas debiopelícula, el factor que controla es el proceso de transporte de masa.

2

2

2

105


Las condiciones que existen en el entorno cercano de los microorganismosen la biopelícula, no son las mismas que para los sistemas de biomasa ensuspensión. En la biopelícula la concentración de sustrato varía con la pro-fundidad a lo largo del espesor, y es significativamente menor que en el senodel líquido. Siendo esto válido tanto para la concentración de oxígeno comopara la de nitrógeno amoniacal, la velocidad de nitrificación en biopelículases menor que la que podría esperarse tomando como referencia la concen-tración de nitrógeno en el líquido.

El transporte de masa o resistencia difusional incide sobre la nitrificación dela manera que se describe:

No es válida la suposición de que la etapa limitante de la nitrificaciónsea la oxidación del nitrógeno amoniacal a nitrito.Aumenta el tiempo de retención que se requiere para los sólidos.Cambia la concentración límite de oxígeno para que ocurra la nitri-ficación.

Investigaciones realizadas por Downing, Painter y Knowles concluyen quela cinética de la nitrificación puede ser formulada en términos de la relación deMonod.

dtdN

Ydt

dX an

n (3.37)

yan

anmn NK

N (3.38)

donde:Xn: Concentración de microorganismos nitrificantes (mgL ).Na: Concentración de N-NH3 (mgL ).Yn: Masa de organismos nitrificantes obtenidos por masa de N-NH3 utilizado.

n: Velocidad específica de crecimiento de los organismos nitrificantes a laconcentración Na (mg Xn (mg Xn) d ).Kn: Coeficiente de saturación para nitrosomonas (mgL N-NH3).

Está demostrado que la energía que liberada durante el proceso de conver-sión de N-NH3 a N-NO2 es aproximadamente tres veces mayor a la corres-pondiente a la transformación del N-NO2 a N-NO3 .19 O sea, se requiere producirel triple de N-NO3 que N-NO2 para liberar una misma cantidad de energía.Según Adams y Eckenfelder20 esta es la posible explicación al hecho de quegeneralmente el N-NO2 se halla en bajas concentraciones en los efluentes delos tratamientos biológicos.

1 8

106


Teniendo en cuenta que las Nitrobacter tienen una velocidad específica decrecimiento mayor que el de las Nitrosomonas, la modelación de la nitrificaciónpuede considerarse como un proceso de una sola etapa, la limitante, que es laconversión del N-NH3 a N-NO2 .21

Esta es la razón por la cual los diferentes términos definidos para lasecuaciones 3.37 y 3.38 tienen como base el N-NH3.

La velocidad de crecimiento de las bacterias nitrificantes puede expresarsecomo:

nnn X

dtdX (3.39)

Combinando las ecuaciones 3.37, 3.38 y 3.39 para explicar la velocidad decrecimiento en función del consumo de N-NH3 se obtiene:

nan

anm

nX

NKN

YdtdNa 1 (3.40)

O sea, que la velocidad de nitrificación es de primer orden con respecto a laconcentración de Nitrosomas, y de un orden intermedio con respecto a la con-centración de N-NH3.

La ecuación 3.40 puede escribirse de una forma equivalente si se define lavelocidad específica máxima de consumo de sustrato, Km

n

nmm Y

K (3.41)

Entonces la velocidad específica de consumo de sustrato puede expresarse:

an

am NK

NKK (3.42)

y la velocidad de consumo de sustrato, o sea, de consumo de N-NH3 para elproceso de nitrificación será:

nan

am

a XNK

NK

dtdN (3.43)

Se conoce que el valor de Kn a 20 oC es menor de 1 mgL .22

En la tabla 3.4 se presentan tres valores reportados en la literatura de velo-cidades específicas de crecimiento y coeficientes de saturación paraNitrosomonas, a 20 oC.

En aquellos casos en los que la concentración de N-NH3 tenga un valorcercano a los 25 mgL o mayor, puede considerarse, desde el punto de vista

107


práctico, que la velocidad de nitrificación es de orden cero con respecto a laconcentración de N-NH3. Para Na Kn, la ecuación 3.41 se transforma en:

nma XK

dtdN (3.44)

o sea, la velocidad de nitrificación solo es función de la concentración de lasbacterias nitrificantes, su velocidad específica de crecimiento máxima y del ren-dimiento celular.

Tabla 3.4.Velocidad específica máxima de crecimiento y coeficientesde saturación para Nitrosomonas a 20 oC

Con el objetivo de llegar a conocer las condiciones a partir de las cualesocurre la nitrificación puede hacerse un balance de biomasa nitrificante (fi-gura 3.15).

nmd-1

KnmgL-1 N-NH3

Referencia

1,32 3,6 220,84 1,0 231,62 0,6 24

Fig. 3.15. Esquema para el balance en la etapa de nitrificación.

wnnnnan

amn

n QXVXbVXNK

NV (3.4)

donde:V: Volumen del reactor.

n : Velocidad de crecimiento de las bacterias nitrificantes.

nm: Velocidad específica de crecimiento.

108


Xn: Concentración de las bacterias nitrificantes.Na: Concentración de N-NH3.bn: Constante de respiración endógena.QW: Flujo de extracción de lodo.

Transformando la ecuación 3.45 se obtiene:

VQ

XXbXNaK

Na wnnnn

nnm

n (3.46)

Considerando que:

xnw

n

XQXV (3.47)

y que en condiciones de estado estacionario se cumple que

0Xn

entonces, de la ecuación 3.46 se tiene que,

xnmn

xnn

a

b

bKN

1

1

(3.48)

De la ecuación 3.48 puede afirmarse que: la concentración de nitrógenoamoniacal en el reactor, y por tanto, en el efluente, es función de la edad dellodo e independiente tanto de la concentración de amonio en el afluente Naicomo del coeficiente de rendimiento Yn.

El desarrollo anterior demuestra que la nitrificación no siempre está pre-sente, sino que se requiere un valor de edad de lodo mínima para que ocurra.Suponiendo valores típicos21 se obtiene la figura 3.16.

En la figura 3.16 se aprecia que para altas edades de lodo el valor delnitrógeno amoniacal es pequeño, pues ha ocurrido la trasformación de laforma amoniacal a N-NO2 y N-NO3 . Para edades de lodo, cercanas a 3,5d, la concentración de Na se incrementa bruscamente. Si x 3,5 d, el valorde N-NH3 aumenta hasta que se obtiene:

Na = Nai, que es la condición límite.

109


Fig. 3.16 Influencia de la edad del lodo en la nitrificación.

Desde el punto de vista cuantitativo el valor de edad de lodo por debajo delcual no existe nitrificación se obtiene haciendo Na = Nai en la ecuación 3.48.Teniendo en cuenta, que Na rara vez es menor de 20 mgL y que Kn 1,0 mgL ,se cumple que:

1ai

o

NK

Suponiendo que 0ai

o

NK

, lo que es válido desde el punto de vista práctico, y

resolviendo la ecuación 3.48 para xm , se tiene que:

nmnmx b,

,1

(3.49)

De aquí puede concluirse que aunque a los efectos prácticos,generalmente se considera que para que ocurra nitrificación se requiere unaedad de lodo superior a tres días, esto no es absoluto, ya que la edad de lodomínima depende de la velocidad específica de crecimiento máxima de lasNitrosomonas y de su coeficiente de respiración endógena. También a losefectos prácticos, el valor del coeficiente bn puede asumirse despreciable enla ecuación 3.49.

Esto explica el fenómeno de nitrificación que se ha reportado a valores deedades de lodo de dos días en el tratamiento de residuales de pulpa y papel.22

110


Ejemplo 3.2

Calcular la velocidad máxima específica de crecimiento de las bacteriasnitrificantes bajo condiciones no limitantes de pH y oxígeno disuelto. Considereuna temperatura de 30 C.

Para propósitos de diseño puede utilizarse le ecuación 3.35:200980650 t,

n,m e,

20300980650 ,n,m e,

mn,m = 1,73 d

Ejemplo 3.3

Determine el tiempo de retención celular de diseño (edad del lodo de diseño)para que ocurra nitrificación.

En estado estacionario, la cantidad de sólidos que salen del sistema es nu-méricamente igual a la que se produce. Por tanto, la relación entre la edad delodo mínima para que ocurra nitrificación y n será,

n,netonn,mx,m

b1

Asumiendo que bn = 0,

n,mx,m

1

Para diseñar puede considerarse que la edad del lodo que debe tomarsedebe ser al menos 3,5 veces la edad del lodo mínima,

x,mx,d ,53

dx,d 2

Ejemplo 3.4

Considerando que la alcalinidad del medio en los ejemplos anteriores es25 mgL como CaCO3, estime la que debe ser añadida para satisfacer la de-manda exigida por la nitrificación.

Cada mg de N-NH3 al oxidarse a NO3 , consume 7,1 mg de alcalinidad.Para determinar el N-NH3 que se oxida,

111


an

an,mn NK

N

501

,,dx

n suponiendo que Kn 1,0

a

a

NN

,,1

73150 Na = 0,41 mgL

La alcalinidad a consumirse durante la nitrificación es,= 24,59 mgL

alcalinidad consumida 24,59 · 7,1 175 mgLalcalinidad a adicionar 25 mgL

3.5.2. DesnitrificaciónLa denitrificación biológica implica la reducción microbiológica del ni-

trato a nitrito y finalmente del nitrito a nitrógeno gaseoso. El nitrato y nitritoconstituyen la fuente de oxígeno para este proceso. De tal forma, ladesnitrificación normalmente ocurre en ausencia de oxígeno molecular, perocon la presencia de nitrato. Estos procesos son denominados anóxicos. Demodo que la desnitrificación transforma el nitrógeno de una forma poten-cialmente objetable, nitrato, a otra biológicamente inerte, nitrógeno gaseoso.

La desnitrificación presenta cinco campos de interés, sin considerar losriesgos que para la salud puede implicar un efluente con alto contenido denitrato:

Consigue recuperar una parte de la alcalinidad que fue consumidadurante el proceso de nitrificación. Esto es:3,5 g como CaCO3 por cada g N-NO3 reducido.Disminuye considerablemente los riesgos potenciales comúnmente aso-ciados a la desnitrificación incontrolada que puede desarrollare en lasedimentación secundaria.Recupera una parte del oxígeno consumido por la nitrificación:2,6 g de oxígeno por cada g de N-NO3 reducido.Un reactor anóxico previo a la etapa de aeración mejora la sedimentabilidadde los fangos, disminuyendo el índice volumétrico de lodos.

Contrariamente al pequeño número de especies nitrificantes, las de lasdesnitrificantes es mucho mayor. De ahí que resulten más aptas para su acli-

112


matación y, por consiguiente, tengan una mayor y mejor resistencia a lasagresiones del medio ambiente.

Muchos microorganismos presentes en los sistemas de lodos activados mu-nicipales pueden llevar a cabo procesos de desnitrificación, aunque estos no sehayan diseñado específicamente para ello. Su presencia se debe en parte a queson organismos facultativos. O sea, que pueden utilizar indistintamente el oxíge-no o el nitrato como último aceptor de electrones. Por otro lado las bacteriasdesnitrificantes pueden también proliferar en sistemas aerobios, debido a suhabilidad para emplear el oxígeno molecular, y oxidar eficientemente la materiaorgánica.

La capacidad de ubicuidad de las bacterias desnitrificantes minimiza la ne-cesidad de crear un ambiente con condiciones especiales para su subsistencia,tal como ocurre con las nitrificantes.

3.5.2.1. Metabolismo de la desnitrificaciónEn la desnitrificación el nitrato y nitrito actúan como aceptores de electro-

nes en la cadena respiratoria, tal como lo hace el oxígeno en un medio aerobio.El transporte a través de esta cadena es el mecanismo fundamental mediante elcuál las células liberan energía.

En el sistema generalmente existe un mecanismo de autocontrol, de maneratal que si hay oxígeno presente en el medio donde está teniendo lugar el proceso,el oxígeno se utilizará preferentemente sobre el nitrato. En ausencia de oxígeno, elnitrato será la especie que se favorecerá como aceptor final de electrones sobrecualquier otro compuesto que pueda ser reducido, como por ejemplo el sulfato.

El mecanismo de control de las bacterias desnitrificadoras ocurre en dosniveles:

Síntesis de las enzimas requeridas para la desnitrificaciónActividad enzimática propiamente dicho

Es conocido que son necesarias entre 2 y 3 horas para la síntesis enzimáticaen cultivos puros cuando el hábitat de las bacterias es modificado de un medioaerobio para uno anóxico. Sin embargo, estudios han demostrado que las enzimasdesnitrificantes pueden estar presentes aun cuando el medio no sea anóxico,sugiriendo que el periodo de síntesis de las enzimas puede ser innecesario conanterioridad al inicio de la desnitrificación.23

Por otro lado el oxígeno inhibe la actividad de las enzimas desnitrificadoras.Para cultivos puros se ha reportado que a valores de la concentración de oxíge-no de 0,2 mgL ya se aprecia inhibición.24 En lodos activados los valoresinhibitorios reportados están comprendidos entre 0,3 y 1,5 mgL .25

113


Generalmente la masa de agua que se desea desnitrificar necesita tenersuficiente materia orgánica que pueda ser utilizada como fuente de energía parala masa biológica encargada de transformar el nitrato en nitrógeno gaseoso.Cuando se carece de este contenido de materia orgánica, hay que utilizar unafuente externa tal como el metanol, etanol o ácido acético, entre otros compuestos.

3.5.2.2. Cinética de la desnitrificaciónLa cinética de la desnitrificación puede ser expresada de modo similar a la

cinética de la nitrificación o de la oxidación de los compuestos orgánicos.La ecuación de Monod es un medio útil para explicar los conceptos genera-

les del proceso de desnitrificación. Esta expresión frecuentemente es empleadaen aquellos casos en los que este proceso ocurre en reactores independientes yse emplea el metanol como fuente de materia orgánica.

Cuando se concibe un solo reactor para que tengan lugar todos los procesos,se dificulta el empleo de Monod debido a la heterogeneidad tanto del sustratocomo de la biomasa.

Como ya se expresó, existen casos en los que la velocidad de crecimientode las bacterias desnitrificantes puede representarse mediante la ecuación deMonod:

DKD

DDmD (3.50)

donde:D: Velocidad específica de crecimiento de las bacterias desnitrificantes h .

D: Concentración N-NO3 (mgL ).Dm: Velocidad específica de crecimiento máxima h .

KD: Constante de saturación (mgL ).Si KD D, entonces la ecuación anterior se transforma en una expresiónde orden cero con respecto a la concentración de nitrato,

mD = mDm (3.51)Por el contrario, si KD D, se estará en presencia de una reacción de

primer orden,

DKD

mDD (3.52)

Como la velocidad de crecimiento de las bacterias desnitrificantes es similaral de las heterótrofas, mucho mayor que el de las nitrificantes, el tiempo de

114


retención medio celular para prevenir el lavado de dichas bacterias del reactores mucho menor que el de estas últimas.

La velocidad de remoción de nitrato puede relacionarse con la velocidadespecífica de crecimiento,

DKD

UY

UD

mDD

DD (3.53)

UD: Velocidad específica de remoción g N-NO3 (gSSV·d) .YD: Coeficiente de rendimiento SSV (N-NO3 remov.) .UDm: Velocidad específica máxima de remoción de nitratog N-NO3 (g SSV) .

La influencia de la concentración de materia orgánica sobre la desnitrificaciónpuede expresarse mediante una relación similar,

SKS

UUS

mDD (3.54)

donde:S: Concentración de sustrato orgánico mgL .

Como ambos, tanto la concentración de nitrato como de sustrato deorigen orgánico influyen sobre la velocidad de desnitrificación, una mejoraproximación se obtiene cuando la velocidad de remoción de nitrato seexpresa,

DKD

SKS

UUDS

mDD (3.55)

Existen evidencias experimentales de que los valores de KD son relativamentebajos (0,1-0,2 mg N-NO3 L ).26 A partir de este hecho, y analizando la ecua-ción (3.52), puede concluirse que concentraciones de N-NO tan bajas como1-2 mgL no tienen efecto sobre la velocidad de desnitrificación. Por lo tanto, laconcentración de nitrato no influye en la velocidad de ese proceso, a menos quela concentración sea mucho más baja que la del intervalo analizado. Esto último,aunque cierto, quizás carezca de interés práctico por el valor tan bajo deconcentraciones de que se trata.

Por otro lado, el valor de KS dependerá del tipo de compuesto orgánico quese emplee como dador de electrones. Valores de KS para el metanol han sidoreportados entre 0,1 y 72 mgL .27

Cuando se emplea agua residual municipal como sustrato orgánico, expre-sado como DBO, los valores de KS son mayores que los reportados para el

3

115


metanol, por esta razón, en estos casos, la velocidad de desnitrificación puedeconsiderarse que depende de la concentración de sustrato.28

La influencia del oxígeno en la velocidad de desnitrificación puede tambiénser reflejada en la ecuación (3.55) de la velocidad,

OO

O

DSmDD SK

KDK

DSK

SUU (3.56)

donde el subíndice (O) representa los parámetros para el oxígeno.Por otro lado, como la desnitrificación lleva implícita el consumo de materia

orgánica, su cinética puede ser expresada solo en función de la velocidad deconsumo de DBO.

Considerando que la ecuación que describe la cinética de remoción de DBOes similar a la 3.19,

SKS

qqS

SmS (3.57)

donde KS tiene el mismo valor que la usada en la ecuación 3.54.Entonces la velocidad de remoción de nitrato puede relacionarse con la

velocidad de consumo de DBO mediante una expresión similar a la que seemplea para relacionar el consumo de oxígeno a la utilización de sustratoorgánico:

dS

obD b,,

,q

Y,U862421

8624211 (3.58)

Yob: Rendimiento observado en función de la DQO removida.

El factor 1,42 es el equivalente de oxígeno de la biomasa en términos deDQO, mientras que el 2,86 representa la relación g de O2 (g N_NO3 ) .

En la ecuación (3.58) el primer término describe la fracción de DQO ynitrato que son empleados para la síntesis de biomasa. El segundo término re-presenta la fracción de nitrato utilizado en la respiración endógena.

Al igual que ocurre con la nitrificación, el proceso de desnitrificación esfunción de la temperatura y la concentración de oxígeno disuelto en el medio.Así la velocidad de desnitrificación puede expresarse,29

D = UD · 1,09 (t OD) (3.59)

D: Velocidad total de desnitrificación, kg N-NO3 (kgSSVd) .UD: Velocidad específica de desnitrificación a 20 °C.t: Temperatura del agua residual, °C.OD: Concentración de oxígeno disuelto en el agua residual, mgL .

116


Teniendo en cuenta lo que representa en cuanto a costo la utilización de unafuente externa de carbono para satisfacer los requerimientos energéticos de labiomasa, en los procesos de desnitrificación suelen llevarse a cabo de maneraconjunta ambos procesos, nitrificación-desnitrificación, para aprovechar la fuentede carbono existente en el agua residual.

Según se ha reportado, con este tipo de proceso secuencial se logran veloci-dades de desnitrificación de hasta 0,2 kg N-NO (kg SSV·d) .

Ejemplo 3.5

Se producen diariamente 5000 m3 de un agua residual nitrificada. El efluentedel tanque de nitrificación contiene 30 mgL de N NO3 , 2 mgL de oxígenodisuelto y 0,5 mgL de N NO2 .

Asumiendo que el efluente tiene un contenido máximo de N NO3 de3 mgL y que la DBO5 no excede los 10 mgL , calcule el volumen del reactorrequerido para la desnitrificación.

DKD

SKS

UUDS

DD m

suponga que:KS 25 mgL para DBO5KD 0,1 mgL para N

Concentración de N-NO3 en el efluente = 3,0 - 0,5 = 2,5 mgL 1

1d16501025

105210

5260 -

D ,,,

,,U

dDDm

D kU1

, considerando kdD 0,07 d

El tiempo de retención celular límite se calcula,

0701

60 ,,Dm

; qDm = 10,52 d 1

Aceptando un factor de seguridad de 2, el tiempo de retención celular dediseño será,

D, diseño = 21 d 1

Mediante un balance de nitrógeno para el proceso de desnitrificación, seobtiene una ecuación similar a la 3.42. A partir de ella puede obtenerse,

3

117


nD,diseño

D,diseñodD

Yk

XVDDQ 10

Si X = 2 750 mgL 1 y Yn = 0,8,

V = 340 m3


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119

Lodo Activado

CAPÍTULO 4LODO ACTIVADO

4.1. GENERALIDADES

Bajo la denominación del lodo activado se incluye un conjunto de procedi-mientos de tratamiento en los que se destaca, como elemento común, el íntimocontacto del agua residual con una masa biológica preformada y en suspensión,en un tanque aereado. Esta biomasa esta constituida por un cultivo mixto demicroorganismos que forma, junto con otras sustancias orgánicas e inorgánicasun conglomerado floculento. Mediante este proceso los compuestos orgánicoscontenidos en las aguas residuales son utilizados como sustratos.

La primera información que se tiene del empleo del lodo activado para eltratamiento de aguas residuales data de 1914 en Manchester, Inglaterra.

A diferencia de los cultivos puros en los que las bacterias se mueven libremente,en el lodo activado estas se encuentran en forma de zooglea, de manera que formacon facilidad flóculos de buenas propiedades de sedimentación.

Entre los grupos y especies de bacterias que con más frecuencia se encuen-tran presentes en los lodos activados, pueden citarse:

Pseudomonas, flavobacterias chromobacterias, azotobacterias, micrococos,bacilos (b. subtilis, b. megaterium), alcalígenes, y nocardias. En menor propor-ción se encuentran los hongos, levaduras y mohos.

Entre las bacterias nitrificantes pueden estar presentes las nitrosomonas ylas nitrobacterias. Es común que se reporte en lodo activado la presencia deprotozoos tales como vorticelas, opercularias y epistílis entre otros. Otrosmicroorganismos superiores presentes pueden ser los rotíferos.

En los lodos activados se aprecia con mucha claridad el vínculo presa-predador en la relación que existe entre bacterias y protozoos. El papel de lasbacterias es descomponer, por oxidación, la materia orgánica. En el proceso dellodo activado las bacterias son los microorganismos más importantes debido aque son ellas las responsables de la descomposición de la materia orgánica con-tenida en el agua residual a tratar. Los protozoos se alimentan de las bacteriasque se mueven libremente, y así contribuyen a la clarificación del efluente del

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proceso del lodo activado, que de otra forma tendría una concentración máselevada de sólidos volátiles en suspensión.

Por otra parte, los hongos filamentosos constituyen microorganismos inde-seables porque su presencia puede traer como consecuencia dificultades con lasedimentación de la biomasa. Estos microorganismos pertenecen a los grupos:Sphaerotilus, leptomitus, laucothrix, thiothrix, geotríchum, y otros.

La composición del lodo activado, en lo cuantitativo, depende de la compo-sición del sustrato que le sirve de alimentación y de los parámetros tecnológicosdel proceso: tiempo de retención hidráulico, tiempo de retención medio celular,(edad del lodo) y la remoción específica de sustrato (carga de lodo).

De acuerdo con su facilidad de sedimentación, los lodos pueden clasi-ficarse en:

Floculentos.No floculentos.Abultados.

Un breve análisis de las características fundamentales de cada uno de estostipos del lodo arroja los siguientes resultados:

4.1.1. Lodos floculentosEn condiciones óptimas del proceso, el lodo activado forma buenos flóculos

de fácil sedimentación. La formación de buenos flóculos no es necesariamenteuna condición para una alta eficiencia en la remoción de los compuestos orgáni-cos solubles presentes en un agua residual. Sin embargo, cuando se desea tenerun lodo denso para su recirculación, y un efluente claro, se requiere que el lodoactivado forme buenos flóculos.

El mecanismo de la biofloculación no es totalmente conocido. La teoría másrazonable supone que el flóculo se forma debido al efecto de polímerosextracelulares de la población bacteriana.1

Desde el punto de vista práctico es importante tener presente los parámetrostecnológicos ya mencionados, bajo los cuales se forma un lodo con buenos flóculosy con buena sedimentación.

4.1.2. Lodos no floculentosEn ocasiones hay condiciones de trabajo bajo las cuales los microorganismos

que constituyen el lodo no forman aglomeraciones, y por tanto, no se logranflóculos sedimentables. Las bacterias permanecen dispersas y mantienen suindividualidad.

121

Lodo Activado

El efluente de estos sistemas se presenta turbio y con relativamente altaDQO y DBO5 debido al contenido de sustancias que permanecen en suspensiónaun después de la sedimentación. No obstante, el contenido de sustancias orgá-nicas en disolución puede ser bajo.

En la práctica del tratamiento de aguas residuales, no es usual apreciarque un lodo pueda ser no floculento en su totalidad. Normalmente, parte delcultivo mismo forma flóculos de fácil separación por sedimentación y partepermanece en forma dispersa, y cuya separación por sedimentación simplese hace más difícil.

Las diferentes causas por las que un lodo puede ser no floculento puedenencontrarse en los parámetros tecnológicos del proceso, y en las característicasde las aguas residuales que son tratadas.

Es comúnmente conocido que cuando existe una baja edad del lodo (me-nor de tres días) o alta carga, el lodo que se forma es propenso a presentarcaracterísticas de un cultivo disperso no floculento.2 Como consecuencia deesta dispersión se produce un aumento en el índice volumétrico de lodo, en lamedida en que la edad del lodo disminuye a partir de determinado valor.3, 4

(Figuras 4.1 y 4.2).

Fig. 4.1. Influencia de la edad del lodo sobre la dispersión de los sólidos.

Fig. 4.2. Relación entre el índice volumétrico del lodo (IVL) y la veloci-dad de sedimentación.

122


La pérdida de la propiedad de formar flóculos de un lodo puede deberse acausas temporales, de forma que cuando cesa la causa el lodo recupera la capa-cidad perdida. Este trastorno temporal puede deberse entre otros, a cambiosbruscos en el pH, alcalinidad o temperatura del agua. La de-floculación de ca-rácter permanente responde a otras causas, como la falta de algún nutriente o lapresencia de sustancias tóxicas.

4.1.3. Lodos abultadosEl abultamiento de los lodos trae como consecuencia malas propiedades de

sedimentación. Desde un punto de vista eminentemente práctico, las caracterís-ticas de sedimentación y espesamiento de los lodos activados se expresan entérminos del índice volumétrico del lodo (IVL). En la medida que el valor del IVLsea mayor, las características de sedimentabilidad de los lodos serán menores.

De acuerdo con el índice volumétrico del lodo estos pueden clasificarse en:

Lodos normales IVL 100 mLgLodos ligeros IVLLodos abultados IVL 200 mLg

Aunque la clasificación de los lodos de acuerdo con el índice volumétrico secorresponde con el comportamiento que usualmente presentan estos, debe te-nerse también presente que el valor de este indicador es función de la concen-tración de los lodos.5

En la figura 4.3 puede apreciarse que esta dependencia es más significativaa medida que el índice volumétrico del lodo es mayor.

Fig. 4.3. Efecto de la concentración del lodo sobre el IVL.

123

Lodo Activado

El abultamiento puede ser filamentoso o no filamentoso. Las causas deeste último no son muy bien conocidas. Por otro lado desde el punto de vistapráctico este tipo de abultamiento no origina grandes problemas.

La causa del abultamiento debido a los organismos filamentosos puedeestar tanto en las características de las aguas residuales como en losparámetros tecnológicos.

La existencia de alta carga es generalmente propicia para el crecimientode bacterias formadoras de flóculo, tal como existe en los reactores conoci-dos como Selectores, desarrollados inicialmente por Chudoba.6

La carga en los selectores puede ser tal alta como 12-20 kg DBO kgSSVLM d .7 No obstante, Kappeler y su mujer han reportado buenos re-sultados del selector con cargas inferiores a esas.8

4.1.3.1. Características de las aguas residuales

El abultamiento de los lodos se observa con más frecuencia en el trata-miento de aguas residuales que contiene una alta concentración de sacáridos.El desbalance nutricional puede traer como consecuencia el crecimiento fuerade control de algunos microorganismos filamentosos. Esto se ha apreciado,por ejemplo, en residuales con déficit de fósforo.9

4.1.3.2. Parámetros tecnológicos

La presencia de microorganismos filamentosos es más frecuente en lossistemas de baja carga del lodo que en los de alta carga.

Por otra lodo, en reactores de flujo de pistón (poca mezcla longitudinal yalto gradiente de concentración de sustrato), el crecimiento de microorga-nismos filamentosos es más adverso que en reactores completamente mez-clados. Este fenómeno ya fue discutido con anterioridad.

4.2. PARÁMETROS BÁSICOS

Hay una serie de parámetros del proceso del lodo activado, que por suimportancia pueden ser denominados básicos, que deben quedar claramentedefinidos antes de trabajar con las expresiones matemáticas de este trata-miento. Para la definición de los parámetros básicos se toma como referen-cia el diagrama de la figura 4.4.

124


Fig. 4.4. Esquema de tratamiento.

4.2.1. Tiempo de retención hidráulicoEl tiempo de retención hidráulico viene dado por la relación entre el volumen

efectivo del reactor y el flujo o caudal de entrada a él.Cuando no hay recirculación:

0QV

(h ó d) (4.1)

Cuando existe recirculación Qr :

rm QQ

V

0(h ó d) (4.2)

Simbología1. criba2. desarenador3. sedimentador primario4. tanque de aereación (TA)5. sedimentador secundario6. recirculación de lodo7. afluente al TA8. lodo a digestión

So: DBO ó DQO afluenteS2: DBO ó DQO efluenteX: concentración de lodo en el TAXr: concentración de lodo en la

recirculaciónX2: concentración de lodo en el

efluenteQw: flujo de exceso de lodoQr: flujo de recirculación

125

Lodo Activado

4.2.2. Relación de recirculación

0QQR r

(4.3)

El tiempo de retención hidráulico puede ser expresado en función de la rela-ción de recirculación:

dóh10 RQV

m (4.4)

4.2.3. Carga volumétricaSe denomina carga volumétrica a la masa de sustrato que se aplica, expre-

sado como DBO o DQO, por unidad de volumen del tanque de aereación, en launidad de tiempo.

La carga volumétrica, también llamada en ocasiones carga orgánica, no esmás que el flujo másico de DBO ó DQO por unidad de volumen efectivo delreactor.

13000 dmkgSV

SQBv (4.5)

ó (4.6)

Las ecuaciones 4.5 ó 4.6 se utilizarán dependiendo de si hay o no recirculación.

4.2.4. Razón de carga volumétricaLa razón de carga volumétrica es un parámetro que puede asociarse, en un

sentido físico, con la velocidad másica de remoción del sustrato por unidad devolumen efectivo del tanque de aereación.

13200 dmkgV

SSQBv (4.7)

o sea,

1320 dmkgSSBv (4.8)

126


4.2.5. Carga de lodoSe conoce bajo la denominación de carga del lodo al flujo másico de sustrato,

ya sea DBO o DQO que se aplica al tanque de aeración, por unidad de sólidoorgánico en el lodo.

1100 dkgkgVX

SQBx (4.9)

Combinando las ecuaciones 4.9 y 4.5, se obtiene la ecuación 4.10, que esotra forma de expresar la carga del lodo:

XBB v

x (4.10)

Cuando se utiliza la recirculación, la carga del lodo puede calcularse según:

110 dkgkgVX

SQQB mrx (4.11)

4.2.6. Razón de carga de lodoEste parámetro también se conoce como la relación F/M (alimento/microor-

ganismo), y en esencia no es otra cosa que la remoción específica de la DBO oDQO.

11200 dkgkgVX

SSQBx (4.12)

La ecuación 4.12 puede expresarse de forma más sencilla:

1120 dkgkgX

SSx (4.13)

o también, combinando las ecuaciones 4.13 y 4.7:

11dkgkgXBv

x (4.14)

4.2.7. Edad del lodoEl tiempo de retención medio celular (TRMC) o edad del lodo es hoy día el

parámetro más importante de los utilizados para el control de los procesos dellodo activado.

127

Lodo Activado

La edad del lodo puede calcularse a partir de la relación que existe entre lamasa del lodo que está presente en el sistema y la masa del lodo que se extraediariamente.

wwwx QQXQX

GVX

02(4.15)

donde:G: Masa del lodo en el sedimentador secundario y en las tuberías. General-mente no se comete mucho error si se supone que G = 0

Si los lodos del proceso forman buenos flóculos y poseen buenas propie-dades de sedimentación, puede suponerse que la cantidad del lodo o biomasaque se pierde en el sobrenadante del sedimentador secundario es desprecia-ble cuando se compara con la que se extrae por la corriente Qw:

www QXQQX 02 (4.16)

Cuando se está en presencia de lodos no floculentos, la pérdida de biomasaen el sobrenadante del sedimentador secundario puede ser apreciable, pudiendollegar hasta 40 y 60 % del lodo total que se extrae, y no puede obviarse lapérdida del lodo por este concepto.

En el caso en que las condiciones de los flóculos son tales que se cumple laexpresión 4.16, se tiene que:

wwx XQ

VX(4.17)

Por otro lado, si la extracción del lodo se realiza directamente del tanque deaeración:

wXX

la ecuación 4.17 se transforma:

wx Q

V(4.18)

Un aspecto importante a tener en cuenta es que en aquellos casos en losque no exista recirculación, se cumple que el tiempo de retención medio celulares igual al tiempo de retención hidráulico.

x = cuando R = 0 (4.19)

128


4.3. PRINCIPALES MODIFICACIONES TECNOLÓGICAS

El proceso del lodo activado puede definirse como aquel en el que labiomasa floculenta está circulando continuamente en íntimo contacto con lamateria orgánica que se desea eliminar o remover, en presencia de oxígeno.Usualmente el oxígeno es suministrado a partir de las burbujas de aire quese incorporan a la mezcla lodo-líquido (licor mezclado) en forma turbulenta,mediante el empleo de aereadores mecánicos o de aire comprimido. El pro-ceso implica una etapa de separación sólido-líquido. Parte del sólido que seobtiene en esta segunda etapa o sedimentación, es recirculado y mezcladocon el agua residual que se alimenta a la etapa de aereación. En el tanque deaereación ocurre:

1. La adsorción y coagulación rápida de los compuestos orgánicos solublesy coloidales por la acción de la biomasa.

2. Una progresiva oxidación de los compuestos adsorbidos y otros que soncontinuamente removidos de la solución.

3. La síntesis de nueva biomasa, en la que se emplea como sustrato la ma-teria orgánica contenida en el agua residual.

4. La oxidación y dispersión de las partículas del lodo cuando la aeración seextiende por periodos prolongados.

Los diferentes cambios que ocurren en los procesos del lodo activado semuestran en la figura 4.5. Así por ejemplo, para un albañal cualquiera en elque la mayor fracción de la DBO está en forma suspendida y coloidal, eltiempo de retención necesario para la remoción rápida de la DBO poradsorción de los coloides y floculación de los sólidos en suspensión se repre-senta por t1. Como se observa en la figura 4.5, para el tiempo t2 ya la mate-ria orgánica es eliminada por oxidación y síntesis. Esto ocurre entrada ya lazona de respiración endógena. Si se desea que ocurra nitrificación, el tiempode retención debe ser lo suficientemente alto, t3, como para que las bacte-rias nitrificantes puedan crecer y existir en número lo suficientemente gran-de como para ejercer su acción oxidante sobre el NH3 en un grado tal quesea detectable.

A modo de resumen puede decirse que los mecanismos que ocurrendurante el proceso del lodo activado pueden enumerarse como sigue:

1. Remoción inicial de sólidos suspendidos y coloidales por aglomeraciónfísica y floculación, así como por adsorción sobre los flóculos biológicos.Estos compuestos orgánicos de estructura generalmente algo complejason hidrolizados y descompuestos por la acción biológica durante laaereación.

129

Lodo Activado

2. Una remoción, relativamente lenta, de los compuestos orgánicos solu-bles. Esta acción, que es debida a la actividad de microorganismos, dalugar a la formación de productos finales oxidados, CO2 y H2O y a lasíntesis de nuevos microorganismos, constituyentes de la biomasa.

3. Oxidación del amoníaco a nitrato por los organismos nitrificantes.4. Oxidación de la biomasa obteniendo como producto final CO2, NH3,

H2O y fósforo. Adicionalmente se obtiene un residuo no biodegradable,constituido tanto por sustancias que con estas características formanparte de la biomasa, como por una fracción contenida en el afluente, yque pasa a través del tratamiento sin alteración, según lo discutido en elepígrafe 3.3.1.

Fig. 4.5. a) Remoción de DBO. b) Biomasa. c) Oxígeno utilizado.d) NH3. E: NO3.

En los últimos sesenta años se han desarrollado numerosas modificacionesal proceso del lodo activado. En la tabla 4.1 se reportan algunas de las caracte-rísticas más importantes de estas modificaciones.

130


Tabla 4.1. Diferentes variantes del proceso del lodo activado (los parámetrosde carga están expresados como DBO5 y sólidos suspendidosvolátiles, SSV)

4.3.1. Sistemas de baja cargaEstos sistemas son diseñados para tratar pequeños volúmenes de aguas

residuales de origen doméstico o industrial, siempre que no sobrepasen los7000 m3d .

Los sistemas de baja carga requieren una edad del lodo alta, veinticincodías o más, para promover la oxidación de la biomasa que se produce duran-te la síntesis. Teóricamente la pequeña cantidad del lodo que se produce enestos sistemas está constituida fundamentalmente por sustancias nobiodegradables. Debido a que los sistemas de baja carga por lo común no sediseñan con sedimentación primaria, en el tanque de aereación existirá unamezcla del lodo primario y biomasa.

Como el proceso de estabilización aerobia de los lodos es lento, el tiem-po de retención hidráulico debe ser también mucho mayor que el requeridopara la remoción de los constituyentes orgánicos solubles y coloidales delagua residual.

En la práctica estos sistemas, conocidos comúnmente como de aeraciónextendida, se diseñan como unidades compactas (figuras 4.6 y 4.7) o comocanales de oxidación (figura 4.8).

Variantes Bv(kg·m-3·d-1)

Bx(kg·kg-1d-1)

x

(d) (h)Sistemas de baja carga 0,1-0,3 0,05-0,10 25 24-72Sistemas de carga mediaEstabilización por contacto

0,5-1,5 0,2-0,5 3-15 4-12

Sistemas de alta carga 1,5 0,5 3 1-2Lodo activado en dosetapas:Primera etapaSegunda etapa

100,5-1,0

1-20,2-0,5

13-15

14-6

131

Lodo Activado

Fig. 4.6. Esquema de unidad compacta del lodo activado. Aereaciónextendida. 1: afluente. 2: efluente, 3: sección de aereación. 4: sedimen-

tación y recirculación interna de lodo.

Fig. 4.7. Esquema de unidad compacta. Aereación extendida.

Fig. 4.8. Canal de oxidación. Variante de aereación extendida.

4.3.2. Sistemas de carga mediaEstos son los sistemas del lodo activado más frecuentemente empleados

y pueden diseñarse con régimen de flujo de pistón o de mezcla completa.

132


Los sistemas de flujo a pistón tienen un diseño de tanque de aereación lla-mado corredor. Sus dimensiones varían dentro de los siguientes límites:

Ancho: (4-12) mProfundidad: (4-6) mLongitud: (20-120) m

Los sistemas de mezcla completa tienen la ventaja de amortiguar los efec-tos de las variaciones de las concentraciones de entrada al tanque de aereacióny disminuir, dentro de ciertos límites, las posibles consecuencias de la presenciade sustancias tóxicas.

Entre los sistemas de carga media se destacan el convencional, la aereaciónescalonada, la dosificación gradual y la estabilización por contacto.

Sistema convencional

El proceso que ocurre en un sistema convencional tiene cuatro etapas:

1. Sedimentación primaria para la remoción de las sustancias orgánicas y sóli-dos inorgánicos sedimentables cuando están presentes en el agua residual.

2. Aeración de la mezcla de agua residual y biomasa activa (licor mezclado).3. Separación del lodo por sedimentación.4. Recirculación nuevamente a la etapa de aeración de una fracción del lodo

separado en la tercera etapa (figura 4.9).

Fig. 4.9. Variante del esquema de un lodo activado convencional.

Aeración escalonada

Cuando se emplean reactores de flujo de pistón en el tratamiento de aguasresiduales, la demanda de oxígeno es variable a lo largo de toda su longitud.

Si el suministro del oxígeno es uniforme, puede quedar en defecto a la entra-da del tanque de aeración y en exceso a la salida (figura 4.10.a).

Con el objetivo de suministrar en cada momento el oxígeno requerido parasatisfacer la demanda, surgió la variante de la aereación escalonada (figura4.10.b).

133

Lodo Activado

Fig. 4.10. Relación demanda-suministro de oxígeno. a) Flujo de pistón.b) Aereación escalonada. c) Dosificación gradual. d) Mezcla completa.

Fig. 4.11. Diferentes variantes del lodo activado. a) Sistema convencio-nal. b) Dosificación gradual. c) Aereación escalonada.

d) Estabilización por contacto.1. Sedimentador primario. 2. Tanque de aereación.

3. Sedimentador secundario. 4. Entrada de aire.

134


Dosificación gradual

Esta variante es conocida como sistema Gould. Para uniformar la cargaaplicada y la velocidad de consumo de oxígeno a lo largo del tanque deaereación, se dosifica la alimentación, introduciéndola por varios puntos a lolargo de la longitud del tanque (figura 4.11).

El tanque de aereación se divide por medio de deflectores en tres o máscámaras conectadas entre sí en serie.

El lodo que se recircula se introduce en la primera de las cámaras.Este proceso se opera de acuerdo con un régimen hidráulico de flujo a

pistón y el sistema de aereación es a base de difusores. De esta manera selogra una eficiencia de remoción entre 85 y 95 %.10

Estabilización por contacto

Cuando el agua residual tiene una alta concentración de contaminantesen forma suspendida no sedimentable y en forma coloidal, puede obtenerseuna buena eficiencia en la remoción por adsorción en el lodo bien aereado ypreviamente estabilizado.

Esta variante del lodo activado se basa en el postulado de que la elimina-ción de la DBO tiene lugar en dos etapas. La primera es la fase de adsorciónya mencionada, llamada fase de contacto y la segunda, fase de oxidación,en la que se lleva a efecto la asimilación metabólica de la materia orgánica(figura 4.11.d).

4.3.3. Sistemas de alta carga

Estos sistemas se diseñan raras veces debido a que con una eficienciade remoción entre 60 y 75 %, producen un efluente de característicascomúnmente poco deseables debido a que no están adecuadamenteestabilizados, y que generalmente, el lodo no presenta buenas propiedadesde floculación.

Comúnmente los sistemas de alta carga se utilizan en dos etapas. Laprimera de las etapas para este tipo de sistema opera con elevada carga(Bv = 10 kg m d , Bx d ) y la segunda de las etapas tienecaracterísticas de cargas similares a la de los sistemas convencionales(figura 4.12).

Los sistemas de alta carga son utilizados fundamentalmente en el tratamien-to aerobio de residuales industriales de alta DBO.

135

Lodo Activado

Fig. 4.12. Proceso del lodo activado en dos etapas.

4.4. APLICACIÓN DE LOS MODELOS CINÉTICOS

Los modelos cinéticos que describen la remoción de los compuestos orgáni-cos pueden ser utilizados con buena efectividad en la predicción de la eficienciade los procesos del lodo activado.

4.4.1. Sistemas de flujo de pistónPara sistemas discontinuos (a templa) o continuos a flujo de pistón, la ecua-

ción 3.24 puede expresarse:

S

S

t

nnn dtSXk

SdS

0 00

0(4.20)

donde:X0: Concentración inicial de biomasa (mgL ).S0: DBO inicial (mgL ).S: DBO en el instante t (mgL ).n: Orden de la reacción.kn: Constante de velocidad de remoción.

Si la reacción es de orden cero (n = 0), la ecuación 4.20 integra:

tXkSS 000 (4.21)

Por tanto, la fracción removida viene dada por:

tSXk

SSS

0

00

0

0(4.22)

Para primer orden (n = 1), de la ecuación 4.20 se obtiene:

tSXk

SS

0

01

0exp (4.23)

136


y tSXk

SSS

0

01

0

0 exp1 (4.24)

Para segundo orden (n = 2):

tSXkS

S

0

02

0 1

1

(4.25)

y tSXk

tSXk

SSS

0

02

0

02

0

0

1 (4.26)

Las unidades de la constante de velocidad de remoción en cada caso son:k0: gg h .k1: Lg h .k2: L g h .

4.4.2. Sistemas de mezcla completaEn los sistemas completamente mezclados, la concentración de salida es

prácticamente igual a la concentración del sustrato soluble remanente en el tan-que de aereación.

Para obtener la expresión que permita predecir la eficiencia de remoción ensistemas completamente mezclados se requiere de un balance de sustrato alre-dedor del sistema (figura 4.13):

Fig. 4.13. Variante de esquema de un reactor de mezcla completa.

137

Lodo Activado

VSQ

SSXk

VSQ

dtdS

n

n0

0

00 (4.27)

en estado estacionario 0dtdS

, y la ecuación 4.27, queda:

00

0 nnn S

SXkSS

(4.28)

donde:

dQV

0

X: Concentración de SSVLM (mgL ).Resolviendo la ecuación 4.28 para:n = 0; n = 1; n = 2;

se obtiene:

n = 0 SXk

SSS

00

0

0(4.29)

n = 1SXk

SXk

SSS

01

01

0

0

1 (4.30)

n = 2SXk

SXk

SSS

02

02

0

0

2

141

(4.31)

Cuando se compara las ecuaciones desarrolladas para sistemas de flujo depistón y completamente mezclado, puede apreciarse que para igualdad de con-diciones (S0, kn, X), solamente para n = 0 la predicción de la eficiencia de remo-ción arroja resultados similares (ecuación 4.21 y 4.29). Para n 0, las eficienciasde remoción que se predicen para sistemas de flujo de pistón siempre son mayo-res que para sistemas completamente mezclados.

138


Sin embargo, esta conclusión teórica rara vez se confirma en la práctica.La razón más probable de que en la realidad la eficiencia de los sistemascompletamente mezclados no sea menor que en los sistemas de flujo de pistónestá en el mecanismo de remoción de sustrato multicomponente.10

Durante toda la remoción, la DBO sigue una curva (cinética de ordendistinta a cero). Esta curva es la resultante de la suma de remociones linea-les (orden 0) de los componentes individuales. Esta es posiblemente la razónpor la que reactores del lodo activado completamente mezclados tienen lamisma eficiencia de purificación que los reactores de flujo de pistón en igual-dad de condiciones.

Matemáticamente esto significa que las constantes de remoción de lasecuaciones (4.30) y (4.31) deben ser mayores que la de las ecuaciones (4.24)y (4.26), respectivamente, lo que ha sido demostrado experimentalmente.11

Si S0 y S de las ecuaciones anteriores se expresan en unidades de DQO,usualmente se sustrae aquella parte de la demanda química de oxígeno, Sn,que pertenece a los compuestos no biodegradables, (S0 Sn; n).

Para aguas residuales municipales los valores de Sn varían en el intervalocomprendido entre 2 y 40 gm . En residuales industriales este resultado puedeser mayor. En la práctica los valores de DQO y DBO se emplean indistintamen-te obviando la mayoría de las veces la fracción no biodegradable contenida en elagua residual.

4.5. FACTORES QUE INCIDEN EN LA EFICIENCIADE PURIFICACIÓN

Los factores que inciden en la eficiencia de purificación pueden ser clasifi-cados en dos grupos:

1. Factores o parámetros básicos.2. Factores o parámetros derivados.

Factores o parámetros básicos

Entre los factores o parámetros básicos más importantes pueden dis-tinguirse:

a) Tiempo de retención.b) Concentración de biomasa.c) Temperatura.d) Concentración de contaminantes.

139

Lodo Activado

Factores o parámetros derivados

a) Carga volumétrica.b) Edad del lodo.

4.5.1. Tiempo de retenciónEl tiempo de retención es un factor determinante en la eficiencia de purifi-

cación del proceso del lodo activado. Tal como se refleja en la tabla 4.1, deacuerdo con la variante del lodo activado que se utilice, así será el tiempo deretención que se requiera.

El tiempo de retención es un parámetro importante por cuanto define, entreotros factores, el volumen del tanque de aereación.

Para todo sistema existe un tiempo de retención denominado crítico ( c) pordebajo del cual la eficiencia del proceso disminuye abruptamente (figura 4.14).

Fig. 4.14. Influencia del tiempo de retención en la eficiencia.

Este valor crítico depende en general de:

a) Carácter y concentración de los compuestos orgánicos en el agua.b) Concentración de SSVLM en el tanque de aeración.c) Temperatura.

El tiempo de retención crítico varía además, de un residual a otro. Comocriterio, puede considerarse que para las aguas residuales municipales el qc escercano a las cuatro horas.

4.5.2. Concentración y actividad del lodo activadoLa concentración de microorganismos en el tanque de aeración tiene, al

igual que el tiempo de retención, un efecto importante en la eficiencia de purifi-

140


cación. Esto puede apreciarse en la figura 4.15. El gráfico de esta figura fueobtenido en un proceso a templa a partir del cual puede concluirse que existeuna relación lineal entre la velocidad de remoción de DBO y la concentracióninicial del lodo en el sistema.

Fig. 4.15. Dependencia de la velocidad de remoción de DBO con laconcentración inicial de biomasa (lactosa como sustrato).

Para sistemas continuos, la relación general entre la eficiencia y la concen-tración de SSVLM (X) se ilustra en la figura 4.16, en la cual puede apreciarseque existe un valor de X Xc( ) por encima del cual la eficiencia prácticamente nose incrementa. Este valor crítico depende de:

a) Tiempo de retención en el tanque de aeración.b) Temperatura.

En todo sistema del lodo activado existe una concentración crítica de X.En condiciones dadas ( , S, T), cualquier cambio en la concentración

de X solamente puede lograrse mediante un cambio en la edad del lodo.La concentración de biomasa en un reactor que trabaja en condiciones

de flujo continuo sin recirculación está dado por la velocidad de crecimiento.Concentraciones de biomasa por encima de este valor solo pueden lograrsemediante la recirculación de lodo, o sea, aumentando la edad del lodo. Sinembargo, en la medida en que la edad del lodo se incrementa este envejecey disminuye la fracción de células activas en él. La relación existente entrela fracción de células vivas y la edad del lodo se ilustra en la figura 4.17.

Al aumentar la edad del lodo se incrementa la concentración de biomasa,pero la fracción activa de la misma disminuye.12 Esto puede traer como conse-cuencia que, a partir de un cierto valor de edad del lodo, no se obtengan benefi-cios por aumentos posteriores de esta debido a que la actividad total de la biomasapor unidad de volumen no experimentará cambios apreciables. Esta es la razón

141

Lodo Activado

por la que la eficiencia de purificación se eleva con el aumento de la concentra-ción del lodo, hasta un valor que se corresponda con la concentración crítica, yque incrementos por encima de esta concentración no se traduzcan en aumen-tos en la eficiencia.

Fig. 4.16. Influencia de la concentración de SSVLM en la eficiencia depurificación.

Fig. 4.17. Relación entre la edad del lodo y la fracción de células activas.

Sin embargo, si el sistema del lodo activado está sobrecargado, es decir,está siendo operado a bajos tiempos de retención, entonces un incrementode la concentración del lodo dará como resultado un aumento de la eficien-cia de purificación.

Teniendo en cuenta el efecto que tiene sobre la eficiencia de purificación larelación que existe entre el tiempo de retención ( ) y la concentración de biomasa(X), es que se definió la carga de lodo:

XSBx

0 (kg kg d )

Xc

142


No se reconocen evidencias de una posible relación entre la carga del lodoy la eficiencia de purificación. De existir esta relación se obtendría la mismaeficiencia de purificación para distintos pares de valores de X y (X, ); (X/2,2 ); (2 X, /2), etc.

4.5.3. TemperaturaLa temperatura es otro de los parámetros que inciden de manera importante

en la eficiencia de purificación.Similarmente a lo que ocurre en las reacciones químicas, en los procesos

biológicos el efecto de la temperatura puede ser expresado a través de unaconstante de velocidad en la que se cumpla la ecuación de Arrhenius:

K = A exp (-E/RT) (4.32)donde:

K: Constante de velocidad cuyas unidades depende del orden de la reacción.E: Energía de activación.R: Constante de los gases.T: Temperatura absoluta.

Aplicando logaritmo a la ecuación 4.32:

ARTEK lnln (4.33)

Para dos temperaturas, T1, T2 y sus correspondientes constantes, K1, K2puede obtenerse:

21

21

2

1lnTTTT

RE

KK

(4.34)

En la práctica del tratamiento de aguas residuales el intervalo de temperatu-ra no es muy amplio, por tanto, el producto T1T2 es aproximadamente constantey la ecuación 4.34 puede escribirse:

21

2

1 TT

KK

(4.35)

en la quen = exp (E/RT1T2)

143

Lodo Activado

La ecuación 4.35 generalmente se utiliza de la forma:20

20t

Ct kk (4.36)

El valor del coeficiente varía para diferentes procesos en el intervalo de 1,01a 1,10. Wuhrman13 y Eckenfelder14 han reportado valores para de 1,074y 1,085, respectivamente. Precisando más estos valores, Wuhrman15 ha com-probado que para Bx 0,5 kgkg d se obtiene que el valor del coeficiente esaproximadamente 1,0 Por otro lado, para valores de carga del lodo superiores a0,5 (Bx 0,5 kgkg d ) el valor de está comprendido entre 1,0-1,04

Los valores más frecuentemente utilizados son 1,035 y 1,047.11

El efecto de la temperatura sobre la eficiencia de purificación depende encierta medida de los valores del tiempo de retención y la concentración de lossólidos suspendidos volátiles del licor mezclado. Hay evidencias que apuntanque a medida que son mayores estos dos parámetros, el efecto de la temperatu-ra tiene menos importancia.

4.5.4. Composición y concentraciónLa eficiencia de purificación, expresada en %, depende en cierta medida de

la concentración de los compuestos orgánicos presentes en el agua residual.Esto puede ilustrarse mediante un ejemplo. Si la DBO disminuye desde 1000gm hasta 10 gm , eso significa una eficiencia de 99 %. Para obtener esamisma eficiencia con un agua residual que tiene una concentración en el influentede 100 gm , se requiere que la DBO decrezca hasta 1 gm , y esto es prácticamenteimposible. Por tanto, la eficiencia decrece al disminuir la contaminación orgáni-ca. Este fenómeno recibe el nombre de efecto de la concentración.

Por otro lado, del ejemplo anterior puede deducirse que la eficiencia deremoción reportada en por ciento no brinda una información suficiente sobre elcomportamiento del proceso del lodo activado. Una visión clara de este procesosolo puede obtenerse comparando los valores absolutos de DBO y DQO en elafluente y efluente.

La eficiencia de purificación puede afectarse además como consecuencia deun desbalance nutricional del agua residual a tratar. De estos los más importantesson el nitrógeno y el fósforo. Mientras las aguas residuales municipales contienenestos elementos en exceso, muchos residuales industriales carecen de ellos. Parapropósitos de proyecto, la cantidad necesaria de estos elementos puede estimarseaproximadamente utilizando la siguiente relación empírica DBO5: N: P = 100: 5: 1.

Esta relación de DBO5: N: P se cumple mejor para sistemas de carga me-dia. Para sistemas de baja carga la demanda es menor ya que la demanda denutrientes aumenta en la medida que se incrementa la carga del sistema.

144


4.6. PRESENCIA DE COMPUESTOS ORGÁNICOSEN EL EFLUENTE

Los compuestos orgánicos degradables en el efluente secundario puedendividirse en dos grupos:

a) sólidos o compuestos suspendidos (SS).b) sólidos solubles o disueltos (SD).

La concentración de compuestos solubles depende del comportamiento delproceso del lodo activado. Por otro lado el contenido de sólidos suspendidos enel efluente está determinado en gran medida por la eficiencia del sedimentadorsecundario, que rara vez alcanza valores mayores del 95 %.

Los sedimentadores secundarios operando en buenas condicionesgeneralmente producen un efluente con un contenido de sólidos suspendidosentre 10 y 30 g m .

Estos sólidos están constituidos por un flóculo fino del lodo activado. Losflóculos contienen microorganismos vivos que consumen oxígeno y que al mis-mo tiempo su presencia en el agua representa un aporte de DBO debido a sunaturaleza orgánica.

La DBO del efluente de un tratamiento biológico es por tanto el resultado dela suma de la DBO ejercida por los compuestos orgánicos disueltos y por lossólidos suspendidos:

suspendido5disuelto5total5 DBODBODBO (4.37)

Es posible obtener una relación entre la concentración de sólidos suspendi-dos en el efluente (X2, ver figura 4.4) y la DBO ejercida por ellos:

25 06601860 X,

f,DBOx

os (4.38)

donde:DBO5)s = DBO5 suspendida (mg L ).

x: Edad del lodo (d).fo: Fracción volátil de los sólidos suspendidos.X: sólidos suspendidos totales (mg L ).

Como ya se ha mencionado, la fracción volátil de los sólidos suspendidos enfunción de la edad del lodo (figura 4.18).13 La expresión analítica de esta rela-ción empírica es:

10850

,x

o,

SSSSVf (4.39)

145

Lodo Activado

Por otra parte, si:

x

o

,f,K

06601860

(4.40)

sustituyendo 4.40 y 4.38 en 4.37 se obtiene:

255 XKDBODBO dT (4.41)

Fig. 4.18. Fracción volátil de los sólidos suspendidos y la edad del lodo.

El coeficiente K varía generalmente entre los valores 0,2 y 0,7 en dependen-cia de la edad de lodo.

Para sistemas de baja carga, suponiendo x = 30 df0 = 0,60 y la ecuación 4.41 queda:

255 1730 X,DBODBO dT (4.42)

Para sistemas de carga media, suponiendo x = 5 d. f0 = 0,72 y la ecuación4.41 queda:

255 4650 X,DBODBO dT (4.43)

Para sistemas de alta carga, suponiendo x = 1 d, f0 = 0,85 y de la ecuación4.41 se obtiene:

255 6860 X,DBODBO dT (4.44)

Si en lugar de trabajar con la DBO5 el sistema se está analizando enfunción de la DBO última o de la DQO, la concentración de estas que apor-tan los sólidos suspendidos del efluente secundario puede calcularse:14

2421 Xf,DBO osu (4.45)

146


Cuando el valor de X2 se toma en función de los sólidos suspendidosvolátiles en lugar de los sólidos suspendidos, el valor de f0 es igual a la uni-dad en todos los casos.

De todo lo anterior puede concluirse que los valores totales de DBO5 yDQO en el efluente secundario tienen una dependencia significativa de losflóculos finos que salen en el líquido claro del sedimentador secundario.

Algunos autores plantean que en los efluentes de los sistemas de cargabaja y media 50 a 75 % de la DBO5)total es producida por los sólidossuspendidos. Su remoción o disminución incide en una mejor calidad en lascaracterísticas del efluente.15

4.7. PRODUCCIÓN DE BIOMASA Y LODO

Las aguas residuales contienen compuestos orgánicos disueltos y sólidossuspendidos, tanto de origen orgánico, como inorgánico. Aunque los sólidos sus-pendidos se remueven en el tanque de sedimentación primaria, esta nunca escompleta.

La eficiencia de la sedimentación varía en un intervalo entre (50 y 70) %.Esto significa que una fracción de los sólidos suspendidos es alimentada al tan-que de aereación.

Una parte de los sólidos suspendidos que entran al tanque de aereación esdegradable biológicamente, y otra parte no lo es. La fracción degradable ejerceDBO y puede ser considerada como sustrato. Los sólidos no degradables, tantode origen orgánico como inorgánico, son denominados sólidos inertes. Estossólidos inertes atrapados en el tanque de aeración, forman parte del lodo activa-do. El lodo activado es, por tanto, una mezcla del lodo biológico (biomasa) ysólidos suspendidos inertes.

Solamente en aquellos casos en que el agua residual no contenga sólidossuspendidos inertes, el lodo activado estará constituido en su totalidad por biomasa.

Para simplificar el tratamiento matemático de los procesos del lodo activa-do, generalmente no se toman en consideración los sólidos suspendidos queentran al tanque de aereación y se supone que la biomasa que entra con elresidual es igual a cero.

4.7.1. Concentración de biomasa y su producciónComo una primera aproximación al problema, que muchas veces no se

aleja de lo que para fines prácticos puede suponerse, se considerará quetodos los sólidos a la entrada, disueltos y suspendidos, están reflejados en laDBO ó DQO.

147

Lodo Activado

Fig. 4.19. Esquema de un proceso del lodo activado para balancede masa.

Tomando como referencia el esquema de la figura 4.19 y haciendo un ba-lance de biomasa total:

Cada uno de los términos de la ecuación 4.46 puede plantearse:

Cambio total en el tanque: dt

dXb

Incremento debido al crecimiento: 020 Q

VSS

dtdSY

dtdXb

Disminución debido a la muerte: bbb Xk

dtdX

donde:Y: Rendimiento o coeficiente de producción de biomasa (kg kg ).kb: Constante de autooxidación (kg kg d ).

Teniendo en cuenta estos términos, la ecuación 4.46 queda:(4.47)

Considerando que: QV

0

Cambio total en el TK =

Incremento debido al + crecimiento

Disminucióndebido a la + muerte

Disminución debido a la + eliminación del exceso

Disminuciónpor lo que sale en el efluente

(4.46) (4.46)

148


SSS 20

xb

b,wb,ww

XVXQQXQ 120

y que en estado estacionario 0dt

dXb , puede simplificarse la ecuación 4.47 y

despejar el término Xb que representa la concentración de biomasa en el reactoro tanque de aeración.

xb

xb k

SYX1 (4.48)

La ecuación 4.48 brinda la relación entre la concentración de biomasa enestado estacionario y las variables edad del lodo, tiempo de retención y remo-ción de DBO una vez que son conocidos el rendimiento (Y) y la constante deautooxidación (kb).

En la tabla 4.2 se ofrecen algunos valores típicos de estos dos parámetros.

Tabla 4.2. Valores típicos de rendimiento y constante de autooxidación en unproceso aeróbico16

No obstante que en la literatura se pueden encontrar valores de Y y kb parael tratamiento de distintos residuales, siempre que se pueda, estos deben serhallados a nivel de planta piloto o laboratorio mediante un procedimiento relati-vamente sencillo tal como se describirá en el epígrafe 4.8. basta con destacarahora que la ecuación 4.47 puede transformarse para obtener:

bxx

kBY1(4.49)

donde:

XS

bx

Residual Y(base DBO)

Y(base DQO)

kb(d-1 )

Municipal 0,4 0,8 0,3 0,4 0,04 0,08Industria Azucarera

0,33 0,04

Papel 0,36 0,07Residual Lácteo

0,35 0,06 0,2 0,4 0,04 0,06

149

Lodo Activado

Al graficar el inverso de la edad del lodo en función de Bx (figura 4.20), seobtiene:

Fig. 4.20. Cálculo del rendimiento Y y la constante de auto-oxidación kb.

La ecuación 4.49 que ha sido desarrollada a partir de un balance demateriales, fue obtenida hace más de 40 años de forma empírica porHeukelekian.17

La cantidad de biomasa producida puede calcularse a partir de una modifi-cación de la ecuación 4.49.

13dmkgbbvb XkY (4.50)

La producción total de biomasa viene dada por:1dkgVPB b (4.51)

donde:V: Volumen efectivo del tanque de aereación.

La ecuación 4.50 puede reordenarse y obtener de ella otro parámetro im-portante, el rendimiento verdadero o rendimiento observado, Yob:

xb

v

b kY 1(4.52)

El término v

b de la ecuación 4.52 tiene las mismas dimensiones que Y, kg

kg y es denominado rendimiento observado:

x

bob

kYY (4.53)

150


Otra forma útil de expresar el Yob, independientemente del valor de Scuyo conocimiento lleva implícito la ecuación 4.53, puede obtenerse de la ecua-ción 4.50:

xbob k

YY1 (4.54)

Todo el desarrollo hasta aquí se ha basado en la suposición de que toda labiomasa es degradable, sin embargo, una discusión alrededor de la ecuación4.54 puede ser útil para justificar la necesidad de introducir el criterio de quetoda la biomasa no es biodegradable.

De la ecuación 4.54 puede inferirse la influencia que tiene la edad del lodosobre Yob. Mientras menor sea la edad del lodo, la Yob se aproximará más al valorde Y. Esa conclusión responde a la realidad ya que mientras más pequeña sea laedad del lodo menos acentuada será la autooxidación o fase endógena. De he-cho, tanto la ecuación 4-54 como las precedentes pueden utilizarse sin muchoerror siempre que x 5 días.

El alcance o validez de la ecuación 4.54 es más limitado cuando la edad dellodo es superior a los diez días.

Si se supone un caso extremo, x entonces 0obYEsta conclusión no responde a la realidad. En la práctica diaria, por muy alta

que sea la edad del lodo, la Yob nunca es cero. Esto se debe a que una parte dela biomasa orgánica producida es no degradable bajo condiciones aeróbicas, ypor tanto, aparece reflejada en la Yob

18, 19 Consecuentemente con esto, el balan-ce de biomasa debe contemplar tanto la fracción degradable como la no degradableutilizando el desarrollo propuesto por Chudoba y Tucek.20

La biomasa total sintetizada, Xb, está constituida por tres fracciones:

a) La fracción orgánica degradable (Xb, D).b) La fracción orgánica no degradable (Xb, N).c) La fracción mineral (Xb, M).

M,bN,bD,bb XXXX (4.55)

De estas tres fracciones, solo Xb,D es degradable de acuerdo con la expresión:

b,Ddb Xk

dtdX

donde:kd: Constante de velocidad de descomposición de la fracción degradable dela biomasa (kg kg d ).

151

Lodo Activado

Si es la fracción no degradable aeróbicamente de biomasa orgánica y Y0,el coeficiente de producción de biomasa total, entonces Y0 es el coeficiente deproducción de la parte de la biomasa orgánica que es no degradable y (1 - ) Y0es el coeficiente de producción de biomasa orgánica degradable. Sea considera-do además f 0

m como la fracción mineral de la biomasa al formarse.Por otra parte, aceptando que S es la cantidad de sustrato removido en el

sistema, entonces Y0 S es la parte orgánica de la biomasa producida y

SYmf/mf 000 1 es la parte inorgánica de la biomasa producida.

Un balance de masa de la biomasa degradable da origen a una ecuaciónsimilar a la 4.47.

Tomando en consideración que en estado estacionario la edad del lodo de labiomasa total x es la misma para la parte degradable y no degradable, se podráescribir:

01 0

x

D,bD,bd

XXkY

(4.56)

despejando Xb,D

xd

xD,b k

YX1

1 0(4.57)

Mediante un balance de masa de la parte orgánica no degradable se obtiene:

00

x

N,bXY(4.58)

despejando Xb,N:

YX xN,b

0 (4.59)

La concentración de biomasa orgánica (Xb,o), se obtiene de la suma de lasecuaciones 4.57 y 4.58:

xd

xdxb,o k

kYX1

10 (4.60)

De acuerdo con lo anterior, la fracción degradable de los constituyentesorgánicos de la biomasa, fd, es igual a

xdb,o

b,Dd kX

Xf

11

(4.61)

152


Al hacer el balance de la parte mineral se supone que la fracción mineral delas nuevas células es f 0m. Entonces:

01

00

0

x

M.bXYmf

mf(4.62)

despejando Xb,M:

Ymf

mfX xM,b

00

0

1 (4.63)

La concentración total de biomasa se obtiene sumando las ecuaciones 4.60y 4.63:

mfmf

kkYX

xd

xdxb 0

00

111

(4.64)

Teniendo en cuenta que:

XY

x

o,bob,0

La ecuación 4.60 puede escribirse:

xd

xdob, k

kYY1

100 (4.65)

para0x

00 YY ,ob

obteniéndose un resultado que es lógico.Por otra parte, para aquellos casos en los que:

x

00 YY ob,

Este último resultado de que para altas edades del lodo el valor del coefi-ciente Y0,ob tiende a la fracción no degradable de la biomasa, es coherente con larealidad práctica. De aquí puede concluirse que para edades del lodo pequeñasy moderadas, pueden utilizarse las ecuaciones 4.48 hasta la 4.54. Para altasedades del lodo deben tenerse en cuenta las consideraciones que le siguen hastala ecuación 4.65.

153

Lodo Activado

4.7.2. Influencia de los sólidos suspendidos de la alimentaciónen la concentración del lodo activado

Los sólidos suspendidos primarios, X0, al igual que la biomasa, están consti-tuidos por tres fracciones:

a) Orgánica degradable (XO, D)b) Orgánica no degradable (XO, N)c) Mineral (XM )

MO,NO,D XXXX0 (4.66)

Si X0 es la concentración total de los sólidos suspendidos primarios en elagua residual, fo la fracción orgánica y a la fracción no degradable, se puedenestablecer las siguientes relaciones:

XO, D = (1 - ) fo X0 (4.67)

XO, N = fo X0 (4.68)

XM fo) X0 (4.69)

Puede suponerse que la fracción orgánica degradable está incluida en laDBO5 y que de acuerdo con el producto Y0 S es convertida en nuevabiomasa.

La suposición de que Y0 tiene el mismo valor para el material orgánico, seasoluble o insoluble, es aceptable desde el punto de vista práctico.

La concentración en estado estacionario en el tanque de aereación de lasdos fracciones que no experimentan degradación, X1,N y X1,M, puede obtenersepor un balance de masa.

El balance de masa de la fracción no degradable da origen a una ecuaciónsimilar a la 4,58.

010

x

,No XXf(4.70)

despejando:

XfX xo,N

01 (4.71)

Del balance de la fracción mineral:

01 1

x

,Mo Xf(4.72)

154


XfX xo,M

01

1(4.73)

La concentración total del lodo primario se obtiene sumando las ecuaciones4.71 y 4.73:

o

oxo

ffXfX 10

1 (4.74)

La concentración total del lodo activado en el tanque de aeración encondiciones de estado estacionario viene dado por la suma de la concentra-ción total de biomasa (ecuación 4.64) y la de los sólidos suspendidos prima-rios (ecuación 4.74):

o

oxo

xd

dxbt

ffXf

mfmf

kkYXXX

1

111

0

0

00

1

(4.75)

Tabla 4.3. Valores de constantes para biomasa y sólidos suspendidos prima-rios para aguas residuales domésticas17

Ejemplo 4.1

Se desea mantener un sistema del lodo activado operando a una edad dellodo de tres días para las siguientes condiciones de trabajo y de acuerdo con elesquema de la figura 4.19.

Q0 = 15000 m3 d

Constante Intervalo Valor recomendado

Asociados a los SSP

fo0,3 0,4

0,70 0,750,30,73

Asociados a la biomasa f0m

Y0

kd

0,18 0,24 0,220,050,65

0,15 (20 oC)

155

Lodo Activado

Volumen efectivo del tanque de aereación = 3750 m3

S0 = 500 mgL (total) Xw = 5,662 kg m S2 = 50 mgL (soluble)Y = 0,5 kb= 0,03 d

Determine:a) Cantidad del lodo que debe ser extraído.b) Flujo volumétrico de lodos a extraer.c) Flujo de recirculación.

a) 46030301

50 ,,,Yob

PB = Yob Q0 (S0 S2).PB = 0,46 (15 000) (0,45).PB = 3 105 kg d .

b) 3mkg4772

30301250450503 ,

,,,,Xb

Suponiendo X2 0:

6625477275033

,Q,

w

Qw = 546,8 m3 d .d) Suponiendo: X2 0

(Q0 + Qr) X = Xw Qw + Xw Qr

13 dm57693101853

98095315537 ,,

,Qr

Ejemplo 4.2

En una planta que emplea lodo activado está siendo tratada un agua residualcon las siguientes características:

Sólidos suspendidos totales = 0,275 kg mFlujo de agua residual = 3 785 m3dVolumen efectivo del tanque de aereación = 7 570 m3

DBO5 de los sólidos totales = 0,3 kg mDBO5 de los sólidos disueltos = 0,15 kg mToda la DBO5 es removible, por tanto S = 0,3

156


Determine, en estado estacionario:

a) Concentración de biomasa.b) Concentración de sólidos primarios.c) Concentración total del lodo activado en el tanque de aeración.d) DBO5 en el efluente de la planta si el sedimentador secundario tiene una

eficiencia de remoción de sólidos suspendidos de 90 %.

Suponga las siguientes condiciones:

x = 10 d fo = 0,73 (para los sólidos primarios)t = 26 oC = 0,3

120

150 d,kCod Y0 = 0,65

= 0,22fom = 0,05

a) 1202626 19700471150 d,,,k Cd o

3mkg256010197012

1030650780 ,,

,,,X Db

3mkg2102

1030650220 ,,,,X Nb,

3mkg0,052

1030650950050 ,,,,X Mb,

Xb = 0,256 + 0,210 + 0,050 = 0,516 kg m

b) 3

1 mkg672073027030

2102750730 ,

,,,,,X

c) X = 0,516 + 0,672 = 1,188 kg md) X2 = 0,1 (0,256) = 0,0256 kg m

Para el lodo, considerando que X = 10 d: fo = 0,67 (de la figura 4.18)13

5 Lmg91002560350 ,,DBO T

157

Lodo Activado

4.8. DETERMINACIÓN DE CONSTANTES A ESCALADE LABORATORIO

Una unidad del lodo activado a escala de banco es la que se utiliza co-múnmente para la determinación en el laboratorio de las constantes Y y kbentre otras. Las condiciones a las que se opera la unidad son las mismassupuestas en las secciones precedentes para la obtención de las ecuacionesa partir de los balances de masa.

Elementos esenciales para la obtención de buenos resultados son el man-tener un flujo continuo de residual al reactor y un sistema completamentemezclado en él.

Para lograr suficientes datos, la unidad debe operarse a varias edadesde lodo, generalmente en el intervalo de 3 a 20 días. La manera más sencillade mantener constante la edad del lodo es la extracción diaria de una canti-dad constante de licor mezclado del propio reactor o tanque de aereación.Las muestras a cada edad del lodo no deben considerarse como representa-tivas del proceso hasta que no haya transcurrido un tiempo que sea igual omayor a cinco veces la edad de lodo. Solo así podrá considerarse que elsistema está trabajando en estado estacionario.21

La temperatura, pH y el oxígeno disuelto son parámetros que deben per-manecer constantes o al menos ser registrados mientras duren las pruebas.

La información requerida para el cálculo de los parámetros de opera-ción es:

Q: Flujo de entrada (L d ).Qw: Flujo de extracción del lodo (L d ).V: Volumen del tanque de aereación (L).Xb: Concentración de SSVLM (mg L ).Xe: Concentración de SSV en el efluente (mg L ).S0: DBO soluble ó DQO en el influente (mg L ).Se: DBO soluble ó DQO en el efluente (mg L ).

A partir de esta información se calculan, para cada edad del lodo eltiempo de retención (ecuación 4.1) y la razón de la carga del lodo (ecuación4.12). Si el exceso del lodo se extrae directamente del tanque de aeración,el volumen diario a extraer viene dado por:

xw

VQ

158


Los pares de valores de x

1 y x que se obtienen para cada edad del lodo

se grafican según la figura 4.22. La pendiente de la recta que se obtiene da elvalor del rendimiento Y y el intercepto con el eje de ordenadas el valor de laconstante de autooxidación kb.

Fig. 4.21. Esquema de un arreglo de equipamiento para calcular lasconstantes a escala de laboratorio.

Ejemplo 4.3

Se desea determinar los parámetros Y y kb de un agua residual de ori-gen industrial utilizando un tanque de aereación con un volumen efectivode 10 L. El agua residual sedimentada se alimentó a un flujo de 20 L dpara obtener un tiempo de retención de 12 horas durante todo el experi-mento.

La extracción del lodo se hizo directamente del tanque de aereaciónuna vez al día, excepto para la primera de las corridas, que por serrelativamente elevado, el volumen de extracción, se hizo en dos partes(tabla 4.4).

159

Lodo Activado


Como la concentración de SSV en el efluente es baja, la edad del lodo puedecalcularse directamente a partir de la extracción Qw.

A partir de los datos anteriores puede obtenerse la tabla 4.5.

Tabla 4.5. Datos obtenidos

S0 Se Qw X Xe

(mgL-1) (mgL-1) (L d-1) (mgL-1) (mgL-1)750 75 2,4 2700 10800 96 3,0 2347 5775 116 3,9 1757 2,5825 148 4,8 1504 2,5850 170 5,4 1360 2,7

Al graficar x

1 contra Bx se obtiene la recta de la figura 4.22.

x

x

1 Bx

(d) (d-1) (kg kg-1 d-1)4,16 0,24 0,503,33 0,30 0,602,56 0,39 0,752,08 0,48 0,901,85 0,54 1,00

Fig. 4.22. Ejemplo 4.3 (1/ X vs Bx).

160


Rendimiento, Y = 0,53Constante de auto-oxidación, kb = 0,007 d

Ejemplo 4.4

A partir de la información suministrada en el ejemplo anterior, determine laconstante de velocidad de reacción:

Graficando Bx contra 0S

S de acuerdo con una modificación de la ecuación

4.28, se obtiene la constante k de velocidad de reacción de la pendiente de larecta (figura 4.23).

Bxkgkg-1d-1

1,00 0,90 0,75 0,60 0,50

0SS 0,20 0,18 0,15 0,12 0,10

Fig. 4.23. Ejemplo 4.4 ( Bx vs S/S0).

4.9. REQUERIMIENTOS NUTRICIONALES

La formación de biomasa y las buenas propiedades de sedimentación deun lodo pueden verse afectadas si el nitrógeno y fósforo no están presentesen cantidades suficientes. Otros muchos elementos también son necesariospara el metabolismo, pero en concentraciones tales que raras veces estánen déficit.

De acuerdo con el modelo de Lawrence y McCarty,22 el contenido denitrógeno y fósforo de la biomasa producida es de 12,3 % y 2,6 % respecti-

k = 5d

161

Lodo Activado

vamente. Por otra parte, a medida que disminuye la carga orgánica o au-menta la edad del lodo, existirá una acumulación de residuos celulares nobiodegradables y cuyo contenido de nitrógeno y fósforo es de 7 % y 1 %.Por tanto el nitrógeno y el fósforo necesarios dependen de la edad del lodo.Bajo estas condiciones, y teniendo en cuenta además que el requerimientode estos nutrientes puede ser estimado a partir de la cantidad de estos doselementos que están contenidos en el lodo que se extrae del proceso, setiene que la necesidad de ambos elementos será:

PB,

f,PB,f,dkgN d

7800,78070

7801230 d1 (4.76)

PB,

f,PB,f,dkgP d

7800,78010

7800260 d1 (4.77)

donde:PB: Producción de biomasa (ecuación 4.51)

)-(10,78,1

1k

fXd

d

fd: fracción degradable de los SSVLM ob

b,Dd ,X

Xf

En las ecuaciones 4.76 y 4.77 se ha considerado que 77 % de la fraccióndegradable es biológicamente activa.19

Notas bibliográficas1 PAVÓN, J. L., M. W. TENNEY AND W. F. ECHELBORGER:

Water Poll. Control Fed., vol.44, no. 3, 1972.

2 BISOGNI, J. J. AND W. LAWRENCE:Water Res.,

vol. 5, no. 9, 1971.3 CHAO, A. C. AND T. M. KEINATH:

Water Res., vol. 13,no. 2, 1979.

4 LOVETT, D. A., B. V. KAVANAGH AND L. S. HERBERT:substrate composition on the settling and dewatering characteristics of

Water Res., vol. 17, no. 4, 1983.

162


5 CHUDOBA, J., V. OTTOVA AND V. MADERA:mentous bulking I. Effect of the hydraulic regimen of degree of mixing

Water Res., vol. 7, no. 6, 1973.6 CHUDOBA, J., P. GRAU AND V. OTTOVÁ:

Water Res., vol. 7, no. 9, 1973.7 CHIESA, S. C. AND S. R. LINNE:

selector configuration on the control of filamentous bulking in the acti-Water Poll. Control Fed., vol.

62, no. 6, 1992.8 KAPPELER, J. AND W. GUJER:

Water Res., vol. 28, no. 2, 1994.9 GREENBERG, A. E., G. KLEIN AND W. KAUTMAN:

Sewage and Industrial Wastes, vol. 27,no. 3, 1955.

10 CHUDOBA, J., C. MENÉNDEZ Y J. PÉREZ: Fundamentos Teóricos de Algu-nos Procesos para la Purificación de Aguas Residuales, Ed. ISP-JAE, Ciudad de La Habana, 1986.

11 TUCEK, F. AND J. CHUDOBA:Water Research, vol. 3, no. 2, 1969.

12 WEDDLE, C. L. AND D. JENKINS:Water Res., vol. 5, no. 8, 1971.

13 WUHRMANN, K.: Biological Treatment of Sewage and Industrial Was-tes, vol. I, Ed. Mac Cabe, 1956.

14 ECKENFELDER, W. AND CONNOR: Biological Waste Treatment, Per-gamon Press, Oxford, 1961.

15 WUHRMANN, K.:Water Poll. Control Fed., vol. 26, no. 1,

1954.16 MENÉNDEZ, C.: Influencia de la edad del lodo en la composición de los

sólidos biológicos, inédito. 1998.17 HEUKELEKIAN, H., H. E. OXFORD AND R. MANGANELLI:

Sewa-ge Industrial Wastes, vol. 23, no. 8, 1951.

18 SIMONS, J. M. AND E. MC KINNEY:Sewage and Industrial Wastes, vol. 30,

no. 7, 1958.19 WASHINGTON, D. R. AND L. J. HETLING:

Water Poll. Control Fed., vol. 37, no. 4, 1965.

163

Lodo Activado

20 CHUDOBA, J. AND F. TUCEK:

Jour. Water Poll. Control Fed., vol. 57, no. 3, 1985.21 VANDEVENNE, L. AND W. ECKENFELDER:

WaterRes., vol. 14, no. 7, 1980.

22 KOUNTZ, R.R. Y C. FORNEY: oxidationSewage and Industrial Wastes, vol. 31,

no. 7, 1959.

165

Transferencia de Oxígeno

CAPÍTULO 5TRANSFERENCIA DE OXÍGENO

5.1. INTRODUCCIÓN

La transferencia de oxígeno es un elemento clave en los procesos bioló-gicos aerobios.

Exceptuando casos particulares, la oxigenación de un medio se realizamediante la aereación aprovechando el hecho de que el aire contiene aproxi-madamente 21 % en volumen de oxígeno.

La transferencia se puede realizar a través de la introducción de aire uoxígeno en el agua o exponiendo el líquido a la atmósfera en forma de pe-queñas gotas.

Cualquiera que sea el procedimiento seleccionado para producir laaereación, existe una serie de elementos básicos del proceso en sí que soncomunes en todos ellos.

5.2. CONSIDERACIONES FUNDAMENTALESDE LA TRANSFERENCIA DE OXÍGENO

En cualquier proceso de transferencia, la velocidad de esta se puedeexpresar como el producto de una fuerza impulsora y un coeficiente de trans-ferencia. En la aereación, la fuerza impulsora es el gradiente de la concen-tración de oxígeno.

Lewis y Whitman,1 desarrollaron el concepto de la doble película queconsidera películas estacionarias en las interfases del gas y del líquidorespectivamente, a través de las cuales ocurre la transferencia de masa.Figura 5.1.

De acuerdo con el concepto de la doble película, la masa de oxígeno trans-ferida a un medio líquido puede expresarse según,

M = KL A (Cs - C) = Kg A (Pg - P) (5.1)

166


donde:M: masa de oxígeno transferida en la unidad de tiempo (kg h ).A: área seccional a través de la cual ocurre la transferencia.KL, Kg: coeficientes de transferencia en la película de líquido y gas respec-tivamente (L m h ).Cs: concentración de saturación de oxígeno en la fase líquida.C: concentración de oxígeno en el líquido.Pg, P: presión parcial de oxígeno en el aire.

Fig. 5.1. Doble película según Lewis y Whitman.

Para gases poco solubles, como el oxígeno, la película controladora de latransferencia es la de líquido. Para gases relativamente solubles, controla lapelícula de gas.

Para el primero de los casos, al aumentar la turbulencia disminuye elespesor de la película de líquido y aumenta el coeficiente de transferenciadel gas en el líquido, KL.

Hay otros modelos teóricos más recientes que el de Lewis y Whitman,tales como el de la velocidad fraccional de renovación de superficie(Danckwerts).2 Sin embargo el más aceptado sigue siendo el de Lewis yWhitman.

Para aquellos procesos controlados por la película de líquido, la ecuación5.1 puede transformarse:

CCsakdtdCM

V L1

(5.2)

donde: VAKak LL , coeficiente global de transferencia de oxígeno, h .

167


Cuando los términos vinculados a la transferencia de oxígeno se relacionantal como aparece en la ecuación 5.2, vienen referidos, por problemas de como-didad, para agua de acueducto (agua limpia), 20 0C y una presión de 101,3 kPa.

5.2.1. Concentración de oxígeno en condiciones de saturaciónLa concentración de saturación de oxígeno en el agua limpia depende de la

temperatura, concentración de sólidos totales disueltos y de la presión.En la tabla 5.1 se reporta la solubilidad del oxígeno en agua a la presión

normal y diferentes concentraciones de cloruro.Para presiones de trabajo diferentes a la normal, y considerando la profun-

didad del tanque de aereación, la concentración de saturación se calcula:

o

h

PP,PaCsCs,m 50

(5.3)

Cs: concentración de saturación a la temperatura de trabajo y presión nor-mal mgL .Cs,m: concentración de saturación promedio a la temperatura de trabajoy a una profundidad que es igual a la mitad de la altura del tanque deaeración mgL .P0: presión normal, 101,3 kPa.Pa: presión atmosférica en las condiciones de trabajo kPa.Ph: presión hidrostática a la altura de la descarga del aire kPa.

Tabla 5.1. Solubilidad de oxígeno en agua a 101,3 kPa

Concentración de cloruro en agua mgL-1Temperatura°C 0 5 10 15 2016 10,0 9,5 9,0 8,5 8,017 9,7 9,3 8,8 8,3 7,818 9,5 9,1 8,6 8,2 7,719 9,4 8,9 8,5 8,0 7,620 9,2 8,7 8,3 7,9 7,421 9,0 8,6 8,1 7,7 7,322 8,8 8,4 8,0 7,6 7,123 8,7 8,3 7,9 7,4 7,024 8,5 8,1 7,7 7,3 6,925 8,4 8,0 7,6 7,2 6,726 8,2 7,8 7,4 7,0 6,627 8,1 7,7 7,3 6,9 6,528 7,9 7,5 7,1 6,8 6,429 7,8 7,4 7,0 6,6 6,330 7,6 7,3 6,9 6,5 6,1

168


Para tener en consideración además los constituyentes del agua residual sedefine el coeficiente .

CsCs,w

limpiaaguaelendsolubilidaresidualaguaelendsolubilida

Los valores de suelen variar entre 0,7 y 0,8 como consecuencia de lasvariaciones de la solubilidad del oxígeno debido a la presencia de sales, sólidossuspendidos y sustancias tensoactivas.3

5.2.2. Coeficiente global de transferencia de oxígenoEl coeficiente de transferencia de oxígeno depende del implemento de

aereación y de las características físicas y químicas del sistema que se deseaoxigenar:4

1. Temperatura. Al aumentar la temperatura aumenta el valor del coeficientede transferencia,

2020

tCLtL akak o (5.4)

El valor de es función de las condiciones de trabajo. Se suele situar en elintervalo de 1,015 y 1,040. El valor típico para todo tipo de aereador es 1,024.

2. Turbulencia. Un incremento de la turbulencia da como resultado un aumentoen el coeficiente de transferencia.

3. Altura del líquido. El efecto que tiene la altura de la columna del líquido bajoaereación sobre el coeficiente global de transferencia de oxígeno dependeen cierta medida del método empleado en la aereación. Para muchos siste-mas de aereación por difusión kLa varía con la altura de acuerdo con larelación:

n

L

L

HH

akak

2

1

2

1 (5.5)

donde el exponente n tiene un valor cercano a 0,7 para la mayoría de lossistemas.

4. Características del medio. El valor del coeficiente de transferencia de oxíge-no del agua pura puede diferir considerablemente del de un medio que con-tenga compuestos orgánicos u otras sustancias en disolución.Con el objetivo de comparar la velocidad de transferencia de oxígeno en elagua con la de otro medio cualquiera para un implemento de aereación par-ticular se define el coeficiente .

169


limpiaaguadelmediodel

akak

L

L

El valor de puede no ser constante y variar durante el proceso que tienelugar en el bio-reactor. En la tabla 5.2 se reportan valores típicos de paradiferentes implementos de aereación.

La ecuación 5.2 queda entonces:

20021 tL ,CCsak

dtdC

(5.6)

y si se toma en consideración la profundidad del tanque:

20tL 1,02k

dtdC CCs,ma (5.7)

Tabla 5.2. Valores típicos de

5.2.3. Cálculo del coeficiente global de transferenciade oxígeno

Para poder aplicar la ecuación (5.7) en cualquier sistema aerobio, se requie-re conocer o determinar previamente los coeficientes kLa, , y .

En agua limpia la velocidad de transferencia de oxígeno puede plantearsesegún la ecuación:

CCsakdtdC

L mgL h (5.8)

Como se aprecia de la ecuación anterior, la velocidad de la transferencia esproporcional al déficit de oxígeno y al coeficiente global de transferencia deoxígeno, kLa, tal como ya fue expresado.

Implemento de aereación Valor tipoDifusor de burbuja gruesa 0,85Difusor de burbuja fina 0,50Eyector de aereación 0,75Aereador superficial 0,90Turbinas 0,85

170


El valor del coeficiente kLa depende, a su vez, de la turbulencia en la interfaseaire - líquido. Por tanto, es función del sistema de aereación, la geometría deltanque de aereación, las características del líquido y de la temperatura.

El método que se describe a continuación para determinar el coeficiente detransferencia de oxígeno se basa en estimar el tiempo necesario para que ladiferencia entre el oxígeno de saturación, Cs y el oxígeno disuelto en un instantedado, C, disminuya 90 %.

Integrando la ecuación 5.8 entre t1 y t2 se obtiene:

122

1log32 ttakCCsCCs, L (5.9)

Suponiendo que (Cs - C2) = 0,1 (Cs - C1), la ecuación 5.9 queda:

90

32t,akL (5.10)

t90: tiempo durante el cual la diferencia entre la concentración de oxígenoen condiciones de saturación y la del oxígeno disuelto disminuye 90 %.5Figura 5.2.

5.2.4. ProcedimientoCálculo de kLaEl procedimiento general comprende la eliminación del oxígeno disuelto

en un volumen conocido de agua, mediante la adición de sulfito de sodio, y laposterior reoxigenación hasta valores cercanos a la concentración de satu-ración.5

1. El tanque de aereación se llena con agua limpia del acueducto.2. Debe ser reducida la concentración de oxígeno disuelto del tanque hasta un

valor cercano a cero. Para esto puede utilizarse una solución de sulfito desodio a razón de 7,88 mg por cada mg de oxígeno disuelto del agua. Cuandose desea acelerar la etapa de de-oxigenación puede utilizarse una soluciónde Co2+ como catalizador a razón de 5 mgL .

3. Una vez que la concentración de oxígeno disuelto alcanza un valor cercano a0,5 mgL se pone en funcionamiento el implemento de aereación.

4. A partir del momento en que la concentración de oxígeno sea igual a1 mgL se hacen mediciones de la concentración a intervalos regularesde tiempo.

5. Se tabulan los resultados y se procede según se ilustra en el ejemplo 5.1.

171


Fig. 5.2. Cálculo del coeficiente de transferencia de oxígeno.

5.2.5. Capacidad de oxigenaciónCon el objetivo de poder comparar las posibilidades de los distintos imple-

mentos para suministrar oxígeno, es necesario introducir el término capacidadde oxigenación (CO).

La capacidad de oxigenación de un implemento de aereación se define comola cantidad de oxígeno que puede ser suministrado por ese implemento, en launidad de volumen y de tiempo, cuando la concentración de oxígeno disuelto escero. De acuerdo con la ecuación 5.8, cuando C = 0:

CO = 0,024 kLa Cs kg m d (5.11)donde:

kLa: coeficiente de transferencia de oxígeno, h .Cs: concentración de saturación de oxígeno disuelto a la temperatura detrabajo, mgL .

Por tanto, para determinar la capacidad de oxigenación solo se requiereconocer el coeficiente de transferencia de oxígeno, y la concentración de satu-ración a la temperatura y presión a la que se está trabajando.

Ejemplo 5.1

Se realizan pruebas a escala de laboratorio con un aereador superficial depaleta a tres velocidades diferentes. A partir de los datos obtenidos, calcule elcoeficiente de transferencia de oxígeno a cada velocidad (tabla 5.3).

172


t = 25 oC Cs = 8 mgLSolución:Se grafica en papel semilogarítmico (Cs - C) en función del tiempo t, según

la figura 5.3.

Tabla 5.3. Concentración de oxígeno en función del tiempo de aereación para3 velocidades diferentes de agitación

El tiempo t90 se corresponde con el tiempo necesario para que la diferencia(Cs - C) disminuya un ciclo logarítmico, o sea:

Velocidad I t90: 6,8 minVelocidad II t90: 13,0 minVelocidad III t90: 21,2 min

Diferentes velocidades de rotación del aereadorTiempo

(min)I

O2

mgL-1

ICs-C

IIO2

mgL-1

IICs-C

IIIO2

mgL-1

IIICs-C

0 1.00 7.00 1,00 7,00 1,00 7,000,5 2,00 6,00 1,55 6,45 1,40 6,601,0 2,90 5,10 2,02 5,98 1,75 6,251,5 3,70 4,30 2,55 5,45 2,05 5,952,0 4,35 3,65 3,00 5,00 2,40 5,602,5 4,85 3,15 3,40 4,60 2,70 5,303,0 5,35 2,65 3,80 4,20 3,00 5,003,5 5,80 2,20 4,20 3,80 3,25 4,754,0 6,15 1,85 4,50 3,50 3,50 4,504,5 6,40 1,60 4,80 3,20 3,75 4,255,0 6,70 1,30 5,05 2,95 3,95 4,056,0 7,15 0,85 5,55 2,45 4,40 3,607,0 7,40 0,60 5,95 2,05 4,75 3,258,0 7,60 0,40 6,25 1,75 5,10 2,909,0 7,70 0,30 6,55 1,45 5,40 2,60

10,0 7,80 0,20 6,80 1,20 5,65 2,3511,0 7,90 0,10 7,00 1,00 5,90 2,1013,0 7,95 0,05 7,30 0,70 - -15,0 - - 7,50 0,50 6,60 1,4020,0 - - 7,80 0,20 7,20 0,8025,0 - - - - 7,40 0,60

173


Por tanto, considerando que 90

32t,akL , de la figura 5.3 se tiene:

Velocidad I kLa = 20,35 hVelocidad II kLa = 10,60 hVelocidad III kLa = 6,52 h

Fig. 5.3. Ejemplo 5.1 Cálculo de kLa.

Ejemplo 5.2

Determine la capacidad de oxigenación del implemento utilizado para el ejem-plo 5.1 cuando se trabaja a la velocidad II.

Solución:CO = 0,024 kLa Cs = 0,024 x 10,60 x 8 = 2,03 kg m d

5.3. REQUERIMIENTO DE OXÍGENO

La determinación de la necesidad de oxígeno en los procesos aerobios debiomasa en suspensión constituye una etapa importante en las actividades dediseño y evaluación de una instalación de tratamiento. En la medida que seconozca la cantidad de oxígeno que es necesario para un proceso dado, se esta-rá en mejores condiciones de seleccionar el equipamiento adecuado para sumi-nistrarlo.

174


La velocidad de consumo de oxígeno en los sistemas de biomasa en suspen-sión puede representarse por la siguiente ecuación empírica:

bYr XX (5.12)

donde:XrrX (5.13)

y XX (5.14)

r: velocidad de consumo de oxígeno mgL d .X: concentración de sólidos suspendidos volátiles (SSV) en el tanque deaereación mgL .Y : kg O2 consumido (kg DBO removido) .b: kg O2 consumido (kg SSV autooxidado.d) .

Bx: remoción específica de DBO kg kg d .S = So - S mg L . = tiempo de retención hidráulico d.

La ecuación 5.12 puede expresarse también tomando como base la DQO.Valores típicos de Y y b se reportan en la tabla 5.4.

Tabla 5.4. Valores típicos de Y ́y b

Base Y(kg kg -1)

b(d-1)

Tipo deresidual

Fuente

DBO5 0,50 0,10 Municipal 1DQO 0,40 0,13 Municipal 1DQO 0,27 0,11 Pulpa y papel 4DBO5 0,55 - 0,80 0,03 - 0,17 Municipal 7DQO 0,33 - 0,54 0,3 - 0,17 Municipal 7DQO 0,35 0,08 Tenería 3

Los coeficientes Y y b pueden ser calculados a escala de laboratorio. (Epí-grafe 5.3.1).

El valor de rx depende en gran medida de la actividad del sistema. Porejemplo, para un proceso convencional de lodo activado, Eckenfelder6 hareportado valores de 0,84 kg kg d a la entrada y de 0,2 kg kg d a lasalida del proceso. Para residuales teneros en Cuba tratados mediante lagunasaereadas,7 se han obtenido valores de 1,43 kg kg d y 0,79 kg kg d para uno

175


y tres días de tiempo de retención, respectivamente. Desde Hoover y Porges8

se acepta como intervalo para el valor de la velocidad específica de consu-mo de oxígeno para la fase de respiración endógena el comprendido entre0,15 y 0,50 kg kg d .

En estado estacionario las condiciones de trabajo son tales que el suministrode oxígeno debe ser igual a su requerimiento:

r = kLa ( Cs - C) (5.15)El metabolismo aerobio es independiente de la concentración de oxígeno

disuelto cuando esta es superior a un valor considerado como crítico, aproxi-madamente entre 0,2 y 2,0 mgL . Por debajo de este valor crítico la veloci-dad de las reacciones metabólicas aerobias se ven limitadas.9,10,11

El requerimiento mínimo de aire aplicado por kilogramo de DBO alimen-tado al tanque de aereación es función de las características del sistema enparticular. Para sistemas de carga media debe ser aproximadamente de90 kg de aire por kilogramo de DBO mientras que para aereación extendidapuede llegar a alcanzar 120 kg por kilogramo de DBO. Estas demandasestán calculadas sobre la base de suponer que el implemento de aereaciónes capaz de transferir al menos 1 kg de oxígeno por cada kilogramo de DBOaplicado. En todos los casos es recomendable garantizar una concentraciónmínima de oxígeno disuelto de 2 mgL .

5.3.1. Cálculo de los coeficientes Y' y bComo ya se afirmó anteriormente, los coeficientes Y y b pueden ser calcu-

lados a partir de pruebas realizadas a escala de laboratorio. De la ecuación 5.12,cuando se grafica la velocidad específica de respiración, rx, en función de laremoción específica, Bx, se obtiene una recta cuya pendiente es Y , y el inter-cepto con el eje de ordenadas, b. Figura 5.5.

Procedimiento

Se realizan corridas experimentales a diferentes edades de lodo, 3 comomínimo. Para cada corrida se registran los valores promedios de los siguientesparámetros: So, S, X, .

Para cada corrida:1. Se toma una muestra representativa del licor mezclado del reactor y se intro-

duce en un recipiente en el que se pueda medir la disminución en el tiempo dela concentración de oxígeno disuelto.

176


Fig. 5.4. Cálculo de la velocidad de respiración.

2. La muestra se aerea hasta saturación en oxígeno.3. Se detiene la aereación y se mide la variación de la concentración de oxígeno

en el tiempo.4. Se grafica la concentración de oxígeno disuelto vs tiempo. Figura 5.4. La

pendiente obtenida en la sección inicial de la curva es la velocidad de respi-ración r.

5. Para cada corrida se divide el valor de la velocidad de consumo de oxígenodeterminado (r) por la concentración de SSV.

6. Se prepara una tabla de rx vs Bx con tantos puntos experimentales comoedades de lodo se hayan prefijado.

7. Se grafica rx vs Bx. Figura 5.5.

Fig. 5.5. Cálculo de Y ́ y b.

177


Ejemplo 5.3

Los datos que se dan a continuación fueron obtenidos a escala de laborato-rio trabajando a cuatro edades de lodo diferentes y midiendo en cada caso lavelocidad de respiración r de la biomasa obtenida en el licor mezclado. Determi-ne los coeficientes Y y b. (Tabla 5.5)


Solución:A partir de los datos de velocidad de respiración r se calcula la velocidad de

respiración específica rx.

Tabla 5.5.a. Datos de velocidad de respiración específica

x(d)

X(mg L-1)

r(mg L-1 h -1)

Bx(kg kg -1 d -1)

3 800 26,6 1,255 1 200 35,0 1,007 1 800 30,0 0,50

10 2 500 20,8 0,25

Se grafica rx contra Bx según la figura 5.5. De la pendiente se obtiene elvalor de Y y del intercepto en el eje de ordenadas el valor de b.

Y = 0,6b = 0,075

5.3.2. Capacidad de oxigenación necesariaUna vez que se conoce la capacidad de oxigenación del implemento de

aereación, debe compararse con la que necesita el sistema, o sea, la capacidadde oxigenación necesaria (CO)n.

Cuando se diseña un tanque de aereación debe calcularse la (CO)n de for-ma de conocer el oxígeno que se necesita para garantizar el suministro querequieren las reacciones bioquímicas que tienen lugar y para el mantenimientode las condiciones aerobias en el medio.

rx (kg kg-1d-1) 0,8 0,7 0,4 0,2Bx (kg kg-1d-1) 1,25 1,0 0,5 0,25

178


CCs,mCs,mXbYCO Vn (5.16)

donde:Bv: Razón de carga volumétrica, kg m d .

X: Concentración de SSV en el tanque de aereación, kg m .C: Concentración límite permisible de oxígeno disuelto, mgL .La masa de oxígeno que se disuelve en el agua en la unidad de tiempo en

condiciones normales (20 oC y 101,3 kPa y cero oxígeno disuelto) es:

VmCsakGCO CCLn º20º203 ,10)( (5.17)

donde:G: velocidad másica de disolución (absorción) de oxígeno, kg h .kLa: h .Cs,m: mgL .V: volumen del agua que se está aereando, m3.

Ejemplo 5.4Determine la capacidad de oxigenación necesaria para satisfacer las exigen-

cias de un proceso de lodo activado del que se dispone de la siguiente información:t: 28 0 CY : 0,40b: 0,10 d

Bv: 0,5 kg m d X = 1,5 kg m OD mínimo permisible = 2 mgLAltura del tanque de aereación = 3 mPresión atmosférica = 101,8 kPaSolución:La concentración de saturación de oxígeno a 28 0C es (Tabla 5.1):Cs = 7,9 mgLDe acuerdo con la ecuación 5.3:

o

h

PP,PaCsCs,m 50

Pa = 101,8 kPaPo = 101,3 kPaPh = 0,0098 x h

= 990 kg mh = 3 mPh = 29,1 kPa

179


1Lmg0793101

12950810197 ,,

,,,,Cs,m

(CO)n = 0,45 kg m d

5.3.3. Otro procedimiento para determinar la necesidadde oxígeno

En ausencia de cálculos más sofisticados, puede asumirse que para la remo-ción de la DBO carbónica es necesario utilizar 1,1 kg O2 por cada kg de DBO5aplicado, para el caso de procesos convencionales. Para la aereación extendidael requerimiento de oxígeno puede tomarse aproximadamente como 1,8 kgde O2 por cada kg de DBO.

Por otro lado, haciendo consideraciones teóricas, la necesidad de oxígenopuede ser determinada a partir de la DBO del agua residual y de la cantidad debiomasa que diariamente se extrae del proceso.

Por tanto, la demanda teórica de oxígeno para la remoción de las sustanciascarbonosas contenidas en el agua residual puede calcularse mediante la relación:

kg O2d = (kgd DBOu total utilizado) - 1,42 (kgd biomasa extraída)En la expresión anterior ha sido considerado que 1,42 es el equivalente

de oxígeno de la biomasa, asumiendo que la fórmula empírica de esta es C5 H7 N O2.

De acuerdo con esto,

P,f

g/kgSSQdOgk 421

10 301

2

donde:P: es la biomasa producida (kgd ).

f: es la relación entre DBO5 y DBOu.

En el desarrollo del epígrafe 5.3, solo se consideró el requerimiento de oxí-geno para satisfacer las necesidades de consumo del agua residual y de labiomasa. Sin embargo, el suministro debe ser adecuado para:

satisfacer la DBO del agua residual,satisfacer la respiración endógena de la biomasa,proporcionar un adecuado régimen de mezcla ymantener una concentración de oxígeno disuelto en el reactor, que noinhiba el proceso aerobio (generalmente superior a 0,2 mgL ).

180


5.4. IMPLEMENTOS DE AEREACIÓN

El equipamiento para producir aereación que es más comúnmente utilizadopuede clasificarse en:

a) sistemas de aire difundido,b) sistemas de aereación mecánica.

5.4.1. Aire difundidoLos sistemas de aire difundido están constituidos por difusores sumergi-

dos en el agua, las líneas o tuberías conductoras de aire, los sopladores ocompresores, y su equipamiento auxiliar.

Básicamente se conocen dos tipos de difusores: los que producen burbu-jas pequeñas a partir de un medio poroso y aquellos que utilizan tuberíashoradadas o algún otro dispositivo para producir burbujas grandes o media-nas. Todos estos implementos son muy diversos en dependencia de los fa-bricantes. Figura 5.6.

Los difusores se distribuyen a ambos lados y en toda la longitud deltanque de aereación. Figura 5.7. Como elemento práctico puede señalarseque para mantener una mezcla adecuada, el ancho del tanque de aereacióndebe ser aproximadamente el doble de su profundidad. Este ancho puededuplicarse si además se concibe una línea central de unidades de difusión.También puede apuntarse que la ubicación de los difusores debe ser tal quelos puntos de salida del aire deben estar unos de otros a una distancia com-prendida entre 15 y 75 cm.

Los difusores de burbuja fina se construyen de granos de sílice u óxidode aluminio. Otras unidades son tubos recubiertos de diversos compuestoscomo nylon, dracón y saran. El diámetro de la burbuja suele estar compren-dido entre 2 y 2,5 mm. Estas unidades se diseñan para lograr un flujo de airepor unidad de 3 a 28 m3 h en condiciones estándar (P = 101,3 kPa, 20 0 C).

Los difusores no porosos originan burbujas de hasta 25 mm de diáme-tro. Estas burbujas grandes son la causa de que estos difusores presentenmenor rendimiento que los porosos, pero por otro lado presentan las venta-jas de tener menor costo, y menos necesidades de mantenimiento y delimpieza de aire.

La aereación mediante difusores es recomendada fundamentalmente paraprofundidades de líquido en el reactor entre 2,5 y 5,0 m y valores de veloci-dades de consumo de oxígeno inferiores a 1 mgL min .

181


Fig. 5.6. Implementos para la aereación mediante aire difundido.a) difusor poroso para burbujas finas. b) Tubos para burbujas gruesas.

Fig. 5.7. Distribución de los difusores. Vista de planta.

5.4.2. Aereación mecánicaLos aereadores mecánicos pueden ser superficiales o sumergidos, y ambos

a su vez, de eje vertical o de eje horizontal. En los aereadores mecánicos eloxígeno se toma de la atmósfera. Hay modelos de aereadores mecánicossumergidos, las turbinas, en los que además se introduce aire por la parteinferior del tanque de aireación. Figura 5.8.

182


Entre las funciones de un aereador mecánico se pueden citar: 9,12

a) Disolver oxígeno en el tanque de aereación.b) Mantener los SSV en suspensión.c) Distribuir el afluente por todo el volumen del tanque de aereación.d) Remover parte del CO2 que se genera.

Fig. 5.8 Aereadores mecánicos. a) Aereador superficial. b) Aereador de turbina.

(b)

183


5.4.2.1. Aereadores superficialesLos aereadores de superficie, equipos para la introducción de grandes can-

tidades de aire, y por tanto de oxígeno, consisten en turbinas de alta o bajavelocidad o en unidades flotantes de alta velocidad que giran en la superficie dellíquido, parcialmente sumergidos.

Cualquier superficie de agua tiende a absorber oxígeno del aire. Este proce-so se acelera cuando hay turbulencia en la superficie.

Los aereadores superficiales llevan este proceso a una etapa superior alromper mecánicamente la superficie del líquido y crear una interfase gas-líquidoen forma atomizada de pequeñas gotas de agua y burbujas de aire, arrastradasdentro del líquido. Además el volumen total de líquido circula y se mezcla demanera tal que el agua oxigenada se reemplaza continuamente por líquido deotras zonas.

Los aereadores superficiales de eje vertical pueden montarse sobre unaestructura rígida o sobre flotadores. Los de eje horizontal tienen su origenen los aereadores Kessener de cepillo y hoy se fabrican de diferentes tipos.Figura 5.9.

Fig. 5.9. Aereadores superficial de cepillo.

La transferencia de oxígeno ocurre a través de la acción de vórtice y por laexposición a la superficie de grandes volúmenes de agua atomizada.

Para los implementos de eje vertical, la cantidad de oxígeno transferido allíquido es función de la potencia.

184


La velocidad de transferencia depende de:

diámetro del implemento,velocidad de rotación yprofundidad del elemento rotatorio.

En condiciones óptimas de inmersión, la velocidad de transferencia por po-tencia consumida es relativamente constante dentro de un amplio intervalo devalores de diámetro del impelente.

Kormanik13 obtuvo una correlación entre la velocidad de transferencia deoxígeno y la potencia por unidad de área. Así, para aereadores superficiales dealta velocidad, puede considerarse la expresión:

Np = 1,973 P 1,0045Np: kg O2 (kW-h)P: kW m

Para mantener una concentración uniforme de oxígeno disuelto se nece-sita disponer de niveles de potencia de 1,2 a 2 Wm . Para mantener sólidosbiológicos en suspensión es recomendable una velocidad mínima en el fondode 12 cm · s cuando la concentración es de 5gL de SSLM.

Cuando se emplea este tipo de aereador, la altura mínima de tanque reco-mendada es de 1,8 a 2,4 m y máxima entre 3,7 a 4,9 m.

Los aereadores superficiales se utilizan cuando la velocidad de consumo deoxígeno del sistema está en el intervalo de 1,0 a 1,4 mgL min . Para mayoresvelocidades de consumo se recomienda el empleo de aereadores de turbina.

5.4.2.2. Aereadores sumergidos

Las unidades de aereación a través del empleo de turbinas dispersan el airecomprimido mediante la acción cortante de un impelente rotatorio y promovien-do además la mezcla del contenido del tanque de aereación.

Los aereadores sumergidos de eje horizontal funcionan por el mismo princi-pio que los superficiales excepto que la agitación del agua se lleva a efecto condiscos o paletas acoplados al eje.

Las turbinas se distribuyen en el tanque de aereación de manera tal queexista una cada 85 a 220 m2.

Las potencias de los aereadores mecánicos disponibles varían de 0,75a 100 kW.

185


5.4.3. Capacidad de los aereadoresLos fabricantes de equipos de aereación generalmente ofrecen la capaci-

dad de transferencia de oxígeno de su equipamiento sobre la base de la masa deoxígeno transferido por unidad de energía (kg de oxígeno transferido por kW h)en condiciones normales (C.N.). Las condiciones normales o estándar estándefinidas para agua de acueducto, a 20 0 C, cero concentración de oxígeno di-suelto y la presión correspondiente al nivel del mar (P = 101,3 kPa). Esto no esmás que la capacidad de oxigenación del implemento.

Para las condiciones de campo o reales (C.R.) la capacidad de transferen-cia o rendimiento, No, reportada en (C.N.) por el fabricante, deben ser rectifi-cadas,

20

200 021 t

C

,Cs

CCs,mNNo

(5.18)

N: capacidad de transferencia de oxígeno en condiciones de trabajo o realeskg O2(kW h) .No: capacidad de transferencia de oxígeno en condiciones estándar.kg O2(kW h) .Cs,20ºC: concentración de saturación de oxígeno disuelto a la temperatura de20 0C mgL .Cs,m: concentración de saturación de oxígeno disuelto en agua limpia a latemperatura y presión de trabajo mgL .C: Concentración de oxígeno disuelto deseada mgL .t: temperatura de trabajo oC.

Cuando se evalúa la capacidad de transferencia de oxígeno en sistemas deaire difundido, es necesario valorar no solo la eficiencia de los difusores, sinotambién la capacidad de los sopladores o compresores. Esta información estádisponible generalmente en los manuales de operación y mantenimiento queofrecen los proveedores de los equipos.

Por tanto, para determinar la transferencia de oxígeno del sistema de aereaciónpor difusión en kgd , además de necesitar la capacidad de transferencia de losdifusores en condiciones reales, debe conocerse la capacidad de los sopladoresen condiciones estándar (m3min a 20 C y la presión de 101,3 kPa). Con estosdos elementos puede calcularse la masa de aire que el sistema es capaz deentregar. Ver el ejemplo 5.8.

Cuando la capacidad de transferencia que se necesita calcular sea la deun aereador superficial, debe determinarse la potencia de trabajo del motor, m,y la capacidad o rendimiento, kg O2 (kw-h) , del aereador en particular. Enel caso de no existir otra información, puede asumirse que la eficiencia del

186


motor es 90 % y la de los elementos mecánicos del aereador 85 %. Deacuerdo con esto ha de considerarse que 75 % de la potencia nominal delmotor del aereador superficial es convertido en energía para la transferen-cia de oxígeno. Ver ejemplo 5.9.

Tabla 5.6. Intervalos típicos de valores de capacidad de transferencia deoxígeno para algunos de los tipos de aereadores

5.4.4. Eficiencia de la transferencia de oxígenoLa eficiencia de absorción o de la transferencia de oxígeno viene definida

para difusores y las turbinas como los kg h de oxígeno transferido por kg h deoxígeno suministrado.

Los fabricantes definen la Eficiencia Estándar de Transferencia de Oxí-geno (Eo) (Standard Oxygen Transfer Eficiency, SOTE) de sus implemen-tos de aeración para agua de acueducto, a 20 0C, cero oxígeno disuelto y anivel del mar.

Qs,

CsakE CCL oo

56162020

(5.19)

Eo: Eficiencia estándar de transferencia %.kLa: Coeficiente de transferencia de oxígeno h .Qs: Flujo de aire m3 min , a 101,3 kPa, 20 0C.V: Volumen del tanque de aereación.

Los valores de Eo deben ser rectificados para las condiciones normalesde trabajo, (eficiencia real o actual de transferencia de oxígeno, E), (AOTE),

20

200 021 t

C

,Cs

CCs,mEEo

(5.20)

Tipo de aereador No kg O2 (kW·h) 1

Superficial (baja velocidad) 1,21 3,04Superficial (alta velocidad) 1,21 2,19Turbina 1,21 2,25Rotor de cepillo y placas 0,91 2,19Difusores de burbuja fina 1,80 3,20Difusores de burbuja gruesa 0,90 1,50

187


La eficiencia de absorción también puede ser calculada directamente,

V,Qs,

CCs,makE tCL o 2020 021

5616 (5.21)

En la tabla 5.7 se brinda información típica de la eficiencia de transferenciade oxígeno de varios tipos de difusores.

Tabla 5.7. Valores típicos de eficiencia estándar de transferencia de diferen-tes difusores14

5.4.5. Correlaciones para la transferencia de oxígenoEckenfelder15 ha desarrollado una correlación general para la transferencia

de oxígeno a partir de burbujas que ascienden a través de una columna de líqui-do en reposo:

dCHD

dK BB

L

sL 31

(5.22)

H: profundidad del líquido.dB: diámetro de la burbuja.

B: velocidad de la burbuja.: densidad del líquido.: viscosidad del líquido.

C: constante.

Si se considera que para burbujas de aire en el tanque de aereación secumple que:

VdHQs

VA

BB

6(5.23)

Tipo de difusor Profundidad (m)

E0 (%)

Domos de cerámica 4,2 29,0Discos de cerámica 3,7 26,0Placas de cerámica 4,5 30,0Tubo plástico rígido poroso 4,0 27,0Tubo plástico rígido poroso 4,5 30,0Difusor no poroso de eje longitudinal

4,5 12,0

188


la ecuación 5.20 puede ser expresada en términos de kLa.

Qs: flujo volumétrico de aire.A: área a través de la cual ocurre la difusión.V: volumen de líquido.

Para el intervalo de flujo de aire que normalmente se utiliza en la práctica secumple que,

dB ~ Qs n (5.24)Las ecuaciones 5.20, 5.21 y 5.22 pueden combinarse para obtener una ex-

presión general para la transferencia de oxígeno por difusión

VQsHCak

n/

L

132

(5.25)

La ecuación 5.25 puede ser transformada en términos de masa de oxígenotransferida por unidad de difusión

CCsQsHCG n/ 132 (5.26)

G = masa de oxígeno transferida en la unidad de tiempo

El comportamiento de todas las unidades de aereación por difusión pue-de expresarse utilizando una forma modificada de la ecuación 5.26

2002,1),( tpmns CmCsWHCQG (5.27)

G: kg O2 transferido. h (unidad) a t oC y 101,3 kPa.C: constante.W: ancho de tanque de aereación.n, m, p: características del implemento de aereación.

Una correlación similar a la anterior, pero para el caso de las turbinas es:20021 tvnx

t ,CCsdQsNCG (5.28)

Nt: velocidad periférica del impelente m s .d: diámetro del impelente m.x, n, v: características del implemento de aereación.

Es práctica común utilizar una relación entre el diámetro del impelente y eldiámetro equivalente del tanque de aereación entre 0,1 - 0,2 y una velocidadperiférica del impelente comprendida entre 3,1 - 5,5 m s .

189


Ejemplo 5.5

Con el propósito de aerear un reactor de 5 000 m3 de volumen efectivo serequieren 300 kgO2h .

Diseñe el sistema de aereación mediante difusores para las siguientes con-diciones:

temperatura 28 0Cconcentración de oxígeno disuelto límite = 2 mgL

= 0,90 Pa = 101,8 kPaPresión de aire requerida en la descarga = 156,5 kPaLa información que se dispone del proveedor se detalla:

Qs = 0,2 m3 min unidad a 20 0C y 101,3 kPa = 0,8

C = 0,2076n = 1,05m = 0,70p = 0,32

Solución:Profundidad seleccionada (H) = 4,5 mancho = 8,0 m ( 2 H)longitud = 139 mCálculo de Cs,m:a 28 0C: Cs = 7,9 mgL

= 990 kg mH = 4,5 m

oPhP,Pa

CsCs,m50

Ph = 0,0098 ·h (kPa)Ph = 0,0098 · 990 · 5,0Ph = 43,66 kPa

1Lmg6493101

664350810197 ,,

,,,,Cs,m

Cálculo de las condiciones reales de trabajo de los difusores:

G = C Qsn Hm W p ( Cs,m - C) 1,02 G = 0,2076 · 0,2 1,05 · 4,5 0,70 · 10 0,8 (0,90 · 9,64 - 2,0) 1,02 8G = 0,329 kg h unidad a 28 oC

190


Número de unidades necesarias:

unidades912unidadhkg0,329hkg300

11

1

Espaciamiento entre unidades,

m0,15unidades912

m139

Flujo de aire del compresor,

Qs = 0,2 x 912 = 182,4 m3 minPotencia del compresor requerido:

E = eficiencia 70 %P = 54,7 kPa ( P = P2 P1)

P1 y P2 = presión a la entrada y a la descarga respectivamente.

EsQkWpotencia

kW237minseg60x0,7

54,7182,4TP 1

Capacidad de transferencia necesaria en condiciones reales.

12 (kWh)kgO27,1

237912329,0 -

PTGN

Capacidad de transferencia requerida en condiciones estándar.

2020

0210

tC

,CCs,m

CsNNo

8021800264990029271

,,,.,,No

12 hWkOk1,86No

Se necesita disponer de un implemento cuya capacidad de transferencia encondiciones estándar sea superior a 1,86 kg O2 (k w h) .

Eficiencia de la transferencia de oxígeno,

191


100dosuministraO

absorbidoO

2

2E

Se asume que el oxígeno absorbido es el que se necesita, 300 kg h .Oxígeno suministrado = 16,56 Qs = 3020 kg h

E = 9,9 %La eficiencia de la transferencia en condiciones estándar:

20Cº20

02,1)( tCCsmCsEEo

Eo = 15 %El dispositivo que se utilice debe tener además una eficiencia de transferen-

cia de 15 % en condiciones estándard.

Ejemplo 5.6

Para el mismo caso del ejemplo anterior, considere el diseño de un sistemade aereación con turbinas.

Información adicional del proveedor:Pd = 0,95 Eo = 20 % a = 0,85

Solución:Cs,m = 9,83 mgL

Se asume como condición de trabajo que el oxígeno absorbido por el sistemadebe ser igual al oxígeno que se requiere = 300 kg h

Oxígeno suministrado = 16,56 Qs

00,2dosuministraoxígeno

absorbidooxígenoEo

Qs,,

561630020

Qs = 90,5 m3 min (20 °C, 101,3 kPa)Potencia requerida por el compresor (Pc):

e = 70 % P = 54,7 k Pa

Wk117,9600,754,790,5Pc

192


Potencia requerida por la turbina (Pt ):

c

td P

PP

Pt = 0,95 · 117,9 = 112 k WCapacidad de transferencia que se requiere:

12251300 hWkOkg,

tPcPN

Capacidad de transferencia necesaria en condiciones ideales

2020

0 0210

tC

,CCs,m

CsNN

No = 1,7 kg O2 (k W h)Es necesario disponer de un dispositivo cuya capacidad de transferencia en

condiciones de referencia sea superior a 1,7 kg O2 (k W h) .

5.5. CONSUMO DE POTENCIA

La potencia teórica del compresor o soplador para un sistema de aereaciónpor difusión puede calcularse:

Pc = 1,1628 · m · Wc (5.29)Pc: potencia teórica del compresor W.m: flujo másico de aire que se comprime kg h .Wc: trabajo en el eje del compresor kcal kg .

Asumiendo que para las presiones y temperaturas consideradas en lacompresión el aire se comporta como un gas ideal (lo que es una buenaaproximación),

1291

1

21

A

PPTRAWc (5.30)

A1

193


= constante adiabática = 41,CC

v

p (para aire)

Cp, Cv = calores específicos a presión y volumen constantes respectivamente.P2: presión a la profundidad que se introduce el aire kPa.R: constante de los gases = 1,987 kcal (mol K) .T1: temperatura de entrada del aire al compresor 0K.P1: presión del aire a la entrada del compresor kPa.La ecuación 5.30 puede expresarse de una forma más sencilla,

1239802860

1

21

,

PPT,Wc (5.31)

La potencia real del compresor está determinada por el rendimiento globaldel mismo, ,

= T · m (5.32)

T: rendimiento termodinámico (desviación de las condiciones de reversibilidadadiabática)

m: rendimiento considerando las pérdidas en el motor y la transmisión

PP c(5.33)

Para el cálculo del requerimiento de potencia en el caso que se empleenturbinas, ha de considerarse tanto el accionamiento del rotor como el funciona-miento del compresor,

PT = Pc + Pr (5.34)PT = requerimiento de potencia total.Pc = potencia del compresor.Pr = potencia del impelente o rotor.

Por otro lado, se ha demostrado que la capacidad de transferencia de oxíge-no (N) óptima de un aereador de turbina está vinculado a la relación entre lapotencia del rotor y la del compresor:

c

rd P

PP (5.35)

Las mejores condiciones de trabajo se presentan cuando el valor de Pd escercano a 1.

194


La potencia requerida por el impelente decrece en la medida que aumenta lacantidad de aire introducido como consecuencia de la disminución de la densi-dad de la mezcla bajo aereación. Por tanto:

Pd 1,0 para altos caudales de aire.Pd 1,0 para bajos caudales de aire

Para evitar la formación de vórtices se suele emplear tabiques de choques.Si el tanque de aereación es circular, se usan 4 tabiques uniformemente distri-buidos en el perímetro del recipiente. Para tanques cuadrados se colocan 2tabiques en paredes opuestas. En tanques rectangulares donde la relación largo:ancho es mayor de 1,5 no se requiere la colocación de tabiques de choque.

Ejemplo 5.7

Para un sistema de aereación por difusión se necesitan 720 kg h deoxígeno.

Calcular:a) Rendimiento de la transferencia de oxígeno E.b) Número de unidades de difusión.c) Potencia real requerida.d) Temperatura ambiente 28 0C.e) Presión ambiental 99,96 k Pa.f) Profundidad de los difusores 4,0 m.

= 0,90 = 0,92

La concentración de oxígeno mínima deseada en el tanque de aereación es2,5 mgL ,

Cs20 ºC = 7,9 mgL (101,3 kPa)

agua = 990 g L (28 0 C)Solución:

a) o

h

PP,PaCsCs,m 50

Po = 101,3 k Pa.Pa = 99,96 k Pa.Ph = 0,0098 ,h = 0,0098 · 990 · 4,0.

g) Según el proveedor, el flujo másico de oxígeno entregado por cadaunidad de difusión es 0,8 kgO2 h (20 0C, 101,3 kPa, 0 mgL OD).

195


Ph = 38,81 k Pa.Cs,m = 9,31 mgL

La relación entre la transferencia de oxígeno en las condiciones reales y lasde referencia viene dada por:

2002129

t

o,

,CCs,m

EE

802190029

5231992080 ,,,

,,,,E

E = 0,556 kg O2 h por unidad de difusiónb) Número de unidades de aereación:

unidades12950,556720U

c) Pc = 1,1628 · m · Wc

1239802860

1

21

,

PPT,Wc

P1 = 99,96 kPaT1 = 28 0C = 301 0KP2 = Po + Ph = 101,3 + 38,81 = 140,11 k PaWc = 7,32 kcal kgm = 720 kg hPc = 6128 W (potencia teórica)

Ejemplo 5.8

Una planta tiene 3 sopladores centrífugos, cada uno de ellos con una capa-cidad en condiciones reales de trabajo de 43 m3 min . Dos de ellos están enoperación y el tercero en reposo. Determine la cantidad de aire que es capaz deentregar el sistema.

Se dispone de la siguiente información:Eficiencia estándar de transferencia de oxígeno de los difusores = 12 %(SOTE)Profundidad de los difusores en el tanque de aereación = 3,5 mPresión = 101, 5 kPa; T = 28 C;Densidad del agua = 990 kg m

= 0,85; = 0,90

196


Cs 28 °C = 7,92 mgL Cs 20 °C = 9,2 mgL ; C = 2,0 mgL

310150,

P,PCsmCs, ho

kPa33,963,59900,0098h0,0098hP

1Lmg2693101

9633505101927 ,,

,,,,ms,C

802185029

2269900120 ,,,,,,E

0,082E

%8,2EEl cálculo del flujo másico de oxígeno que entregan los 2 aereadores se

realiza utilizando la eficiencia actual de los difusores y la capacidad estándar delos sopladores.

Convertir la salida de los sopladores de las condiciones reales a las estándar(20 oC, 101,3 kPa):

Prminmin 1313 Ps

TsTr.msmr

RT oen 6749159 ,CR o

R,,Ts o67527674912059

R,,Tr o07542674912859

3,1015,101

07,54267,52743

197


s = 41,9 m3 min .El flujo másico de oxígeno que entregan los 2 aereadores se calcula utilizan-

do la eficiencia actual de los difusores y la capacidad de los sopladoes en condi-ciones estándar (41,9 m3 min ),

kg O2 d = 2 · 41,9 m3 min · 1440 min.d · 0,232 kgO2(kg aire) .

1,29 kg aire m · 0,095 = 3430por tanto, dos sopladores, que cada uno entrega 41,9 m3min van a transferir3430 kg d .

Ejemplo 5.9

En una instalación existen dos aereadores superficiales mecánicos de 40kW cada uno que son utilizados simultáneamente. Según reporta el fabri-cante, el SOTR es de 1,8 kg O2 (kW - h) . Calcule el oxígeno transferido siademás se brinda la siguiente información:

= 0,85; = 0,90; Csm28 C = 7,92 mgL

T = 28 oC; C = 2 mgL

20

200 021 t,

CsCCsNN

802185029

29279081 ,,,,,,N

N = 0,99 kg(kW- h)Por otro lado, se asume que la potencia utilizada para transferir el gas es el

75% de la nominal del motor: (0,90 · 0,85)Por lo tanto, la potencia que es utilizada para transferir el gas es:

pkW = 0,75 · 40 = 30 kWO sea, el oxígeno transferido es,

kg O2 d = N · pkW = 0,99 · 60 · 24 h d = 1426 kW

Notas bibliográficas1 LEWIS, W.K. AND W. G. WHITMAN Ind. Eng.

Chem., vol. 16, no. 8, 1924.2 DANCKWERTS, D. V.

Ind. Eng. Chem, vol. 43, no. 1, 1951.

198


3 TEWARI, P. K. AND J. K. BEWTRA:Water Poll. Control Fed., vol. 54, no. 9, 1982.

4 ECKENFELDER, W. W.: Water Quaility Engineering for Practicing Engineers,CBI Publishing, EE.UU., 1980.

5 MENÉNDEZ, C. L. Y J. PÉREZ:Ing. Hidráulica, vol. 3, no. 2,

1982.6 ECKENFELDER, W. W. AND J. O CONNOR: Biological Waste Treatment, Perga-

mon Press, Oxford, 1981.7 MENÉNDEZ, C. L. Y L. GUERRA:

Ing. Hidráulica, vol. 9, no. 4, 1988.8 HOOVER, S. R. AND S. H. PORGES:

Sewage and Industrial Wastes,vol. 24, no. 7, 1957.

9 CHUBOBA, J., C. MENÉNDEZ Y J. PÉREZ: Fundamentos Teóricos de AlgunosProcesos para la Purificación de Aguas Residuales, Ed. ISPJAE, Ciu-dad de La Habana, 1986.

10 MENÉNDEZ, C. L.: Wastewater Treatment from the pulp and paper indus-try, Ph.D. Thesis, Prague, 1986.

11 VASICEK, P.Jour. of Water Poll. Control Fed., vol. 54, no. 6, 1982.

12 CLOUGH, G. F.:Water Poll. Control Fed., vol. 46, no. 2, 1974.

13 KORMANIK, R. AND ET AL.: Proc. 28 th Ind. Waste Conf. Purdue University,1973.

14 REDMON, D. T. AND ET AL.Water Poll. Control Fed., vol. 55,

no. 11, 1987.

199

Filtros Percoladores

CAPÍTULO 6FILTROS PERCOLADORES

6.1. INTRODUCCIÓN

Los filtros percoladores o más correctamente denominados lechosbacterianos, son sistemas de depuración biológica de aguas residuales, enlos que la oxidación de la materia orgánica se produce al hacer pasar, através de un medio poroso cubierto de una película biológica, aire y aguaresidual. El agua residual fluye sobre la superficie del medio poroso o empa-que en una delgada capa que está en contacto con la película biológica porun lado y con el aire en los espacios intersticiales del empaque por el otro. Elfundamento del proceso está basado en las acciones producidas en todo elespesor de la película biológica.

A favor del empleo de los filtros percoladores está el hecho demostrado, quelos cultivos fijos a un soporte o medio son afectados en menor medida, que loscultivos suspendidos ante cambios de las condiciones ambientales, que preva-lecen en un momento dado en las condiciones de trabajo del dispositivo detratamiento.1

La película biológica está constituida por un conjunto complejo demicroorganismos aislados y colonias de ellos, embebidos en una matriz depolímeros, cuya estructura y composición es función de la edad de labiopelícula y de las condiciones ambientales.2

Como sucede con todos los sistemas de tratamiento biológico de aguasresiduales, los tipos y proporciones de las diferentes especies demicroorganismos presentes en la población microbiana dependen de las con-diciones de operación del sistema, especialmente la carga, y la composicióndel agua residual.

Las condiciones aerobias se mantienen por el flujo de aire a través delempaque o empaquetadura del lecho. La circulación del aire se realiza deforma natural o forzada, a contra corriente o en el mismo sentido del flujode agua. Este flujo de aire es inducido por la diferencia entre el peso espe-cífico del aire atmosférico dentro y fuera de la empaquetadura. En estos

200


sistemas, en muy raros casos, se emplea la ventilación forzada. En la figu-ra 6.1 se muestra una vista de una planta depuradora que emplea filtrospercoladores.

Fig. 6.2. Sección de un filtro percolador circular de brazo móvil rotatorio.

Fig. 6.1. Vista de una instalación que emplea filtros percoladores.

Periódicamente existen desprendimientos de la película biológica. Esto hacenecesario el empleo de sedimentadores secundarios para la separación del sóli-do de la corriente de líquido tratado. La sección transversal de un filtro se mues-tra en la figura 6.2. También es recomendable el uso de sedimentadores primariospara evitar tupiciones en el material de relleno que dificulten el libre paso deagua y aire a través del mismo.

201


6.2. PARTES DE LAS QUE CONSTA UN FILTROPERCOLADOR. MECANISMO DE REMOCIÓNDE LA DBO

6.2.1. Partes de que constaLos filtros percoladores constan de 3 partes principales:

Sistema de distribución.Empaquetadura.Sistema recolector.

El sistema de distribución debe proporcionar una carga hidráulica uniforme so-bre la superficie del filtro. Por tanto, han de evitarse atascos y paradas. Los aspersorespara la distribución del agua residual pueden ser fijos o circulares dependiendo deque la estructura del filtro sea rectangular o circular respectivamente.

Los aspersores fijos requieren un dispositivo más complejo de distribución y,por tanto, una mayor pérdida de carga (alrededor de 2 m). Los móviles consis-ten en brazos giratorios, 2 ó 4, que se disponen radialmente, y son movidos porcarga hidráulica. La pérdida de carga prevista para estos casos es aproximada-mente de 0,5 m. La velocidad de rotación es de 0,3 a 5 vueltas por minuto,dependiendo de la carga hidráulica a la que se desea someter el percolador.

Fig. 6.3. Filtro percolador rectangular de distribuidor móvil no rotatorio.

202


A través del sistema recolector se extrae el efluente del tratamiento y seproduce además la circulación del aire.

Fig. 6.4. Sistema recolector de un percolador.

La recogida de agua residual tratada se efectúa por medio de un dispo-sitivo de drenaje en el fondo del lecho bacteriano. Este sistema debe tenerprevisto un sistema de canales de recogida, con la característica fundamen-tal de que no debe existir sedimentación en los mismos, ya que el agua resi-dual contiene los flóculos que sedimentarán en el decantador secundario.Para ello la pendiente será del 1 % ó 2 %, y la sección no irá nunca llena deagua, para que pueda realizar su función como canal de aereación. Unarecomendación de diseño indica que la zona de salida al falso fondo de aguay aire sea 15 % ó 20 % de la superficie total del filtro.

La empaquetadura o relleno constituye el medio de soporte de la biomasa.Las dos propiedades más importantes de los filtros percoladores son la

superficie específica y el porcentaje de huecos del empaque. La misma sedefine como los m2 de superficie de relleno por m3 de volumen total delempaque o relleno. Cuanto mayor sea la superficie específica mayor será lacantidad de limo biológico presente por unidad de volumen. Por otra partemientras mayor sea la proporción de huecos en el empaque, se podrá traba-jar con mayores valores de carga hidráulica y con menor riesgo de queocurra inundación por tupiciones.

El objetivo de los medios de empaque es el de proporcionar un soporte sólidoy estable para el limo biológico, y exponer la máxima área superficial al flujo dellíquido que se desea tratar, y de superficie mojada al contacto del aire.

El material que se utiliza para el relleno o empaque de los filtros debe poseer:

Resistencia mecánica.Resistencia química.Alta relación área/volumen.

203


Aunque el material de relleno puede ser de granito, coke o escoria entreotros materiales, los medios más comúnmente empleados son el estándar depiedra y material plástico.

Medio de piedra

a) Tamaño de la piedra 3-15 cm.b) Área específica Av = 40 - 80 m2 m .c) Peso específico = (2 - 3). 103 kg m .d) Espacio vacío 50 % del volumen del empaque.

Material plástico

a) Medio de diferentes formas, tamaño y materiales.b) Área específica Av = 20 - 250 m2 m .c) Peso específico = 50 - 90 kg m .d) Espacio vacío 90-95 % del volumen del empaque.

Las principales ventajas que sobre el medio estándar de piedra tiene el me-dio de plástico son:

a) Alta área específica.b) Mayor espacio vacío.c) Bajo peso específico.

El limo que se desarrolla sobre los medios plásticos es, ecológicamente,similar al que se forma sobre los medios minerales convencionales, que con-tienen bacterias del tipo zoogleas, protozoos y macroinvertebrados.

Teniendo en cuenta que generalmente los filtros percoladores con em-paques plásticos operan comúnmente a mucha mayor carga hidráulica quelos convencionales de piedra, la eliminación del exceso de limo o películabiológica es el resultado de la acción de lavado por el flujo de agua más quepor la acción de la actividad de los organismos macroinvertebrados.

La principal desventaja del medio plástico es su alto costo, aunque compensa-do en cierta medida por el menor costo de las paredes y piso de la estructura quelo contiene, al ser más sencillos que si el medio soporte empleado es la piedra.

Los materiales de plástico de los que más comúnmente se dispone puedenser de distribución ordenada o distribución aleatoria, también llamada caótica odesordenada.

El empaque que se oferta para colocar en disposición ordenada se presenta,generalmente, en paquetes (estructuras modulares) de configuraciónparalelepípeda, de hojas conformadas y encoladas (por ejemplo, Flocor o Plasdek).También pueden ser de forma tubular (tubos de 8 a 10 cm de diámetro) quellevan tabiques internos para aumentar la superficie específica; estos tubos se

204


colocan a lo largo de toda la altura del filtro por capas (por ejemplo, el Bionet).Figura 6.7.

Fig. 6.5. Colocación del material de empaque en un filtro.

La manera más económica de contener los empaques aleatorios es dentrode estructuras de sección circular, y los sistemas modulares en estructurasrectangulares. Por lo tanto, el tipo de empaque plástico prácticamente definetambién el sistema de distribución a emplear.

La altura del empaque dentro del filtro percolador comúnmente oscila entre1,5 y 8 metros. Cuando se emplea un medio convencional de piedra la alturamás utilizada es la de 2 m.

Fig. 6.6. Filtro percolador tipo torre con empaque plástico.

205


Los tamaños de árido recomendados, como ya fue expresado, oscilan de3 a 15 cm de diámetro. Especial atención debe prestarse a la uniformidaddel medio, ya que mientras más uniforme sea su tamaño, mayor proporción dehuecos o espacios vacíos tendrá el empaque, para un tamaño dado del mismo.

Los materiales disponibles para su distribución dentro de la estructura delfiltro de forma aleatoria están constituidos por elementos individuales de un ta-maño de 4 a 10 cm, dispuestos directamente en el lecho sin ninguna combina-ción (por ejemplo, Norpac). Figura 6.7.

Fig. 6.7. Algunos tipos de empaques plásticos: a) Bionet. b) Norton.Actifil. c) Norpac. d) Plasdek.

206


6.2.2. Mecanismo de remoción de la DBOEl mecanismo de remoción de los compuestos orgánicos en el filtro

percolador es similar al del proceso de lodo activado.Una fracción del volumen del líquido que se aplica al filtro pasa rápidamente

a través del empaque y otra parte del flujo percola más lentamente poniéndoseen mayor contacto con el limo biológico. Los contaminantes suspendidos sonrápidamente removidos por adsorción y coagulación. La oxidación ocurre fun-damentalmente en la fracción del flujo que tiene mayor tiempo de retención.3

La materia orgánica contaminante del agua es degradada en la película bio-lógica. Esta película no debe tener más de 3 mm de espesor ya que no se puedeasegurar la acción del oxígeno en espesores mayores.4,5

La película biológica se forma por adherencia de los microorganismos alárido y a las partículas orgánicas, formando la biopelícula . Al aumentar el espe-sor de la biopelícula, las capas más internas de biomasa van tornándose anaerobiasal irse reduciendo paulatinamente la concentración de oxígeno disuelto disponi-ble. En la capa más cercana al medio soporte, completamente anaerobia, seproduce desprendimiento de gases y rotura de la película, perdiendo la capaci-dad de adherencia al medio poroso. Se desprende la película, siendo arrastradapor el agua residual y conducida a la decantación secundaria, donde se produci-rá la sedimentación. Figura 6.8.

Fig. 6.8. Representación esquemática de la película biológica sobre unelemento de empaquetadura.

6.3. PARÁMETROS BÁSICOS DEL PROCESO.DEFINICIONES

Los principales parámetros que caracterizan la operación de los filtrospercoladores son la carga hidráulica, carga orgánica, la eficiencia de purifica-ción y la relación de recirculación.

207


Carga hidráulica (m3 de agua residual aplicada por m2 por día)

f

o

AQ

(m3 m d ) (6.1)

Q0: Flujo (m3 d )Af: Área de la sección transversal del filtro (m2)

Carga orgánica (kg DBO5 aplicada por m3 por día)

HS

HASQB o

f

oov (kg m d ), (6.2)

S0: DBO5 del afluenteH: Profundidad o altura del empaque (m)

Eficiencia de purificación

1002

o

o

SSSE (%) (6.3)

S2: DBO5 del efluente

Relación de recirculacióno

r

QQR

Qr: Flujo de recirculación

Un diagrama de flujo típico se representa en la figura 6.9.

Fig. 6.9. Diagrama de flujo de un sistema de filtro percolador. 1) Sedi-mentador primario. 2) Filtro. 3) Sedimentador secundario.

6.4. CLASIFICACIÓN DE LOS FILTROS PERCOLADORES

Los filtros pueden clasificarse, de acuerdo con los parámetros tecnológicosbajo los cuales se operan, en cuatro grupos:

a) De baja velocidad.b) De velocidad media.

208


c) De alta velocidad.d) De velocidad super alta.

Filtros de baja velocidad:

Generalmente no emplean recirculación3 m d

Bv = 0,2 kg m d

Filtros de velocidad media:

La dosificación es continua, con recirculación3 m d

Bv d

Filtros de alta velocidad

Usualmente de empaque sintético y recirculación3 m d

Bv d

Filtros de velocidad super alta

Empaque sintético y recirculaciónProfundidades mayores a los 6 m

3 m dBv d

Los filtros con empaque de piedra no deben operarse con cargas hidráu-lica y orgánica con valores en el intervalo de 5,0 a 15 m3m d y 0,2 a 0,7kgm d respectivamente. Al operar un filtro de piedra en este intervalo secorre el riesgo de tupición del mismo. Esto no ocurre con los filtros conempaquetaduras plásticas. Estos últimos pueden ser operados dentro de todoel intervalo de valores de cargas.6

6.5. RECIRCULACIÓN

Una de las razones que justifican la introducción de la recirculación espara evitar la tupición del filtro. Para flujos elevados el limo o cieno biológi-co se remueve más fácilmente del filtro a través de la autolimpieza.

La aplicación de la recirculación tiene como consecuencia además unadilución de la concentración de las sustancias orgánicas del agua residual.

209


La concentración de DBO de la mezcla puede calcularse por un balance demateriales a la entrada del filtro,

romroo QQSSQSQ 2 (6.4)

RSRSS o

m 12

Para el empleo del empaque de piedra en el tratamiento de aguasresiduales urbanas usualmente se recomienda que la DBO5 del agua resi-dual a la entrada al filtro no sobrepase de 100 a 150 mg/l. Puede considerar-se que un agua residual urbana decantada tiene una DBO5 media del ordende 200 mg/l. Una recirculación R del 100 al 150 % es suficiente, en general,para respetar esta regla.7

Para aguas residuales con sólidos suspendidos debe ser utilizado unsedimentador primario a la entrada del filtro, fundamentalmente cuando laempaquetadura de este sea de piedra. Si el agua residual contiene bajo nivel desólidos suspendidos y el medio filtrante es de material plástico puede obviarseen ocasiones el uso de la sedimentación primaria.

6.6. FACTORES QUE INCIDEN EN LA EFICIENCIADE PURIFICACIÓN

Entre los factores que inciden en la eficiencia de purificación pueden citar-se, como los principales, el tiempo de contacto con el limo biológico, la tempera-tura, la cantidad y actividad de los microorganismos en el limo y la transferenciade oxígeno a la película de limo.

6.6.1. Tiempo de contactoEl tiempo de contacto promedio a través del filtro puede expresarse por la

relación: 8

nHCt (6.5)

donde:H: Profundidad del filtro.

: Carga hidráulica.C y n: Constantes que varían con el tipo de empaque.

210


La experiencia demuestra que el tiempo de contacto promedio en el filtrovaría entre 5 y 60 minutos en dependencia de la carga hidráulica.9 La existenciadel limo también incrementa el tiempo de retención. Este tiempo tiende aincrementarse debido al almacenamiento de agua por capilaridad. No obstante,Mehta y col.,10 señalan que los análisis del tiempo de retención en los percoladorescarecen de importancia y solo dificultan distinguir los aspectos fundamentalesen discusión.

El efecto de la carga hidráulica del filtro sobre la eficiencia se ilustra en lafigura 6.10.

En la figura 6.10 se observa que para un valor de carga hidráulica constante,la eficiencia de remoción de DBO se mantiene también constante, independien-temente de la concentración del afluente. Por otro lado, para un valor fijo deDBO de entrada, la eficiencia de remoción disminuye cuando se incrementa lacarga hidráulica.11

Como se verá más adelante, esta propiedad es reflejada en el modelo deprimer orden que describe el comportamiento de los filtros percoladores.

Fig. 6.10. Influencia de la carga hidráulica sobre la eficiencia.

6.6.2. TemperaturaEl efecto de la temperatura sobre el funcionamiento de los percoladores es el

resultado de dos efectos opuestos. Por un lado, la difusividad de los contaminantesy el oxígeno aumenta al elevarse la temperatura, así como también se incrementala actividad biológica; por otra parte, la solubilidad del oxígeno en el agua disminu-ye. El efecto neto resultante de los dos ha sido reflejado en diferentes expresionesempíricas que establecen la relación entre la temperatura y la eficiencia del proce-so. Tal es el caso de Shriver y Bowers12 entre otros.

211


Sin embargo, teniendo en cuenta que el efecto de la temperatura sobre losfiltros percoladores es similar al que tiene este parámetro sobre todos los procesosbiológicos, el mismo puede expresarse mediante la ecuación 6.6, de base tambiénempírica, pero a la que además puede llegarse a través de la ecuación de Arrhenius:

kT = k20 · t (6.6)

usualmente se toma como 1,035 13, 14 ó 1,047.Un criterio conservador es asumir el valor de 1,045.15

6.6.3 Cantidad y actividad de la capa de limoLa cantidad de la película biológica en el empaque del filtro varía con la

profundidad y con la temperatura.16,17 El espesor de la biopelícula disminuye enla medida que se desciende a través de la altura del empaque, ya que disminuyela concentración de materia orgánica biodegradable.

Se estima que para filtros de baja velocidad la cantidad de biopelículavaría de 4,7 a 7,1 kg por cada metro cúbico de empaque, mientras que parafiltros de alta carga la masa de limo que se logra está comprendida entre 3,3y 6,5 kg m .6

La eficiencia de remoción de DBO no está tan directamente relacionadacon la cantidad de biomasa presente como con la fracción de esta que actúacomo un oxidante activo.

Por otra parte, el espesor de la biopelícula normalmente está comprendidoentre 0,1 y 2,0 mm. Existe un efecto perjudicial en la operación del filtro percoladorsi dicho espesor es superior a los 2,0 mm, pudiendo presentarse una obstruccióndel relleno, dificultando el flujo del agua residual y la transferencia de oxígeno alos microorganismos aerobios. Jenkins18 determinó que el espesor de la biopelículaque proporciona la máxima eficiencia está alrededor de 0,25 mm. Sin embargo,en este sentido hay resultados muy diversos. Mientras que Bruce19 sitúa la pro-fundidad aerobia activa en un espesor entre 0,05 y 0,1 mm, Kornegay yAndrews20 señalan profundidades críticas entre 0,07 y 0,15 mm, La Motta21 lassitúa entre 0,012 y 0,065 mm. Por su parte, Williams, 22 reporta buenos resulta-dos tratando aguas residuales del procesamiento de alimentos, con espesores debiopelícula de hasta 8 mm de espesor.

La cantidad de fracción activa varía con la carga orgánica, la carga hidráu-lica y la temperatura.16 El espesor de película activa depende además de laprofundidad de la película a través de la cual penetra el oxígeno para mantenerlas condiciones aerobias.

Además del efecto que posee la carga hidráulica sobre el espesor de labiopelícula, existe un control natural como consecuencia de la acción depredadora

212


ejercida por macroinvertebrados, larvas y gusanos que coexisten con las bacte-rias, protozoos y hongos, en el limo acumulado.

6.6.4. Transferencia de oxígeno a la película del limoEl oxígeno necesario para la oxidación biológica en el seno del filtro, es

suministrado por el aire que fluye a través del mismo.El fenómeno de la aereación natural, fue estudiado por Halvorson, Savage y

Piret,23 quienes llegaron a relacionar la diferencia de temperatura entre el aire yagua, con el caudal y dirección del aire, formulando una ley lineal del siguiente tipo:

(6.7)siendo:

Qa: Caudal de aire en m3m d.Ta: Temperatura del agua en el interior del lecho en ºC.TL: Temperatura exterior del aire en ºC.T: Constante de 2 ºC para lechos convencionales.K: Constante del lecho.

Para una diferencia de temperatura = 6 ºC, el caudal de aire garan-tizado es aproximadamente 18 m3m h .

El esquema de la circulación del aire puede verse en la figura 6.11, deducidode la siguiente expresión para filtros convencionales,

Va = 0,075 (Ta-TL) - 0,15 (6.8)siendo Va = Velocidad del aire (en m·min ).

Fig. 6.11. Circulación del aire en un lecho.

213


Halvorson determinó que es necesaria una corriente de aire mínimade 0,3 m·min para que se realice una buena oxigenación. Por tanto, lasdiferencias ideales entre la temperatura del agua en el interior del filtro y la

intervalo definido por estos valores la aereación es deficiente y por tanto sepueden producir procesos anaerobios indeseables.

Tal como se afirma anteriormente, la fracción activa de la biopelícula de-pende en cierta medida del nivel de penetración del oxígeno a través del espesorde la misma. Esta profundidad puede ser estimada por las relaciones que si-guen.

Durante la operación en estado estacionario de un filtro percolador, la velo-cidad de transferencia de oxígeno del líquido a la película biológica puedeobtenerse por:6

21 CCAh

DM L kgh (6.9)

donde:C1 y C2: Concentraciones de oxígeno a la profundidad 1 y 2 de la película.DL: Difusividad a través del espesor de la película (m2 h ) h.A: Área de la película.

La velocidad de utilización de oxígeno por los microorganismos en la pelícu-la puede expresarse:

hAWkM I (6.10)

donde:W: Gravedad específica de la película.kI: Constante de velocidad (h ).

En condiciones de estado estacionario la velocidad de consumo de oxígenoes igual a la velocidad de transferencia, por lo tanto,

hAWkCCAh

DI

L21 (6.11)

La penetración máxima de oxígeno ocurrirá cuando la concentración deoxígeno C2 a la profundidad h sea cero, y

WIkCLD

h 1(6.12)

La máxima profundidad de la zona aeróbia es de 2 a 3 mm.

214


6.7. DISEÑO DE FILTROS PERCOLADORES

En la actualidad son reconocidos muchos modelos para el diseño de filtrospercoladores. En este texto se abordará el estudio de dos de los más reconoci-dos. El modelo de Eckenfelder (primer y segundo orden),24 que tiene su funda-mento en los estudios de Velz25 y Howland,8 y el modelo empírico del NationalResearch Council (NRC).26

6.7.1. Modelo de EckenfelderCon el objetivo de describir el comportamiento de los filtros percoladores, se

han desarrollado diferentes modelos matemáticos. Muchos de estos modelos sebasan en la suposición de que la velocidad de remoción de compuestos orgáni-cos biodegradables, siguen una cinética de primer orden, asumiendo el modelode flujo tubular o de pistón.

El modelo de reacción de primer orden puede obtenerse como sigue:

SktdSd

1 (6.13)

Asumiendo el comportamiento de flujo a pistón:

tk

oe

SS

12(6.14)

S0: DBO del afluente.S2: DBO del efluente.k1: constante de velocidad del proceso.

Sustituyendo para el tiempo t la ecuación (6.5) en (6.14),

nHCk

eSS

o

1

2 (6.15)

La constante de velocidad depende de la temperatura de acuerdo con laecuación 6.6:

2020

tT kk

La constante de velocidad también depende de la cantidad demicroorganismos en la película. Esta cantidad es proporcional a la superficieespecífica del medio utilizado.

215


Sustituyendo la ecuación (6.6) para k1 en (6.15) y combinando todas lasconstantes en una sola:

nv HAtk

eSoS 20

202 (6.16)

AV: Área específica del empaque, m2m .

El modelo descrito por la ecuación (6.16) es conocido como modelo deEckenfelder.24

El exponente n varía entre 0,5 y 1,0 en dependencia del medio deempaquetadura empleado. Benjes 27 ha fijado el valor de n en 2/3 para empaquede piedra y de 1/2 para los medios plásticos. Para empaque plástico aleatorio,Porter y Smith28 recomiendan el valor de 0,44 para n.

De la ecuación 6.16 puede obtenerse una expresión para calcular el volu-men necesario de empaque. Así:

a) Cuando no hay recirculación,

HQHkA

SS

V

n

V0

2

0ln

(6.17)

b) Cuando hay recirculación,

HQrQHkA

SS

V

n

V

m

02

ln

(6.18)

RSRSS o

m 12

(6.19),

o

r

QQR (6.20)

Sin embargo, la mayoría de las aguas residuales contienen sustratos com-plejos con diferentes velocidades de remoción. Esto hace necesario utilizaruna forma retardada de la ecuación que describe la remoción global del

216


proceso. Esta ecuación retardada puede ser obtenida del modelo de reac-ción de segundo orden como sigue:

22 Sk

dtdS

(6.21)

Asumiendo el comportamiento de flujo a pistón:

tSkSS

oo 2

2

11

(6.22)

Utilizando el mismo procedimiento que para el modelo de primer orden:

nv

to HAkSS

S20

200

2

11

(6.23)

El exponente n varía en el intervalo comprendido entre 0,85 y 1,25 en depen-dencia del medio de empaquetadura empleado.

Para el modelo de segundo orden el volumen de la empaque se calculasegún:

a) Sin recirculación,

HoQ

n

HVkAoS

S

SoS

V 2

2

(6.24)

b) Con recirculación,

HrQQ

n

HVkA.S

S

SmS

V 00

2

2

(6.25)

Ejemplo 6.1

Se desea tratar 3217 m3·d de un agua residual industrial con una DBO de850 mg·L hasta obtener un efluente de 280 mg·L . Se empleará una torrede 6 m de altura cuyo empaque tiene un área específica de 100 m2·m .

217


Determine la carga hidráulica, área de columna y relación derecirculación. La máxima DBO que debe existir a la entrada del filtropercolador es de 570 mg·L .

Considere que se cumple el modelo de primer orden y,

k = 0,008 m·d n = 0,5t = 28 C

Cálculo de R,

5701

2808501 R

RR

SRoSmS

R = 0,96 1,0Cálculo de la carga hidráulica, ,

nv

mHAk

SS exp

501000080exp570280 ,H, , n = 44 m3·m ·d

Área,

2314644

321713217 ,.oQRoQA

A = 146,23 m2

Volumen de empaque, V = H·A = 877,38 m3

Carga orgánica,

18410 3

,V

QQSB romv kg·m ·d

Los valores de carga hidráulica y orgánica chequean para el tipo de filtrodeseado.

Ejemplo 6.2

Determine el volumen de relleno necesario para tratar 1200 m3d de unagua residual cuya DBO5 es de 200 gm si se desea obtener 90 % deremoción.

Considere el modelo de primer orden, empaque plástico,

218


t = 26 C H = 3,0 m Av = 150 m2m n = 0,5k20 C = 0,071 md

Asumiendo que 2020 0471 t

t ,kkSe tendrá que k26 C = 0,01a) Sin recirculación,

HQ

n

HkASS

VV

0

0ln

03120003150010

20200ln

50

,,,

V

,

V = 940 m3

Si H = 3 m,entonces el diámetro de filtro a utilizar será: 20 mComprobando los valores de carga hidráulica y carga orgánica:

Carga hidráulica: 83313

12000 ,A

Q m3m d

Carga orgánica: 940

101200200 300

VQSBV

BV = 0,25 kgm dAun cuando el valor de la carga hidráulica está dentro del intervalo reco-

mendado para filtros sin recirculación, la carga orgánica tiene un valor algosuperior al recomendado. No obstante, podría considerarse que no es necesarioel uso de la recirculación a menos que se desee una mayor flexibilidad en laoperación. Hoy día lo más común, aun en casos como este, es concebir larecirculación para seguridad de la operación y obtener una mayor flexibilidad detrabajo.

Además de la ventaja que ofrece la recirculación en cuanto a evitar tupicionesen el filtro, puede citarse la de la posibilidad de utilizar mayores alturas de filtro.Esta ventaja puede hacerse más evidente en la medida que el material utilizadoen el empaque sea más ligero.

219


b) Con recirculación,

HQQ

n

HkASS

V rV

m

0

ln

Si R = 0,5 Sm = 140 mgL

03600120003150010

20140ln

50

,,,

V

,

V = 1009 m3

Si H = 3,0 m, entonces el diámetro de filtro a utilizar será: 21 mComprobando los valores de carga hidráulica y carga orgánica:

Carga hidráulica: 35336

18000 ,A

QrQ m3m d

Carga orgánica: 1009

101800140 30

VQrQSB m

v

BV = 0,25 kgm dTal como se aprecia, los valores de carga hidráulica y carga orgánica obte-

nidos coinciden ahora con los recomendados para un filtro de velocidad media.Si se incrementara la altura de empaquetadura, se reduce el área y como

consecuencia aumenta la carga hidráulica sobre el filtro.

6.7.1.1. Relación volumen - alturaLa relación entre la altura de la empaquetadura en el filtro y el volumen que

ocupa esta es función del valor de n. Figura 6.12. En la tabla 6.1 se ofrece elfactor por el que se afecta el volumen de la empaquetadura al aumentar laprofundidad para distintos valores de n.

220


Tabla 6.1. Factor por el que se afecta el volumen del filtro al aumentar laaltura H, para 5 valores de n

ALTURA

Fig. 6.12. Variación del volumen de empaque con la profundidad paradistintos valores de n.

6.7.1.2. Efecto de la recirculaciónEs importante destacar el efecto de la recirculación sobre la eficiencia de

depuración así como sobre las cargas hidráulica y orgánica del filtro. Estos efectospueden apreciarse en las figuras 6.13 y 6.14.

La eficiencia del filtro, disminuye al aumentar la recirculación, cuando estaes medida con respecto a la DBO de entrada (Sm) según la figura 6.9. Sinembargo, cuando se calcula sobre la base de S0, se mantiene constante, inde-pendientemente del flujo de recirculación. Figura 6.13.

Por otro lado, tal como se observa en la figura 6.14, el efecto de larecirculación sobre la carga hidráulica es más notable que sobre la cargaorgánica. Esto se debe a que en esta última el incremento del flujo de entra-da es compensado en parte por la disminución de la concentración que ex-perimenta la DBO a la entrada.

n1,5 H 2 H 3 H

0,4 0,54 V 0,35 V 0,19 V0,5 0,67 V 0,5 V 0,33 V0,7 0,84 V 0,75 V 0,62 V0,8 0,91 V 0,83 V O,75 V1 V V V

221


Fig. 6.13. Efecto de la recirculación sobre la eficiencia. 1. Calculada apartir de S0. 2. Calculada a partir de Sm.

En la tabla 6.2 se destaca el efecto de la recirculación para un caso particular.

Fig. 6.14. Efecto de la recirculación sobre las cargas hidráulica y orgánica.

Tabla 6.2. Eficiencia, carga hidráulica y orgánica para distintos valores de R

Q0 = 4500 m3d-1 H = 2 m AV = 72 m2m-3

S0 = 300 mgL-1 k = 0,02 V = 3905 m3

R Ef/S0 Ef/Sm BVkgm3d-1 m3m-2d-1

0 85,0 85,0 0,34 2,300,5 84,7 78,0 0,37 3,461,0 84,9 74,0 0,40 4,611,5 85,3 69,8 0,42 5,762,0 85,6 66,5 0,44 6,922,5 86,0 63,8 0,47 8,07

222


6.7.2. Modelo del NRCMás que un modelo que pretenda explicar la respuesta de un proceso

ante la incidencia de diferentes factores, el método del NRC trata de unsistema de cálculo.

Este método es el resultado de un estudio realizado en la década de losaños cuarenta del siglo pasado en bases militares en Estados Unidos deNorteamérica. En el método son obviados algunos parámetros como el áreaespecífica de la empaquetadura y la influencia de la carga hidráulica en laeficiencia de la depuración.

De acuerdo con el NRC, el volumen de la empaquetadura de un filtropercolador puede calcularse según,

FW

EE,V

2

1004430

(6.26)

donde:V: volumen m3.W: carga de DBO kgd .E: eficiencia de depuración %.F: factor asociado a la recirculación,

2

101

1RRF

(6.27); 0Q

QrR

Ejemplo 6.3

Estime el volumen de empaque necesario para tratar 2500 m3d de unagua residual urbana cuya concentración de DBO5 es 250 mgL si se re-quiere un efluente con una DBO de 25 mgL . Considere una altura de em-paque de 2,0 m.

E = 80 %Asumiendo inicialmente R = 0, F = 1

W = 250 · 2500 · 10 = 625 kgm3d

FW

EE,V

2

1004430

223


32

m519621

62580100804430 ,,V

Si H = 2,0 m, entonces el área será,A = 981,25 m2

Verificando los valores de carga hidráulica y carga orgánica:

55225981

2500 ,, m3m d

32051962

625 ,,

BV kgm3d

La carga hidráulica está dentro del intervalo que corresponde a los siste-mas sin recirculación. Sin embargo, el valor de la carga orgánica es superioral valor máximo de 0,2 kgm3d recomendado para esta variante de R = 0.

Asumiendo R = 1, F = 1,65

32

m1189651

62580100804430

,,V

Si H = 2,0 m, entonces el área será,A = 594,5 m2

Verificando los valores de carga hidráulica y carga orgánica:

4185594

5000 ,, m3m d

5201189625 ,BV kgm3d

Ahora tanto la carga hidráulica como la orgánica se corresponden con losvalores del intervalo para filtros de velocidad media. Por lo tanto, el volumen autilizar de empaque es de 1189 m3 y R = 1.

224


6.8. CÁLCULO DE LAS CONSTANTES DEL MODELODE PRIMER ORDEN

6.8.1. Determinación de n y k a temperatura constanteLa mayor dificultad en el uso del modelo de primer orden para el diseño de

filtros percoladores radica en la necesidad de conocer los valores de losparámetros n y k. En el caso de n, esta información puede obtenerse de lasfirmas que ofertan el material de empaque. El valor de k puede conocerse dediferentes fuentes bibliográficas.

Por otro lado, los valores de k y n pueden ser calculados en pruebas realiza-das en plantas piloto o semipiloto.

En la figura 6.15 se presenta el diagrama de una instalación tipo semipilotode filtro percolador.

Fig. 6.15. Filtro percolador semipiloto.

Esta planta puede operarse tanto con empaque de piedra como de materialplástico. Este último permite mayor profundidad de empaque.

El procedimiento consiste en realizar pruebas a varios valores de cargahidráulica y diferentes alturas de empaque. Para ello el filtro debe tenerprevisto tomar muestras a diferentes profundidades. Generalmente se utili-

225


zan entre 3 y 5 valores diferentes de carga hidráulica, en un intervalo quedependerá del tipo de empaque disponible, y 4 alturas o profundidad de em-paque.

Una de las mayores dificultades para la realización de estas pruebas seencuentra en la formación del limo. Esta se puede lograr en un término de 3 a 4semanas. Debe conocerse de antemano el área específica (AV) del material quese utilizará como empaque.

Procedimiento

1. Para la puesta en marcha de la instalación, con la salida del filtro cerrada, sealimenta una vez al día el agua residual que se desea tratar, y se recirculadurante 24 horas.

2. Transcurridas 24 horas se extrae el agua residual y se alimenta una nue-va carga. Esta operación se repite de 2 a 3 semanas. Se sugiere quela carga hidráulica sobre el filtro en esta etapa no debe ser mayorde 4 m3m d . Si en ese periodo se logra la formación de limo sobre elempaque, se debe cerrar la recirculación e iniciar la operación normal delfiltro a la menor carga hidráulica de las que se seleccione para trabajaren las siguientes etapas.

3. Determinar los valores de carga hidráulica de trabajo así como las alturas alas que se tomarán las muestras.

4. Para cada valor de carga hidráulica se tomarán muestras a las diferentesalturas.

5. Los análisis de las muestras se expresan en por ciento de DBO remanente(S/S0 · 100).Para cada valor de carga hidráulica a las que se realizan las experiencias, y

teniendo en cuenta la ecuación:

nHVkAe

SS

0, (6.27)

se representa en papel semilogarítmico el % de DBO remanente en función dela profundidad, H:

HnVkAnHkA

SS

V

0ln (6.28)

De esta manera puede obtenerse una familia de rectas, dependiendo de lacantidad de cargas hidráulicas seleccionadas, y cuya pendiente en cada casoserá, en valor absoluto, kAV

n. Figura 6.16 del ejemplo 6.4.

226


7. En un gráfico doble logarítmico (log-log) se representan los valores absolutosde las pendientes de las rectas obtenidas en el paso 6, (k·AV· n), en funciónde la carga hidráulica que le dio origen:

loglogpendientelog nkAV (6.29)

De la pendiente de la recta correspondiente se obtiene el valor de n.8. El valor de k se obtiene de la ordenada, considerando como valor de origen,

el valor de abscisa correspondiente a la menor carga hidráulica. Figura 6.17.El valor de la ordenada, en el punto tomado como origen es igual a kAV

n.Del valor de n así como del valor de la menor carga hidráulica de las utiliza-das, puede obtenerse la constante k.

Ejemplo 6.4

Para determinar los valores de los parámetros n y k se opera una instalaciónsemipiloto con un material sintético de empaque cuya área específica esde 200 m2m . Las pruebas se realizaron a 5 cargas hidráulicas diferentes, to-mando muestras a 4 profundidades de filtro. Las mediciones de DBO en cadacaso arrojaron los resultados que aparecen en la tabla 6.1, reportados comoS/S0. Calcule n y k.

Tabla 6.3. Valores de S/S0 · 100 a diferentes cargas hidráulicas y alturas Ejemplo 6.4.

1. Para cada carga hidráulica se grafica el % DBO remanente en función de laprofundidad,

HnVkA

SS

0ln

obteniendo la familia de rectas de la figura 6.16. Al calcular la pendiente(-kAV

n) de cada una de las rectas,

Carga hidráulica m3m-2d-1

Altura m 15 27 36 46 701,5 70 64 62 58 483,0 49 41 38 33 234,5 33 26,5 23 19 116,0 23 17 14 11

227


Fig. 6.16. % de DBO remanente en función de la profundidad.

2. En log-log se grafica el valor absoluto de las pendientes en función de lacarga hidráulica. Figura 6.17.

loglogpendientelog nkAV

La pendiente de esta recta es la constante n = 0,443. Para obtener el valor de k: se toma la ordenada que corresponde con = 15

m3m d , que al ser la menor de las cargas hidráulicas, representa el origen,kAV

n = 0,49como: n = 15 = 0,30 y AV = 200, entonces,

k = 0,008 md

m3m-2d-1 15 27 36 46 70Pendiente (kAV

-n) -0,490 -0,370 -0,330 -0,295 -0,247

Tabla 6.3.a. Valor de la pendiente a diferentes cargas hidráulicas

1000S

S

228


Fig. 6.17. Representación gráfica de kAVH en función de .

6.8.2. Cálculo de la dependencia de k con la temperaturaEn la ecuación 6.16 quedó expresada la relación que existe entre el valor de

k a una temperatura de referencia, 20 C, y su valor a cualquier otra tempera-tura. Esta relación permite que pueda conocerse el valor de las constantes de unfiltro percolador a cualquier temperatura, y a partir de él, determinarla a unatemperatura de interés.

En este epígrafe se describe, mediante el ejemplo 6.5 un procedimiento paracalcular, experimentalmente el valor del parámetro de la ecuación 6.16. En elpropio ejemplo se aplica una variante del procedimiento descrito en el epígrafe6.8.1 para el cálculo de k y n cuando se dispone de información de una solaprofundidad de empaque.

Ejemplo 6.5

Los datos de la tabla 6.4 fueron obtenidos para tres temperaturas diferentes,20 C, 25 C, y 30 C.

Determine los parámetros n y kt, para el modelo de primer orden, así comouna expresión que permita conocer la influencia de la temperatura sobre la efi-ciencia de depuración. Profundidad del filtro 1,83 m; AV = 72 m3m d .

R = 0

229


La ecuación (6.16) puede escribirse:

nHAkSS

Vt lnlnlnln2

0(6.30)

graficando 2

0lnlnSS

en función de ln ha de obtenerse una línea recta cuya

pendiente es el parámetro n y su intercepto con el eje de ordenadas ktAVH.En la figura 6.18 se muestra, a modo de ejemplo, la recta correspondiente a

la temperatura de 20 C. Para las restantes 2 temperaturas se procede de ma-nera similar.

Tabla 6.4. Modelo cinético de primer orden

No. Temp C S0(mgL-1)

S2(mgL-1) (m3m-2d-1)

Ln

1 44 2,176 0,7774292 64 4,901 1,5893863 87 6,529 1,8763214

20 213

102 8,705 2,1639335 26 2,176 0,7774296 55 4,901 1,5893867 61 6,529 1,8763218 72 8,705 2,1639339 96 10,881 2,387035

10 95 13,602 2,61024611 107 16,322 2,79250012

25 197

112 21,762 3,08018213 22 2,176 0,77742914 42 4,901 1,58938615 49 6,529 1,87632116 64 8,705 2,16393317 88 10,881 2,38703518 110 13,602 2,61024619 114 16,322 2,79250020

30 212

129 21,762 3,080182

Cuando se grafica 2

0lnlnSS

vs ln a cada temperatura, se obtienen 3

juegos de valores de n y kt. Tabla 6.5.

230


Tabla 6.5. Procesando los datos

Valor promedio de n = 0,6Con el valor promedio de n y aplicando la ecuación 6.30, se recalculan los

valores de kt para cada uno de los puntos experimentales.

Temperatura C n kt

20 0,537 0,018925 0,579 0,024630 0,701 0,0351

Fig. 6.18. Ejemplo del cálculo de n para la temperatura de 20 °C.

Procesando los datos de la Tabla 6.4, para el modelo cinético de primerorden, se obtienen las tablas 6.6 a 6.8.

Tabla 6.6. Procesando datos

Temp.20 Cn = 0,6 2

0lnlnSS Valor de kt obtenido

considerando n = 0,6y aplicando la ec. 6.30

1 0,4493926 0,01896552 0,1843271 0,02368243 -0,1105025 0,02094844 -0,3060914 0,0204717

promedio 0,0210170

231




Temp.25 Cn = 0,6 2



5 0,7056226 0,02450446 0,2436287 0,02512937 0,1589931 0,02742798 0,0065163 0,02798399 - 0,3300949 0,0228488

10 - 0,3156333 0,026503811 - 0,4936819 0,024744212 - 0,5714521 0,0272058

promedio 0,0257240

De esa manera se obtiene que para el sistema bajo estudio:

n = 0,6 y los valores de kt obtenidos son:0,0210170 a 20 C0,0257240 a 25 C0,0284677 a 30 C

Para calcular la influencia de la temperatura, se hace uso de una ecuaciónsimilar a la 4.33,

Tpakt

1ln

Temp.30 Cn = 0,6 2



13 0,8178148 0,027413814 0,4817572 0,031885815 0,3816955 0,034269716 0,1804057 0,033299417 - 0,1286866 0,027946918 - 0,4214331 0,023842919 - 0,4774105 0,025150120 - 0,6996203 0,0239331

Promedio 0,0284677

232


Tabla 6.9. Procesamiento de datos

Aplicando estos datos a la ecuación anterior se obtiene,

T,,kt

192693449712ln

para 2 temperaturas K diferentes, por ejemplo, 298 y T,

TT,

kkT

29829892693ln

298

298 T (298)2 = 88 804, entonces,

2980300ln298

T,kkT

20298 0301 t

T ,kk


1 PEDERSEN, K.:in drinking water, Water Res., vol. 24, no. 1, 1990.

2 LAZAROBA, V. AND MANEM:Water Res., vol. 29, no. 10, 1995.

3 ECKENFELDER, W.W. AND ONNOR: Biological waste Treatment, Per-gamon Press Ltd., London, 1964.

4 VASEL, J. AND P. SCHROBITGEN: WaterRes., vol. 25, no. 1, 1991.

5 FRUHEN, C. Water Sci. Tech-nol., vol. 23, no. 8, 1991.

6 CHUDOBA, J., C. MENÉNDEZ Y J. PÉREZ: Fundamentos Teóricos de Algunosprocesos para la depuración de Aguas Residuales, Edit. ISPJAE,Cuba, 1986.

TemperaturaKelvin

1 /T kt ln kt

293 0,003412969 0,021017 - 3,8624236298 0,003355705 0,025724 - 3,6603309303 0,003300330 0,028467 - 3,5589852

233


7 IMHOFF, K. W.J. MULLER, AND THISTLETHWAYTE: Disposal of Sewage andother Waterborne Wastes, Edit. Butterworths, 1971.

8 HOWLAND, W.E. Proc. 12th

Ann. Ind. Waste Conf. Purdue Univ., 1958.9 BLOODGOOD, D.E., G.H. TELETZKE, AND F.G. POHLAND:

Sewage and Ind. Wastes, vol. 31, no. 3, 1959.10 MEHTA, D.S., H.H. DAVIES, AND R.P. KINGSBURY: Oxygen theory in biolo-

gical treatment plant design, J. San. Eng. Div. ASCE, 98 (SA 3),1972.

11 BRUCE, A.M. AND J.C. MERKENS:Water Poll. Control, vol.

72, no. 5, 1973.12 SHRIVER, L.E. AND D.M. BOWERS perational practices to upgrade filter

Water Poll. Contro Fed., vol. 47, no. 11,1975.

13 SHULZE, K.L Water Poll.Control Fed., vol. 32, no. 3, 1960.

14 LAMB, R. AWater Poll. Control, vol. 69, no. 2, 1970.

15 WEF AND ASCEvol. I. Water Environment Federation, Alexandria, 1992.

16 HAWKS, H.A.: The Ecology of Waste Treatment, Ed. Pergamon Press,London, 1963.

17 CHANG, G. AND J. HUANG:Water Res., vol. 28, no. 8, 1994.

18 JENKINS, D. Biochemistry of Indus-trial Microorganisms, Eds. Rainbow, C and A.H. Rose, AcademicPress, 1963.

19 BRUCE, A.M.: Process Biochem., vol. 4, no. 4, 1963.20 KORNEGAY, B.H. AND J.F. ANDREWS:

Water Poll. Control Fed., vol. 40, no. 2, 1968.21 LAMOTTA, E.J.: Env.

Sci. Technol., vol. 10, no. 8, 1976.22 WILLIAMS, I.L.: Control, vol. 78, no. 2, 1979.23 HALVORSON, H.O., G.M.SAVAGE AND E.L. PIRET:

Sewage Works J.,vol. 8, no. 6, 1936.

234


24 ECKENFELDER, W.W.: Industrial Water Pollution Control, Mc Graw Hill,1989.

25 VELZ, C.J.: SewageWorks J., vol. 20, no. 4, 1948.

Sewage Works J., vol. 18, no. 5, 1948.27 BENJES, H.H.: Handbook of Biological Wastewater Treatment, Gar-

land STPM Press, New York, 1980.28 PORTER, E.K. AND E. SMITH: Water Poll.

Control, vol. 78, no. 2, 1979.

235

Lagunas de Estabilización

CAPÍTULO 7LAGUNAS DE ESTABILIZACIÓN

7.1. CARACTERÍSTICAS GENERALESEl empleo de lagunas de estabilización para el tratamiento de aguas residuales

que contengan compuestos orgánicos biodegradables está muy difundido.Las lagunas son estructuras simples de fácil operación y mantenimiento que

se basan en el proceso de autopurificación. Generalmente están constituidaspor embalses naturales o artificiales, en tierra, expuestos al aire y al sol, por loque las condiciones climáticas influyen significativamente en el funcionamientode este dispositivo de tratamiento. Por esta razón el diseño de las lagunas esposiblemente, de todos los procesos de tratamiento biológico, el menos definido.

De acuerdo a la naturaleza de la actividad biológica que tiene lugar en lamisma, y por tanto al metabolismo que prevalece durante su funcionamiento, laslagunas de estabilización se clasifican en:

Aerobias.Anaerobias.Facultativas.

7.2. LAGUNAS AEROBIASBajo esta denominación se incluyen aquellas lagunas en las que los com-

puestos biodegradables, sean estos suspendidos o disueltos, son estabilizadospor la acción de microorganismos aerobios. El oxígeno es suministrado por laacción fotosintética de las algas y por el que se difunde del aire. Debido a que laluz solar es esencial para la producción de oxígeno mediante algas, la profundi-dad de estas lagunas está limitada de acuerdo con la penetración de la luz, ynormalmente es menor de 50 cm. En el caso de aguas residuales domésticastípicas y algunos residuales industriales, se producen aproximadamenteentre 0,5 y 0,6 kg de biomasa por kilogramo de DBO removido.

Aunque estas lagunas admiten cargas de DBO relativamente altas, su pocaprofundidad hace que se requieran grandes áreas para su construcción y hoy díatienen uso limitado.

236


Las principales reacciones que pueden llevarse a cabo durante la estabiliza-ción en este tipo de lagunas son:

degradación aerobia

OH2816CONOHC44NHO16OHC6 22275326126 (7.1)

a su vez, las algas sintetizan materia orgánica que incorporan a su propioprotoplasma.

fotosíntesis

23128223 O8,75NOHCOH4,5CO8NH (7.2)

nitrificación

323 NONONHorgN (7.3)

7.3. LAGUNAS ANAEROBIAS

Las lagunas anaerobias se construyen preferentemente para reducir la car-ga orgánica sedimentable.

En las lagunas de este tipo, la materia orgánica es estabilizada mediante unmecanismo similar al que existe en los tanques de digestión anaerobios (forma-ción de ácidos orgánicos y de metano).

En las condiciones de climas tropicales la carga de estas lagunas puedevariar entre 60 y 300 g DBO m d . La profundidad está limitada por elemen-tos prácticos: nivel freático, tipo de suelo y facilidades para la limpieza eventualde los lodos o fangos que se depositan en el fondo con el transcurso del tiempo.

Las ecuaciones simplificadas que representan las transformaciones que tie-nen lugar en una laguna anaerobia son:

COOHCHXOCH 3X2 (7.4)

243 COCHCOOHCH (7.5)

4NHorgN (7.6)

7.4. LAGUNAS FACULTATIVAS

En las lagunas facultativas se distinguen dos zonas de trabajo bien dife-renciadas: una región aerobia en la superficie y cercana a esta y una regiónanaerobia en el fondo. Entre ambas existe una zona, no muy bien delimitada,facultativa. Figura 7.1.

237


Una laguna de estabilización facultativa es una estructura simple de relativapoca profundidad (1 a 3 m) y con periodos de retención entre 1 y 40 días.

Las lagunas facultativas se caracterizan porque:ocurre la autodepuración o estabilización natural,la DBO es el parámetro que se utiliza para evaluar las condiciones de lalaguna,para cargas orgánicas (CO) bajas 5-20g DBO5m d y temperaturasentre 20 y 30 ºC, el estrato superior se cubre de algas microscópicas(clorellas y euglenas), llegando el agua a sobresaturarse de oxígeno yla penetración de la luz es limitada (5 a 15 cm) y el estrato inferior esanaerobio.

Fig. 7.1. a) Esquema de los mecanismos responsables de la depuraciónen lagunas facultativas. b) Simbiosis alga-bacteria en las lagunas.

7.1.b

238


No existe un límite bien definido de carga para garantizar si una laguna esfacultativa o anaerobia. Para temperaturas entre 15 y 30 ºC hay una zona detransición entre 30 y 60 gm d .

En Cuba hay centrales azucareros con refinería que en épocas en que nohay zafra la carga de las lagunas es de 45 gm d y son anaerobias.1

7.4.1. Factores que afectan el proceso depurador de las lagunaspH,luz solar,temperatura,nutrientes y sustancias tóxicas y

La influencia de la luz solar está relacionada con la fotosíntesis.

pHProducto de la respiración bacteriana se libera CO2, que tiende a bajar el

pH. Por otro lado, la acción fotosintética provoca consumo del CO2 con el con-siguiente aumento del pH. Por tanto el pH esta sujeto a variaciones horarias quese relacionan con la energía luminosa incidente.2

Radiación SolarSegún Thirumurthi, para un buen funcionamiento de las lagunas facultativas

se requiere una radiación solar mínima de 4 langleysd (4 cal cm d ) por cada(g DBQ aplicado·m ) (luz visible).3 De acuerdo con Eckenfelder,4 este valor esde 9 langleys.d . Ildeu Duarte, citado por Sáenz, reporta el valor de 6 langleys·d1 de radiación visible como valor de radiación mínima.5 En Cuba, los meses demenor radiación son diciembre y enero, con un valor mínimo calculado comopromedio de 250 cal cm d .6 Esta es una de las razones de las excelentescondiciones de los países tropicales para el funcionamiento de las lagunas facul-tativas.

No toda la energía solar que llega a la laguna es utilizada. Después deun cierto valor de intensidad de luz donde las algas se saturan, el resto noes utilizado excepto para elevar y mantener la temperatura. Así, por ejem-plo, el valor de saturación estimado para un cierto tipo de clorella 5 esde 60 cal cm d .

Debido a que la intensidad de la luz varía a lo largo del día y de acuerdo a laépoca del año, la velocidad de crecimiento de las algas varía también de lamisma forma. Este fenómeno da lugar a dos efectos fundamentales: el oxígeno

239


disuelto y el pH del agua presentan valores mínimos en las últimas horas de lanoche, y aumentan durante las horas de luz solar hasta alcanzar valores máxi-mos a media tarde. A partir de ese momento, los valores decrecen al arribarnuevamente a la noche.2 En la figura 7.2 se refleja esta variación cíclica deloxígeno y el pH.

Fig. 7.2. Variación diaria de oxígeno y pH.

Para lagunas aerobias, la producción de O2 por algas, está relacionada a laeficiencia de conversión de la luz y de su intensidad. Así,

O2 = 0.28 F IL (7.7)O

2: producción de O

2.F: eficiencia de conversión de la luz (generalmente se toma como 4%).L: intensidad de luz (cal cm d ) (langley).

Para estas lagunas la carga orgánica permisible del afluente en base a DBO,(gm d ) puede relacionarse con la intensidad de la luz. La carga hidráulica se

. La carga orgánica superficial (CO) que se recomiendadebe ser menor de 25 g m d . La máxima producción de algas se obtienecuando la profundidad no rebasa el intervalo comprendido entre 15 y 30 cm. Silo que se busca es producción de O2

, las profundidades deseables no deben sermayores de 1 a 1.3 m.

La producción de algas se estima:Ac=0.017 F. IL (7.8)

Ac-producción de algas (g m d )

240


TemperaturaComo ocurre en todos los procesos biológicos, la temperatura ejerce una

influencia marcada sobre las lagunas. En general, y para los intervalos de tem-peratura normales en las lagunas, se puede decir que la velocidad de la depura-ción aumenta con la temperatura, en especial en lo que concierne a la actividadde las bacterias.

Sin embargo, y en lo que respecta a las algas, se han detectado disminucio-nes importantes en su actividad fotosintética a temperaturas superiores a 30 º C,relacionadas con la estimulación del crecimiento de algas menos productivas(verdiazules) que las algas verdes (clorofíceas) a las que sustituyen. Puesto queeste fenómeno coincide con una gran actividad de las bacterias, y por tanto,grandes consumos de oxígeno, puede ampliarse la zona anaerobia en las lagunasfacultativas durante la época de calor, y muy especialmente si el calentamientose produce de forma brusca. Normalmente esta situación es solo transitoria ylas lagunas vuelven a funcionar correctamente en la medida que la temperaturadisminuye.

7.5. RÉGIMEN DE FLUJO EN LAS LAGUNAS

Uno de los aspectos más controvertidos en las lagunas lo constituye el régi-men de flujo que prevalece en las mismas. Hay varias hipótesis:

a) mezcla completa,b) flujo a pistón yc) flujo disperso.

Las dos primeras hipótesis describen condiciones de flujo extremas e idea-les. La tercera, una intermedia entre ambas, se ajusta a las condiciones de flujoque realmente prevalecen en las lagunas. No obstante, condiciones muy cerca-nas al comportamiento de flujo de pistón o tubular se han encontrado en lagunascon una relación largo ancho mayor de 3:1.

Ha sido demostrado que aún cuando se sabe que el régimen de flujo queprevalece en las lagunas es el de flujo disperso, no se comete mucho error, a losefectos de diseño, asumiendo un modelo de flujo de mezcla completa.7

7.5.1. Lagunas en serie y paraleloEl mayor argumento para la construcción de una laguna grande está relacio-

nada con el beneficio que ocasionan los vientos. Sin embargo, hoy se reconocenlas ventajas de las baterías de lagunas, sean estas en serie o en paralelo.

241


En serie:mejora la calidad bacteriológica del agua,se obtiene mayor economía del área.

En paralelo:no mejora la calidad del efluente pero trae ventajas en su operación,mejor para la puesta en operación de las lagunas al ser estas más peque-ñas, ya que se llenan más rápido ymayor facilidad para la limpieza.

7.6. DISEÑO DE LAGUNAS DE ESTABILIZACIÓN

Numerosas experiencias realizadas durante más de 40 años han estimuladolos intentos para desarrollar modelos matemáticos para el diseño de lagunas deestabilización. Esto obedece al hecho ya expresado, de que el diseño de estetipo de dispositivo de tratamiento es, de todos los procesos de tratamiento bioló-gico, el menos definido.

Entre los diferentes métodos desarrollados para el diseño de lagunas puedencitarse los empíricos por carga superficial reportados por McGarry y Pescod,8, 9 elde Arceivala (WHO),10 y el empírico volumétrico de Herman y Gloyna.11 Otrosmétodos son el modelo racional de Marais12 y el de flujo disperso de Thirumurthi.2Por su parte, Polprasert y Batharai13 realizaron un aporte importantecorrelacionando el número de dispersión con las formas geométricas de la lagu-na y propiedades del fluido, para facilitar el empleo de este último modelo.

Ninguno de los métodos de diseño de lagunas tiene una aceptación univer-sal. Existe mucha literatura en ese sentido, muchas veces contradictoria, quepuede inclusive llegar a confundir.

Para ilustrar la evolución de los criterios de diseño para lagunas facultativas,serán considerados, brevemente los temas desarrollados por Hermann y Gloyna,empírico volumétrico, el de McGarry y Pescod, empírico superficial y por Maraisy Shaw, racional de primer orden.

7.6.1. Criterio americanoDentro de ciertos límites, la velocidad de las reacciones de degradación

aumenta con el aumento de la temperatura. Si to es el tiempo de degradación ala temperatura To y T la temperatura para el tiempo tT, se tiene que:

TTT

tt

0

0(7.9)

242


Aplicando la ecuación anterior, Gloyna y col., realizando una serie de expe-rimentos, concluyeron que, para obtener una reducción de 80 a 90 % de la DBOa partir de un afluente de 200 mg L , se hace necesario:

a) tiempo de retención de 7 días,b) temperatura de 35oC,c) considerar = 1.085 yd) aguas negras domésticas.

Teniendo en cuenta todo lo anterior, la ecuación 7.9 se transforma:

Tr ,t 3508517

(7.10)

Por tanto, el tiempo de retención, en días, necesario para una reducciónde 80-90% de un afluente cualquiera de aguas domésticas de concentracióny0 será:

TT , yty=t 3500 0851

2007

200(7.11)

si QVt= (7.12)

Sustituyendo 7.12 en 7.11:T,yQ,V 35

02 08511053 (7.13)

donde:V: Volumen de la laguna, m3.Q: Flujo, m3d .yo: DBO afluente, mg L .T: Temperatura promedio del mes más frío, oC.

7.6.2. McGarry y PescodEste método destaca la importancia que tiene la temperatura sobre la carga

orgánica que es capaz de asimilar una laguna facultativa, expresada en funcióndel área,

Carga orgánica máxima admisible:T

MAX ,, 09931036 (7.14)

MAX: gm d

243


T: temperatura mínima del añoCarga orgánica mínima recomendable:

MIN = 2 T - 24 (7.15)

MIN: gm dLa carga orgánica de proyecto ( ), ha de cumplir la relación,

MIN < > MAX

7.6.3. Método racional. Marais y ShawMarais y Shaw basan su método de diseño en la suposición de que se logra

una mezcla instantánea entre el afluente y el volumen total de la laguna. Dehecho se supone un comportamiento de mezcla completa en las lagunas. Estasuposición se basa en los grandes volúmenes que generalmente tienen las lagu-nas, el relativo alto tiempo de retención, y el efecto de mezcla proporcionado porlas brisas. De esta forma, haciendo un balance de DBO alrededor de la lagunaen estado estacionario (Figura 7.3), se obtiene que:

0dtdS S + V Qo So - Qo (7.16)

donde:

dtdS

: Velocidad de degradación de la DBO.

Q0: Flujo de agua a la laguna, m3d .S0, S: DBO de entrada y salida respectivamente, mgL .V: Volumen efectivo de la laguna, m3.

Fig. 7.3. Esquema para el balance de DBO en una laguna.

asumiendo una cinética de remoción de primer orden con respecto a la DBO,

Skd tdS

(7.17)

sustituyendo 7.17 en 7.16 y transformando se obtiene,

244


kSS

11

0 (7.18)

donde:S: DBO efluente (mg L ).So: DBO afluente (mg L ).k: Constante de la reacción de primer orden (d ).

: Tiempo de retención hidráulico (d).

Para lagunas en serie, la ecuación de Marais puede representarse según,

nnn

k....kkSS

111 2211

0(7.19)

De acuerdo a la ecuación 7.17, se ha supuesto que la cinética de remociónde contaminantes en la laguna es de primer orden.

La relación de las constantes de degradación a distintas temperaturas esigual a la relación de los tiempos de retención

tttk

k 35

3535

(7.20)

La ecuación 7.18 puede escribirse:

kSSo 1 (7.21)

Cuando a escala experimental se opera una laguna a distintos tiempos deretención ( ), la constante de remoción puede calcularse como la pendientede la ecuación 7.21. Figura 7.4.

Generalmente el empleo de la ecuación de primer orden de Marais y Shawarroja como resultado lagunas con sobre diseño. Sin embargo esto no ha invali-dado su empleo.

7.6.3.1. La constante kComo en toda constante cinética, el valor de k depende, de entre otros fac-

tores, de la temperatura.Cuando no se conoce el verdadero valor de la constante de reacción, un

criterio conservador recomendado por Marais es el de 1,2 d a 35 C. Marais12

recomienda asumir este valor, debido a que para tiempos de retención hasta de

245


40 días, una constante con ese valor corresponde a reducciones de la DBOinferiores a las observadas experimentalmente en lagunas primarias.

3535

tt kk (7.22)

1,085

Fig. 7.4. Cálculo de la constante de remoción k.

7.6.3.2. Influencia del tiempo de retención en la eficiencia de remoción

El tiempo de retención influye en la eficiencia de las lagunas. Sin em-bargo, a partir de un determinado valor, un incremento de éste influye pocoen la remoción de DBO. En la tabla 7.1 se aprecia que, independientemen-te de la temperatura de trabajo, el % de remoción tiene un límite, y este sealcanza a un menor tiempo de retención en la medida que la temperaturaes mayor.

En la práctica no deben esperarse las eficiencias de la tabla 7.1, ya quelas condiciones para las que se estimaron presuponen condiciones ideales:

mezcla instantánea y completa del afluente,pocos sólidos sedimentables,pequeñas variaciones de temperatura,predominio de condiciones aerobias ybaja DBO en el fondo.

246


Tabla 7.1. Eficiencia de remoción teórica de DBO para distintos tiempos de retención y valores de k (según la temperatura)

Ejemplo 7.1

Dimensione una laguna facultativa para tratar 560 m3 d de un agua resi-dual de un proceso y cuya constante de velocidad de remoción es de 0,15 d .La DBO de entrada a la laguna es de 350 mg L y la deseada en el efluentedebe ser menor de 50 mg L .

Aplicando la ecuación 7.18 ,,

15011140

= 41 dVolumen = 560 · 41 = 22 960 m3

Asumiendo una profundidad de 1,8 m,

Área de la laguna275612

8196022 m,

A

Comprobando la carga orgánica:1215

752124196022350 dmgOC

por tanto la carga orgánica tiene un valor que corresponde al intervalo ca-racterístico para las lagunas facultativas.

Ejemplo 7.2

Determine el área total requerida para las condiciones del ejemplo anterior,pero suponiendo 2 lagunas en serie.

Considere que k1 = k2 = 0,15 d y 1 = 2

Para 2 lagunas en serie: 215011140,

,

VALORES DE k (d-1)t(d) 0.24 0.35 0.53 0.80 1.2

7 62.7 71.0 78.7 84.8 89.410 70.6 77.8 84.1 88.9 92.315 78.2 84.0 88.8 92.3 94.720 82.7 87.5 91.4 94.1 96.030 87.8 91.3 94.1 96.0 97.340 90.6 93.3 95.5 97.0 98.0

247


= 11,15 dTiempo total de retención para las 2 lagunas: 22,3 d

AT = A1 + A2 = 3 468 + 3 468 = 6 936 m2

Comprobando la carga orgánica

para la primera laguna1228

936615112446350 dmg

.CO

para la segunda laguna12 dmg14

936611,152446175CO

La carga orgánica de la primera laguna es algo alta, pero se puede vercompensada con la de la segunda.

En la práctica, k1 k2, y como consecuencia de ello, no siempre es tanevidente la ventaja del empleo de 2 o más lagunas en serie para la remoción deDBO. La mayor justificación en el uso de este arreglo se encuentra en la remo-ción de patógenos.

7.7. RELACIÓN ÁREA: VOLUMEN PARA LAS LAGUNAS

La carga orgánica superficial de la laguna determina su área en la superficie,

COSQAS (7.23)

Q: flujo de agua residual, m3d .S: DBO en el efluente, mgL .CO: carga orgánica, gm d .

Una vez determinada el área en la superficie de la laguna, el área en elfondo depende de la inclinación del talud, y la profundidad que se seleccionepara la laguna. Si la inclinación es 1:P,

222 HPaLHP.AA SF (7.24)

donde:H: profundidad efectiva.L: longitud de la laguna en la superficie.a: ancho en la superficie.

El volumen efectivo de la laguna será,

FSFS AAAAHV3

(7.25)

248


7.8. REMOCIÓN DE PATÓGENOS

Una de las ventajas de las lagunas radica en la posibilidad de eliminación depatógenos. Mientras que la remoción de coliformes mediante otros tratamientosbiológicos alcanza hasta 95 %, en las lagunas se aprecian frecuentemente valo-res de este indicador hasta (99,9 99,999) %.14

Las mayores remociones de patógenos en las lagunas se logran cuando seestá en presencia de altos tiempos de retención, baja turbiedad, alto pH y bajosvalores de DBO.

Hoy día se reconoce que la incidencia de la radiación solar puede ser unelemento de consideración en la muerte de las bacterias.11 Sin embargo,teniendo en cuenta que la penetración de la luz en las lagunas solo alcanzaunos (10 a 15) cm y que en la superficie raras veces se encuentran altasconcentraciones de bacterias, la posibilidad de incidencia de la radiaciónsolar sobre la reducción de patógenos es mayor en la medida que es menorla turbiedad, de manera que se favorezca la penetración de la luz.

Altos valores de pH aceleran la muerte de las bacterias al exponerlas a unmedio hostil. Una laguna que opere normalmente puede llegar a tener valores depH entre 9 y 10 durante determinadas horas del día debido a la acción fotosintéticade las algas.12,13 Estos valores favorecen la reducción de patógenos.

Las bajas concentraciones de DBO en las lagunas favorecen la muerte depatógenos al carecer del sustrato necesario para su subsistencia. Es por elloimportante mantener concentraciones de DBO 20 mgL en las lagunas parapropiciar una disminución apreciable de patógenos. El empleo de dos o máslagunas en serie también favorece este propósito.

El empleo de altos tiempos de retención no está asociado solamente conla obtención de bajos valores de concentración de DBO en el efluente, sinocon la intención de favorecer la eliminación de patógenos a través de lasedimentación.

7.9. BALANCE HÍDRICO DE LAS LAGUNAS

Un aspecto importante de las lagunas de estabilización, no siempre tenido encuenta, es el balance hídrico.

El balance hídrico permite conocer si existe o no percolación en el dispositi-vo de tratamiento.

El balance de flujo en la laguna puede formularse,(7.26)

Qe: Caudal efluente.

249


Qa: Caudal afluente.Pr: Precipitación sobre la laguna.Pc: Infiltración de agua hacia la laguna.E: Evaporación.Pe: Pérdidas por percolación.

Las variables anteriores pueden trabajarse en m3d .La precipitación y evaporación en la laguna pueden medirse experimentalmente

o tener información de ellas a través de estaciones meteorológicas.Aun considerando el mes más critico del año (el de menos lluvia, el nivel

freático más bajo, de mayor evaporación), el valor de Qe tiene que ser positivo.En aquellos casos en los que Qe sea negativo, una alternativa de solu-

ción consiste en impermeabilizar la laguna. Esto último puede resultar máseconómico si se emplean lagunas anaerobias primarias. Estas últimas pue-den tener 60 % del área de una equivalente facultativa, lo cual es muy im-portante desde el punto de vista hidráulico.

La evaporación que ocurre en una laguna puede estimarse a través de laecuación de Meyer,

16115 H-VVaE r (7.27)

E: Evaporación mensual, mm.Va: Presión de vapor del agua a la temperatura del agua, mmHg.V: Presión de vapor del agua a la temperatura del aire, mmHg.Hr: % humedad relativa.

: Velocidad del viento km.h .

Por otro lado, en aquellos casos en los que se disponga de información nece-saria, las pérdidas por percolación pueden ser estimadas aplicando la ley deDarcy,

Q = P I A (7.28)Q: Caudal que percola m 3 s .P: Permeabilidad del suelo m s .A: Área expuesta m2.

LhI= gradiente hidráulico (7.29)

L: Distancia del fondo de la laguna al nivel freático.h: Distancia de la superficie del agua en la laguna al nivel freático.por tanto, la profundidad de la laguna es igual a

250


Cuando se emplea como impermeabilizante algún tipo de suelo (arcilla), porsupuesto de menos permeabilidad que el suelo original, los valores de L y h son:

L = espesor de la nueva capa de arcillah = L + la altura del agua en la laguna.

Ejemplo 7.3

Una laguna de estabilización de 10 000 m2 va a ser construida en unsuelo cuya permeabilidad es de 10 m.seg . El nivel de agua freática seencuentra 3 metros por debajo del nivel del fondo de la laguna. La máximaaltura del agua en la laguna será de 1,5 m. Determine las pérdidas porpercolación que tendrá la laguna en las condiciones anteriores, y en casoque se sustituyan 40 cm de material del fondo por una arcilla con una per-meabilidad de 10 m.seg .

P.I.AQPara el suelo natural:

173359 ,,

LhI

13246 segm1017,31017,310Q

Sustituyendo 40 cm de suelo con una capa de arcilla cuya permeabilidad es10 m·seg ,

251


7544091 ,,,I

136410 segm1075,41075,410Q

7.10. CRITERIOS PARA LA OPERACIÓNY MANTENIMIENTO DE LAS LAGUNASDE ESTABILIZACIÓN

No obstante la simplicidad de estos dispositivos de tratamiento, no estánexentos de un conjunto de requisitos a tener en cuenta para su buena opera-ción, así como medidas a considerar para su mantenimiento. Desconoceresto es frecuentemente la causa por la que no se obtienen las eficiencias dedepuración que debían esperarse.

7.10.1. Lagunas facultativasCaracterísticas de una buena operación

Dos características muy fáciles de observar y que son indicadoras de que lalaguna facultativa opera adecuadamente son:

Poseer oxígeno disuelto en toda la masa líquida alcanzada por la radiaciónsolar.El efluente presenta una coloración verde intensa, parcialmente trans-parente y sin sólidos flotantes. Una coloración ceniza claro indica quela carga a la que está siendo sometida la laguna es mayor a la admitidapara mantener su condición de facultativa.

Problemas frecuentes que pueden presentarse

Aparición de natas. Puede deberse a:

flotación del lodo de la laguna,floración de algas (super producción de algas) yexceso de detergentes.

Olores desagradables. Puede deberse a:

sobre carga de materia orgánica, tiempo nublado o baja temperatura,presencia de sustancias tóxicas,

252


corto circuito ypresencia de materia flotante.

Aparición de moscas e insectos. Puede deberse a:

crecimiento y vegetación de los taludes,sólidos flotantes.

7.10.2. Lagunas anaerobias

Características de una buena operaciónElementos distintivos de una buena operación de las lagunas anaerobias y

que se evidencian de manera inmediata lo constituyen la ausencia de oxígenodisuelto y la coloración oscura del agua.

Problemas frecuentes que pueden presentarse

Los problemas que suelen presentarse en la operación de estas lagunas sonmuy similares a los que se observan en las facultativas, aunque se suman otrascausales. Por ejemplo, debido a las características de los procesos que ocurrenen el metabolismo anaerobio, los malos olores pueden ser producidos ademáspor deficiencia de alcalinidad del medio.

7.10.3. Operaciones de control y mantenimientoParámetros o elementos que deben ser controlados de manera rutinaria

Demanda Química y Bioquímica de Oxígeno en el afluente y efluente.Concentración de oxígeno disuelto.Apariencia.Caudal y pH de afluente y efluente.

Acciones de mantenimiento

Limpiar las obras de entrada y salida.Mantener los taludes libres de vegetación mediante la chapea regular.Retirar sólidos flotantes de la superficie.Romper la nata que se forma, manualmente o mediante el empleo dechorro de agua.

253



1 MENÉNDEZ, C. Ing. Hidráuli-ca, vol. 10, no. 3, 1989.

2 MENÉNDEZ, C. Y L. GUERRA: Relaciones de alcalinidad y Ph en lagunas faculta-tivas, Reporte de Investigación, ISPJAE, Ciudad de La Habana, 1990.

3 THIRUMURTHI, D.: WaterPoll. Control Fed., vol.49, no. 9, 1974.

4 ECKENFELDER, W.W.: Industrial Water Pollution Control, 2d. Ed. Mc GrawHill, 1989.

5 SAENZ, R.: Lagunas de Estabilización, Manual DTIAPA, no. 14, CEPIS,Perú, 1988.

6 MARTÍN, M. Y C. MENÉNDEZ: Ingeniería enProcesos Químicos, vol. 3, no. 2, 1978.

7 MENÉNDEZ, C. Y L. GUERRA:Tecnol. del Agua, vol. 15, no.

136, 1995.8 MCGARRY Y PESCOD: Stabilization Pond. Design criteria for tropical Asia.

Missouri Basin Egn. Health Council, Kansas City, 1970.9 FINNEY, B. AND E. MIDDLEBROOKS

Water Pull, Control Fed, vol. 52, no. 1, 1980.10 WHO:

EMRO Tech. Publication no. 10. World Health Organiza-tion. Regional Office for the Eastern Mediterranean, Alejandría, 1987.

11 HERMANN, E.R. AND E.F. GLOYNA:of design equations, Sewage and Ind. Wastes, vol. 30, no. 8, 1958.

12 MARAIS, G. VR.:World Health Organization, vol. 34,

no. 5, 1966.13 POLPRASERT, C. AND K. BHATTARAI

Jour. Env. Eng. ASCE III, no. 1, 1985.14 JAMES,A.

Int. Conf. On Waste Stabilization Ponds, IAWPRC, Lisbon, Portugal,1987.

255

Digestión Anaerobia

CAPÍTULO 8DIGESTIÓN ANAEROBIA

8.1. INTRODUCCIÓN

La descomposición anaerobia conduce a la degradación de la materia orgá-nica y su transformación, en ausencia de oxígeno libre, en compuestos mássimples como metano y dióxido de carbono.

Fig. 8.1. Secuencia de procesos en la digestión anaerobia.

Se trata de un proceso complejo que es consecuencia de muchas reaccio-nes diferentes, tal como se esquematiza en la figura 8.1.

La principal aplicación de este tratamiento se halla en la estabilización delodos con alto contenido de materia orgánica, así como en el tratamiento de

256


residuales de alta carga. Sin embargo, a través de los años se han desarrolladonuevas tecnologías basadas en el propio metabolismo anaerobio que facilitan eltratamiento ya no solo de los lodos, sino que pueden ser tratados exitosamenteresiduales orgánicos diluidos.

8.2. MECANISMO DE LA DIGESTIÓN ANAEROBIA

Los microorganismos causantes de la descomposición anaerobia generalmenteson clasificados en dos grandes grupos. El primer grupo hidroliza y transformalos compuestos orgánicos en ácidos volátiles, de los cuáles los más comunes sonel acético y el propiónico. El segundo grupo convierte los ácidos volátiles forma-dos en CH4 y CO2. Ambos grupos de microorganismos son necesarios para ladescomposición anaerobia. Las bacterias formadoras de ácido no son capacesde producir CH4 y las formadoras de metano no pueden por sí mismas descom-poner la materia orgánica original en compuestos más sencillos.

Fig. 8.2. Mecanismo de la digestión anaerobia.

257


Analizando en mayor detalle la descomposición de la materia orgánica,puede plantearse que mediante la acción hidrolítica, los microorganismosdegradan los polímeros como los polisacáridos y proteínas, a monómeros.Posteriormente estos monómeros son convertidos en ácidos volátiles. Finalmentees que se produce la formación de CH4 y CO2. Así en la digestión anaerobiase distinguen cuatro niveles tróficos: hidrólisis, acidogénesis, acetogénesis ymetanogénesis. El metano se produce tanto a partir del ácido acético comodel H2 y CO2.1 Figura 8.2.

No en todas las etapas de la digestión ocurre disminución de la DBO. Así, lahidrólisis ocurre sin variación detectable de la DBO. En general durante la aci-dificación la disminución de la DBO es mínima. Por tanto es en la metanogénesisdonde ocurren las mayores disminuciones de la DBO.2

8.3. DISTINTAS VARIANTES DE LOS PROCESOS DE DIGESTIÓN ANAEROBIA

Hoy en día son muchos y variados los procesos de digestión anaerobia quese utilizan, y son diversos los factores que inciden en que se emplee una u otravariante.

8.3.1. Reactores de primera generaciónSon aquellos en que la biomasa se encuentra en relativo reposo, con un

mínimo contacto con el sustrato, o también en suspensión, pero sinrecirculación de sólidos. Por esta razón la relación (edad del lodo/tiempo deretención hidráulico) es igual a 1, como es el caso de los reactores comple-tamente mezclados.

Ejemplos de reactores de primera generación son las fosas sépticas, lostanques Imhoff, los digestores convencionales, las lagunas anaerobias y los reac-tores completamente mezclados aplicados a la estabilización de los lodos deextracción de plantas de tratamiento de aguas residuales.

8.3.1.1. Digestores convencionalesEstos digestores trabajan a flujo discontinuo, y debido a que no son agitados,

están estratificados: una capa superior de nata, relativamente inactiva; una capaintermedia de la que sedimentan los sólidos; y una capa inferior de sólidos dige-ridos. Figura 8.3.

258


Fig. 8.3. Esquema de un digestor de lodo convencional.

Los digestores convencionales son apropiados para el tratamiento delodos orgánicos y residuales líquidos de alta demanda bioquímica de oxígeno(mayor de 20000 mgL ). Se requiere de altos tiempos de retención.

Aunque en general, como ya fue mencionado, los reactores de pri-mera generación fueron inicialmente concebidos sin recirculación delodos, existe una variante de estos que tiene incluida la recirculación paraproducir un incremento de la relación edad del lodo tiempo de retenciónhidráulico y hacer un proceso más estable. Esta variante se conoce comocontacto anaerobio. Figura 8.4. En la tabla 8.1 se reflejan algunas de lascaracterísticas del contacto anaerobio.

8.3.1.2. Digestores completamente mezcladosEn este tipo de digestor la carga de sólidos es mayor que en el convencional.

El lodo se mezcla íntimamente mediante la recirculación del propio gas que segenera en el proceso o a través del empleo de agitadores mecánicos.

259


Fig. 8.4. Esquema de un digestor de contacto anaerobio.

Exceptuando que trabaja con cargas mayores, y la existencia de la agita-ción, son pocas las diferencias entre este tipo de digestor y el convencional.

Tabla 8.1. Características del reactor de contacto anaerobio

8.3.2. Reactores de segunda generaciónSe caracterizan porque los microorganismos son retenidos en el reactor por

la presencia de un soporte al que se adhieren o bien por su sedimentación. Laprimera versión de esta generación es el filtro anaerobio (Young y McCarty).3

Ventajas DesventajasSoporta aguas con sólidos en suspensión.Puede admitir aguas que forman precipitados.Soporta picos orgánicos.Arranque rápido con inóculo adecuado.Se puede incorporar carbón activado en polvo para tratar aguas con compuestos inhibidores.

Recibe relativas bajas cargas orgánicas (6 kg m3d).Grandes tiempos de retención y volúmenes de reactor.Altamente dependiente de la calidad de la sedimentación del lodo anaerobio.Costos energéticos asociados al mezclado y la recirculación.

260


Posteriormente se desarrolló una variante más eficiente con la introducción deun soporte tubular, ordenándose de esta manera el empaque (Van D Berg yLentz).4 Lettinga (1980)5 desarrolló el sistema UASB (Upflow Anaerobic SludgeBlanket) o Reactor Anaerobio de Manto de Lodos y Flujo Ascendente, concaracterísticas de película fija pero sin material de soporte.

8.3.2.1. Filtro anaerobioEste dispositivo consiste en un reactor empacado con material inerte en

el que los microorganismos crecen sobre la empaquetadura. No obstante, laexperiencia demuestra que no toda el área disponible de empaquetadura escubierta por la biopelícula. En el filtro anaerobio usualmente se presenta unarelativamente alta fracción de biomasa que no se adhiere al medio soporte,sino que permanece atrapada en los espacios libres de la misma.6 Los filtrospueden operarse a flujo ascendente o descendente. Figura 8.5.

Fig. 8.5. Esquema de un filtro anaerobio de flujo ascendente.

Estos reactores son estratificados como consecuencia del poco mezcladoque existe en su interior. Por lo tanto, se aprecia una tendencia de losmicroorganismos a distribuirse de acuerdo a sus requerimientos y las caracte-rísticas del sustrato. La zona de mayor actividad es la del afuente, existiendomayor fracción de microorganismos saprofitos facultativos y anaerobios quehidrolizan y degradan la materia orgánica compleja, que en la región más próxi-ma al efluente.

261


La elevada concentración de microorganismos dentro del reactor hace quelos tiempos de retención alcancen valores comprendidos entre 3 h y 6 hobteniéndose altas eficiencias y elevada producción de biogás.

Teniendo en cuenta el alto tiempo de retención de los sólidos, en esta varian-te no se utiliza recirculación de biomasa. Jennett y Dennis7 han reportado remo-ciones de DQO entre 80 y 98 % en el tratamiento de residuales líquidos de laindustria farmacéutica con tiempos de retención entre 12 y 48 horas operandocon cargas de 0,22 y 3,5 kg DQO m d respectivamente.

Algunas de las características de los filtros anaerobios se resumen en latabla 8.2.

Tabla 8.2. Características de los filtros anaerobios

8.3.2.2. Reactores de manto de lodo de flujo ascendenteLa carga permisible en los procesos anaerobios está limitada por la edad del

lodo en los reactores. La necesidad de mantener altas edades de lodo ha sidosiempre el mayor problema práctico de la aplicación de estos procesos, espe-cialmente para residuales con demanda bioquímica de oxígeno relativamentebaja (~ 5000 mgL ). Obviamente, en general, un proceso es más económico enla medida que los tiempos de retención requeridos son menores.

La búsqueda de mayores edades de lodo en los reactores para lograr trata-mientos más intensivos ha conducido a las diferentes variantes de reactoresanaerobios. El digestor de manto de lodo busca este propósito. Este sistema fuedescrito inicialmente por Coulter,8 pero debe su desarrollo actual y popularidad aLettinga.5 Figura 8.6. Su característica principal está dada por la capacidad queposeen de retener biomasa sin necesidad de un soporte, como consecuencia dela formación de granos o pellets. Las principales características de este reactorse resumen en la tabla 8.3.

Ventajas DesventajasSoporta altas cargas, hasta(15 kg DQO/m3·d).Con recirculación es resistente a picos orgánicos o tóxicos.Simple construcción.Versátil. Aplicable a pequeña y mediana escala.Operación simple.Re-arranque rápido.

Arranque lento.Riesgo de tupición.Muy sensible a la presencia de sólidos suspendidos en el afluente.Presencia de sólidos suspendidos en el efluente.

262


Fig. 8.6. Esquema de reactor de manto de lodo.

En este digestor se distinguen 3 zonas bien definidas:

Zona de lecho de lodos.Zona de los microorganismos dispersos.Zona de separación gas - líquido - sólido.

Entre las condiciones que favorecen la buena operación de este tipo dereactor pueden citarse:

Elevada concentración de biomasa, limitada solo por las condiciones delseparador gas-líquido-sólido de la parte superior del reactor. La concen-tración de sólidos totales puede alcanzar hasta 150 g.L .Elevada actividad de la biomasa.Altos tiempos de retención (edad del lodo) de la biomasa.Bajos tiempos de retención hidráulicos. Para ello el sistema de distribu-ción del afluente debe garantizar el íntimo contacto residual-biomasa.Producción de biogás tal, que exista una buena distribución del lodo sobreel lecho y en la zona que corresponde a la biomasa dispersa.

263


Tabla 8.3. Características del reactor de manto de lodo

En los reactores de manto de lodo de flujo ascendente el agua residualse alimenta por el fondo, se distribuye uniformemente por toda el área yasciende a través del manto biológicamente activo en el que experimentalas transformaciones típicas de la descomposición anaerobia. El CH4 yCO2 formados ascienden a lo largo del reactor y son extraídos por el domosuperior.

Su principio de funcionamiento se basa en la capacidad de sedimenta-ción de la biomasa producida en el reactor. Esta se aglomera en forma degranos de 1 a 3 mm de diámetro y presenta elevada actividad metanogénica.El lavado o escape de los flóculos más pequeños de la zona del manto,generalmente se minimiza creando dentro del propio reactor una zona tran-quila que posibilita que estas partículas vuelvan a sedimentar.9

En parte el éxito de este tipo de reactor se debe a los relativamente altosvalores de concentración de sólidos que se obtienen en el lodo, entre 100 y150 gL . Han sido reportadas eficiencias de remoción de DBO mayores del90 % con cargas orgánicas e hidráulicas del orden de 80 kgm d y 5 m3m drespectivamente, con tiempos de retención hidráulico de 8 h.10

8.3.3. Reactores de tercera generaciónEstos reactores contienen microorganismos en forma de biopelícula ad-

herida a un soporte que se expande o fluidiza. Utilizan una corriente derecirculación para provocar un flujo ascendente y mantener fluidizado ellecho de partículas de soporte. Estas partículas pueden ser arena, materialplástico o cerámico. El material soporte brinda una gran área superficialsobre la que se adhiere la biopelícula y mantiene una buena sedimentabilidad,garantizando la retención celular.11 Figura 8.7. Las características de estereactor se reportan en la tabla 8.4.

Ventajas DesventajasSoporta altas cargas(20 kg DQO/m3.d).Su construcción es relativamente simple.Con inóculo apropiado tiene arranque inmediato.Aplicable a todas las escalas.Operación sencilla.

La granulación es lenta y no controlable.No todas las aguas favorecen la granulación.Sensible a las grasas en el afluente.Sensible a las aguas que forman precipitados.

264


En la tabla 8.5 se resumen además datos comparativos de diferentes proce-sos anaerobios.12

Fig. 8.7. Esquema de un reactor de lecho fluidizado.

Tabla 8.4. Características del reactor de lecho fluidizado

Tabla 8.5. Datos de rendimientos típicos de procesos anaerobios empleadosen el tratamiento de residuales industriales. Adaptados12

Ventajas DesventajasAsimila muy altas cargas (40 kg DQO/m3·d).Pequeños tiempos de retención.Instalaciones compactas.Asimila sólidos suspendidos en el afluente.

Arranque lento y difícil.Requiere energía para mantener la fluidización por bombeo.Presencia de sólidos suspendidos en el efluente.

ProcesoAfluente

DQOmgL-1

Tiempo de retención

h

BVkg DQOm-3d-1

%remoción

DQODe contacto

15005000

2-10 0,5-6,0 75 - 90

UASB 500015000

4-12 4,0-20,0 75 - 85

Lecho fijo 1000020000

24-48 1,0-15,0 75 - 85

Lecho fluidizado

5000 10000

5-10 5,0-10,0 80 - 85

265


8.4. FACTORES QUE CONTROLAN EL PROCESODE DIGESTIÓN

Los factores que controlan los procesos de digestión pueden clasificarse endos grandes grupos: Factores básicos y factores ambientales.

8.4.1. Factores Básicos

Dentro de los factores básicos que intervienen en el control de los procesosanaerobios se destacan:

Bacterias.Sustrato.Tiempo de retención.

8.4.1.1. BacteriasLas formadoras de metano son las bacterias clave en la digestión anaerobia.

Crecen más lentamente y son más sensibles a los cambios ambientales que lasformadoras de ácido.

La fermentación metánica es la etapa limitante de la digestión. Lasformadoras de metano son bacterias estrictamente anaerobias, y por tanto, sub-sisten en completa ausencia de oxígeno molecular. Estas bacterias son pocoabundantes en un medio dado, como consecuencia de que la mayor fracción dela energía que se libera en los procesos de oxidación anaerobia queda asociadaal CH4 que se forma, por lo que resta menos energía para ser utilizada en elcrecimiento.

8.4.1.2. SustratoEl sustrato para las bacterias está constituido por los compuestos orgánicos

a ser estabilizados. Los compuestos orgánicos que se someten a digestiónanaerobia comúnmente son de estructura muy compleja, que como ya fue men-cionado, son transformados a través de sucesivas etapas hasta la obtención delos productos finales, constituidos fundamentalmente por CH4 CO2 y otros com-puestos estables y de bajo contenido energético.

El menor crecimiento de las bacterias anaerobias comparados con el de lasaerobias para igual cantidad de sustrato consumido causa menor requerimientode nutrientes. Los sistemas anaerobios producen aproximadamente 20 %menos lodo que los aerobios para el mismo sustrato, y los rquerimientos de

266


nutrientes decrecen en la misma proporción. Se han reportado relaciones DQO:Ntan altas como 700:5. El valor de 250:5 parece ser razonable como relación para

. Para procesos queoperan a cargas más bajas, la relación DQO:N puede incrementarse de formaconservadora multiplicando la relación 250:5 por un factor igual al valor de lacarga, dividido por 1,2.13

8.4.1.3. Tiempo de retenciónEn el análisis del tiempo como factor que interviene en el control de los

procesos anaerobios, hay que considerar tanto la edad del lodo como el tiempode retención hidráulico.

La edad del lodo tiene mucha aplicación en el diseño y control de los reactorescompletamente mezclados, pero en película fija o reactores en los que la biomasano es homogénea no tiene uso. Esto se debe a la dificultad práctica de medir laconcentración de sólidos suspendidos volátiles (SSV) dentro del reactor.

El tiempo de retención hidráulico para la estabilización anaerobia dependede la temperatura y la edad del lodo. Actualmente se conoce que los digestorespueden operar con tiempos de retención de hasta de un día o menos en la medi-da que la edad del lodo sea mayor que un cierto valor crítico ( X,cr). Esta edaddel lodo crítica es el tiempo por debajo del cual la digestión se inhibe comoresultado del lavado de las bacterias, cuyo crecimiento es lento.

bX,cr kYk

1(8.1)

donde:X,cr: edad del lodo crítica.

Y: rendimiento.k: velocidad específica de remoción de sustrato, d .kb: constante de auto-oxidación, d .

Para edades de lodo menores de 10 días la producción de CH4 comienza adisminuir y puede detenerse completamente para valores de tres o cuatro días.14

8.4.2. Factores ambientales

Los factores ambientales para el control de la digestión anaerobia, al igualque los básicos, han de ser tomados en cuenta además para el diseño. Entre losmás importantes se destacan:

Temperatura.

267


pH.Sustancias tóxicas.

8.4.2.1. TemperaturaEl crecimiento de las bacterias metánicas es lento en comparación con la

mayoría de los otros microorganismos. El tiempo requerido por estas bacteriaspara regenerar es función de la temperatura. A 35 C algunas especies requie-ren cuatro días para duplicar su número, mientras que otras necesitan diez díaso más. Una disminución de la temperatura implica un mayor tiempo de regene-ración.

Intervalos de temperatura de interés pueden ser los correspondientes al ni-C, con óptimo entre 28 y 33 C,

con óptimo entre 50 y 60 C).Considerando la producción de gas como indicador de la degradación de

los compuestos orgánicos, podría decirse que el intervalo termófilo es supe-rior. De hecho, pueden obtenerse resultados similares con tiempos de reten-ción hidráulico de 7 a 14 días en el intervalo termófilo, a los que se obtienenen el mesófilo con retenciones de 30 días. No obstante la ventaja de trabajaren el intervalo mesófilo en los países tropicales radica en el hecho que no esnecesario el uso del calentamiento para mantener la temperatura dentro delos valores del intervalo.

Harris y Dague15 han reportado la posibilidad de incrementos notables de lacarga de los filtros anaerobios a 56 °C con resultados de eficiencia de remociónsimilares a los alcanzados a 32 °C con la mitad de la carga.

8.4.2.2. pHLas bacterias metánicas ejercen adecuadamente su función en un intervalo

de pH comprendido entre 6,6 y 7,6, con un óptimo cercano al pH 7.16 Cuando lavelocidad de la producción de los ácidos volátiles es mayor que la de su trans-formación en CH4, el proceso puede desequilibrarse, resultando en una disminu-ción del pH, disminución de la producción de gas y aumento de las fracción deCO2 en el gas producido. El control del pH es por tanto esencial para garantizaruna buena operación de los procesos anaerobios.

8.4.2.3. Sustancias tóxicasAunque se reconoce una relación funcional entre algunos de los problemas

de operación de la digestión anaerobia y la presencia de sustancias tóxicas, no

268


está clara la incidencia en las transformaciones bioquímicas que tienen estoscompuestos tóxicos, especialmente el nitrógeno amoniacal y los ácidos volátilesa altas concentraciones.

La toxicidad de los ácidos volátiles se debe no tanto a su concentracióncomo al efecto del pH, ya que se ha demostrado17 que la toxicidad es origi-nada por la fracción no ionizada de ellos. Kroeker18 ha concluido que unaconcentración de ácidos volátiles no ionizados, en el intervalo comprendidoentre 30 y 60 mgL (como ácido acético) es tóxica e inhibe los procesosanaerobios. En la figura 8.8 se muestra que aunque la concentración deácidos volátiles sea elevada, si el pH se mantiene relativamente alto, la con-centración no ionizada de ácidos volátiles es pequeña y la digestión puedeocurrir sin dificultad. Por tanto, aunque altas concentraciones de por si noson dañinas. Sin embargo, su combinación con bajos valores de pH puedenproducir situaciones indeseables.

Hay sales inorgánicas que a bajas concentraciones favorecen la digestión,pero a valores por encima de un cierto límite pueden inhibir el proceso. Entreestos pueden citarse el Na+, K+, Ca2+, y Mg2+. En la tabla 8.6 se ofrecen interva-los de concentraciones a las cuales estos cationes pueden ser inhibitorios. Otroscationes como el zinc, cobre y níquel son tóxicos aún a bajas concentraciones.

El amoniaco es tóxico a concentraciones superiores a 3000 mgL e inhibi-torio a 1500 mgL . La toxicidad de amoniaco está relacionada con el pH, yaque este compuesto es más nocivo en su forma molecular que como catiónamonio.14

Fig. 8.8. Relación entre la forma molecular y disociada de los ácidosvolátiles y su incidencia en la digestión.

269


Tabla 8.6. Concentraciones inhibitorias de distintos cationes 20

8.5. PARÁMETROS INDICADORES DEL CURSODE LA DIGESTIÓN

Entre los diferentes parámetros que son de utilidad práctica para indicar siun digestor está operando o no en buenas condiciones, y aun para predecirfuturas complicaciones en la operación, pueden citarse:

La producción de gases.Contenido de ácidos volátiles y pH.La alcalinidad del medio.

8.5.1. Producción de gasesEl grado de estabilización de los compuestos orgánicos está directamente

relacionada con la producción de gases y su composición. Así por ejemplo, laproducción de gases puede disminuir abruptamente si el tiempo de retención caepor debajo de un determinado valor. Figura 8.9. Esto está íntimamente vinculadocon la velocidad de crecimiento de las bacterias formadoras de metano, quecomo ya se ha reiterado, es menor que el de las formadoras de ácido.

Concentración mgL-1

CATIÓN Moderadamenteinhibitorio

Fuertementeinhibitorio

Na+ 1500 3000 3000K+ 3500 5500 8000

Ca2+ 2500 4500 12000Mg2+ 1000 - 1500 3000

Fig. 8.9. Influencia del tiempo de retención en la producción de biogás.

270


En condiciones de operación normal la producción de gases, a 101,3 kPa y 0 C,está en el intervalo comprendido entre 0,2 y 0,7 m3 por cada kg de DQOremovido ó 1 m3 por cada kg de sólido volátil estabilizado.

En la tabla 8.7 se muestran algunos rendimientos teóricos de gas y su pro-ducción por kg de sólidos volátiles para sustancias que frecuentemente se en-cuentran presentes en muchos residuales.

Por otro lado, la composición de los gases producidos tampoco es constante.En un digestor anaerobio que funcione en óptimas condiciones, los gases produ-cidos están constituidos en 75 a 85 % por CH4 y el resto fundamentalmente porCO2. Un digestor operando en condiciones desfavorables puede mantener du-rante un tiempo constante la el volumen de gas producido y estar variando lafracción relativa de CH4 CO2.

Tabla 8.7. Rendimientos teóricos de biogás en función de los constituyentesdel residual

En la figura 8.10, donde se representa la variación de la relación de la com-posición de los gases con el pH del medio, puede apreciarse cuánto llega acambiar esa composición ante condiciones desfavorables de operación. En estecaso, del pH.

Compuesto % CH4 en el gas m3(kg SV digerido)-1

Carbohidratos 50 0,89Proteínas 70 1,30Grasas 84 0,60

Fig. 8.10. Variación de la composición de los gases con el pH.

8.5.2. Contenido de ácidos volátiles, pH y alcalinidadEstas tres características de un digestor están muy relacionadas entre sí.

271


La alcalinidad desempeña un papel importante en los procesos anaerobios,compensando no solo la producción de los ácidos volátiles, sino también la deCO2. La alcalinidad natural de estos procesos es debida al bicarbonato, y dalugar a un sistema tampón de pH comprendido entre 6,8 y 7,2.

En la figura 8.11 se aprecia que en los límites de trabajo normal de un trata-miento anaerobio se requiere disponer de una alcalinidad de aproximadamente1500 mgL cuando el gas tiene en su composición 30 % de CO2. Cuando laalcalinidad necesaria no existe en el medio, debe ser adicionada.

Fig. 8.11. Alcalinidad del medio y composición de los gases en funcióndel pH.

Aunque la alcalinidad es esencial para una digestión balanceada, suvalor en sí mismo no es un indicador adecuado que permita predecir posiblesdificultades actuales o futuras del proceso. Esto se debe a que en la medidaen que la alcalinidad al bicarbonato es consumida y destruida, se formaalcalinidad vinculada a los ácidos volátiles. Las determinaciones de alcalinidady ácidos volátiles pueden utilizarse simultáneamente como indicadores de lacondición de la digestión.21

La relación entre la alcalinidad total, la debida al bicarbonato y la concentra-ción de ácidos volátiles es:

AT = AB + 0,71 AV (8.2)donde:

AT: Alcalinidad total, mgL como CaCO3.AB: Alcalinidad debida al HCO3 , mgL como CaCO3.AV: Concentración de ácidos volátiles, como (HCH3 COO).

272


Es deseable que la capacidad tampón del proceso de digestión sea alta.Esto se traduce en que la relación ácidos volátiles / alcalinidad sea baja(entre 0 y 0,1). Valores de esta relación cercanos a 0,5, es una señal de laexistencia de problemas en el proceso. El pH del digestor comienza adescender rápidamente si esa relación llega a valores tan altos como 0,8.

8.6. MÉTODOS DE DISEÑO

Esencialmente hay dos enfoques para el diseño de reactores anaerobios: losque se basan en métodos empíricos, y los que utilizan criterios cinéticos.

8.6.1. Métodos empíricosLos métodos empíricos se utilizan fundamentalmente cuando se necesita

digerir lodos producidos en alguna etapa anterior del tratamiento.A modo de criterio, en la tabla 8.8 se brinda la composición, en sólidos volá-

tiles y fijos, de lodos crudos y digeridos.

Tabla 8.8. Composición de los lodos

8.6.1.1. Método de las cargasEl método de las cargas o tradicional para el diseño de digestores de lodo

brinda buenos resultados en la medida que los criterios que se utilicen se basenen la experiencia previa, sin extrapolar resultados anteriores a una nueva situa-ción. Este método determina el volumen requerido de reactor en función de unacarga asumida.

El factor de carga más utilizado es que se basa en los kg de sólidos volátilesañadidos por cada m3 de reactor por día. La carga recomendada para los reac-tores normales está entre 0,03 y 0,10 kg de sólidos volátiles (SV) por m3 por día,con tiempos de retención de 30 a 90 días. En el caso de reactores de alta cargaes posible utilizar cargas de hasta 1,6 a 6,4 kg de SV por cada m3 por día, paratiempos de retención de 10 a 20 días.

Lodo Sólidos volátiles % Sólidos fijos %Crudos 70 a 75 30 a 25

Digeridos 50 50

273


8.6.1.2. Método de la reducción de volumenA medida que la digestión tiene lugar, el lodo experimenta una reducción de

volumen. Teniendo en cuenta esta característica, el volumen del reactor puedecalcularse,

t.VVVV dff 32

(8.3)

donde:V: volumen del digestor.Vf: volumen diario de lodo crudo.Vd: volumen diario de lodo digerido.t: tiempo de retención.

Ejemplo 8.1

Estime el volumen de un digestor para tratar 5000 kgd (base seca) de unlodo orgánico producido en otra etapa de tratamiento. Asuma que 75 % de lossólidos es volátil. Utilice el método de las cargas.

Carga: 4 kg.m ·dSólidos volátiles en los 5000 kg de lodo = 5000 · 0,75 = 3750 kg

3m5937134

13750digestordelVolumen ,

d-mkg

dkg

Ejemplo 8.2

Determine el volumen de un reactor para digerir 3500 kgd (base seca) deun lodo que contiene 95 % de humedad. Asuma que 75 % de los sólidos esvolátil. Considere que hay una reducción del 60 % de los sólidos volátiles, conuna humedad de 92 %. Tiempo de retención de 25 días.

Si el lodo que contiene 95 % de humedad, su peso específico es 1,02 kgL ,por tanto el volumen de lodo a digerir es:

33 m6368

100500213500 ,

.,.,V f

La masa de lodo después de la digestión será 40 % de los volátiles queentraron más los fijos que no se degradan (25 % de los sólidos totales).

Sólidos volátiles en los 3500 kg de lodo = 3500 · 0,75 = 2625 kgSólidos fijos = 3500 · 0,25 = 875 kg

274


El lodo digerido, con 92 % de humedad, tiene un peso específico de1,04 kgL

33 m1423

10080041402625875 ,

.,.,,.Vd

tVVVV dff 32

2514236368326368 ,,,V

V = 958 m3

8.6.2. Ecuaciones de diseño basadas en criterios cinéticosEl uso principal que han recibido los modelos basados en criterios cinéticos,

llamados en ocasiones modelos conceptuales, es en el control y simulación delos procesos.

8.6.2.1. Tiempo de retención y volumen del digestorPara un digestor anaerobio que opere a flujo continuo y mezcla completa, el

tiempo de retención viene dado por

SS

kXS 0

(8.4)

donde:S = S0 mgL .

S: DBO ó DQO en el efluente.S0: DBO ó DQO en el afluente al reactor.X: concentración de sólidos suspendidos volátiles en el reactor.k: constante específica de remoción de sustrato, d .

El volumen efectivo del digestor se obtiene,V = q · Q m3

(8.5)Q: flujo de entrada al digestor, m3d .

275


8.6.2.2. Edad del lodo y producción de sólidosAunque la producción de biomasa durante la digestión anaerobia es mucho

menor que en los procesos aerobios, siempre hay que considerarla, pues ella vaa garantizar en cierta medida que el reactor no se lave con la consecuenteinhibición del proceso.

XkYX bV kgm d (8.6)

donde:X: producción de sólidos, kgm d .

Y: rendimiento.BV: razón de carga volumétrica, kgm d .

Valores tìpicos de Y y kb.Y: kb:

Cuando la producción de biomasa es X, y se desea una concentración deSSV en el reactor igual a X, la edad de lodo requerida es,

XX d (8.7)

El valor de la edad de lodo siempre debe ser superior al valor crítico definidopor la ecuación 8.1.

8.6.2.3. Volumen de gas producidoLa producción de gases en los procesos de digestión es muy variable y

depende en alguna medida de la composición del agua residual.22 En términosgenerales, y tomando como base la DQO, puede estimarse la producción totalde gas a TPN como,

GT = 0,5 ( BV 1,42 X)· V m3d (8.8)

SBv

donde:Si lo que se desea es el volumen de CH4,

G = 0,35 ( BV 1,42 DX)·V m3d (8.9)

276


8.6.2.4. NutrientesEl N y P que se requiere en los procesos anaerobios es menor que los que

exigen los aerobios,N = 0,12 X·V kgd (8.10)

P = 0,025 X·V kgd (8.11)

Ejemplo 8.3

Determine las dimensiones de un digestor completamente mezclado paraobtener 87 % de remoción de DQO de un agua residual cuyo flujo es de750 m3d .

DQO del afluente = 16000 mgLY = 0,1 kb = 0,02 d k = 6 d

X = 6000 mgL Edad del lodo mínima = 15 dCálculo del tiempo de retención a partir de la información cinética:

SS

Xk0

d.

32080

1600060006

13920

Volumen efectivo del digestor:V = q · Q = 3 · 750 = 2250 m3

Comprobación de la edad del lodo:

XX

XkYX bV

13- dmg34460000203

1392010 ,,X

Por tanto,

d,X 4173446000

La edad del lodo es superior a la mínima fijada por las condiciones dediseño.

277


Producción de CH4 a TPN:G = 0,35 ( BV DX)·V

G · 2250

G = 3269 m3d

8.6.3. Método experimental para determinar los parámetroscinéticos

El procedimiento de laboratorio que se detalla a continuación es en esen-cia el descrito por Eckenfelder y Ford.23

ProcedimientoPara las pruebas en laboratorio se emplea un reactor con un volumen

efectivo de 1 a 5 litros. El montaje del equipamiento necesario estáesquematizado en la figura 8.12.

1. Tomar un volumen de lodo digerido activo de una instalación en opera-ción. Filtrar el lodo a través de una malla gruesa para eliminar partículascomo semillas, paja, etc. Si fuera necesario, diluir con agua corriente.

2. Introducir el lodo en el digestor. Mantener la temperatura constante a 35 °Cy agitado en contenido del reactor durante todo el tiempo que dure laexperiencia.

3. No alimentar agua residual ni extraer licor mezclado del reactor hastaque se aprecie producción de gas. Asegurar que el dispositivo esté her-mético para evitar fuga de gas.

4. Una vez que se aprecie producción de gas, introducir residual aplicandouna carga a 4 kg DBO m d , por un periodo no menor a un tiempoequivalente a un tiempo de retención. Es aconsejable, durante este perio-do inicial de aclimatación, alimentar el reactor 2 ó 3 veces en el día, demanera tal que la carga total no sobrepase los 4 kg DBO m d .

5. El pH es un parámetro que siempre debe ser vigilado, pero más cuidado-samente durante la aclimatación. En caso de disminuir por debajo de 6,añadir alcalinidad para mantenerlo entre 6,5 y 7,5. El licor mezclado debetender a crear su propio sistema tampón.

6. Proceder a la alimentación del residual con un flujo continuo, con unaextracción diaria de un volumen igual al alimentado.

278


Fig. 8.12. Digestor anaerobio a escala de laboratorio.

7. Registrar la siguiente información:

Tabla 8.9. Información a obtener en el laboratorio

8. Registrar el volumen de gas producido diariamente y su composición (CH4,CO2)

9. Tabular los datos obtenidos según se muestra en la tabla 8.10 del ejemplo 8.4.10.Calcular las constantes k,Y y kb graficando la data según la información de

las tablas 8.10 y 8.11. En las figuras 8.13 y 8.14 aparecen los gráficos co-rrespondientes.

Ejemplo 8.4

En pruebas de laboratorio realizadas en buenas condiciones de operación,se obtuvieron los datos de la tabla 8.10 para un digestor anaerobio.

Determine:

a) Velocidad específica de remoción de DBO.b) El rendimiento y la constante de autooxidación.

Residual crudo (afluente) Efluente (licor mezclado)pHDBO ó DQO

PHDBO ó DQOAlcalinidadAcidezSSVÁcidos volátiles

279


Tabla 8.10. Tabla de trabajo del ejemplo 8.4

a) Considerando que se cumple que 0S

SXk

dtdS

se prepara la tabla 8.111


(d)S0

(mgL-1)S

(mgL-1)X

(mgL-1)X

(d)G

(m3d-1)0,25 15000 13500 1200 2 140,50 15000 12000 1500 3 152,0 15400 9000 1164 4 173,0 14800 7250 1260 6,25 244,5 15150 4500 3156 20 275,0 14750 3750 4400 28 25

Se grafica 0

contraSSBX según la figura 8.13. La pendiente da el

valor de k = 6,7 d

b) Para el cálculo de Y y kb, se grafica X

1

a) contra BX de acuerdo con la tabla 8.12 y la figura 8.14


BX(kgkg-1d-1) 5,0 4,0 2,75 2,0 0,75 0,50

0SS

0,9 0,8 0,58 0,49 0,30 0,25

BX(kgkg-1d-1) 5,0 4,0 2,75 2,0 0,75 0,50

X

10,5 0,33 0,25 0,16 0,05 0,036

280


Fig. 8.13. Cálculo de la constante de velocidad ( BX vs S/So).

Fig. 8.14. (1/èX vs BX ).

8.6.4. Consideraciones de diseño para reactores UASBEl diseño de los reactores de manto de lodo de flujo ascendente en

general se basa en elementos hidráulicos para DQO menores de 1000 mgLy tiempos de retención inferiores a 8 h. La velocidad ascensional en lazona de paso del dispositivo separador superior debe ser mantenida menorque 3 m3m h para lodos floculentos (no granulares). Esta velocidad pue-de llegar hasta 6 m3m h para los lodos granulares típicos. En todos loscasos se recomienda que en la zona de sedimentación la velocidad seamenor que 1 mh .

BX

281


Cuando el criterio de diseño es hidráulico el volumen efectivo del reactor secalcula,

V = · Q (8.12)Para aguas residuales con elevada DQO, el criterio de diseño se fundamen-

ta en la carga orgánica volumétrica (BV). Por lo tanto, el cálculo del volumenserá,

VBQS

V 0(8.13)

En la figura 8.15 se refleja la variación de la carga volumétrica recomenda-da en el diseño de reactores UASB, en función de la temperatura, para reacto-res con 25 kg SSV·m .

Para el tratamiento de aguas residuales diluidas, similares a las domésti-cas, la altura recomendada para los reactores es de 3 a 5 m. Para DQOentre 1000 y 5000 mgL , los mejores resultados se obtienen con alturas dereactor de 5 a 6 m.

Fig. 8.15. Carga orgánica volumétrica en función de la temperaturapara el diseño de reactores UASB.10

En los reactores UASB el sistema de distribución del afluente y el separadorgas-sólido-líquido, revisten especial importancia.

Del sistema de distribución depende que el manto de lodos tenga un contac-to más íntimo con el agua residual, evitando las zonas muertas y canalizaciones.La distribución se hace a través de boquillas. Las boquillas pueden distribuirseen el fondo del reactor con una densidad que puede variar desde 1 ó 2 por m2

para aguas con DQO menores de 1000 mgL , y hasta 6 por cada m2 en el casode BV 4 kg DQOm d .

282


Entre los objetivos del separador gas-sólido-líquido pueden señalarse:

Facilitar la separación y descarga del biogás.Prevenir, mediante decantación, el lavado de flóculos y granos.

Como ya fue destacado, en el separador se considera de importancia lavelocidad en los pasos entre colectores y en la zona de sedimentación. Se reco-mienda que el área de paso entre los colectores sea aproximadamente 20 % delárea superficial del reactor.

8.7. PUESTA EN MARCHA DE LOS DIGESTORESANAEROBIOS

Sin duda, uno de los aspectos más complejos de la operación de los digestoreses la puesta en marcha.

Aun cuando cada digestor tiene sus especificidades y por lo tanto, su propiaestrategia de puesta en marcha, se destaca un conjunto de aspectos que demanera general ha de considerarse en todos ellos. Estos son:

Inóculo.Carga orgánica.Control de los ácidos grasos volátiles.

Como inóculo de los digestores es preferible el empleo de una poblaciónde microorganismos que haya sido previamente adaptada al sustrato que vaa ser utilizado. Además se prefiere el empleo de una mezcla de diferentesfuentes con biomasa activa que emplear una sola.24 El volumen inicial deinóculo nunca debe ser menor del 10 % del volumen efectivo del reactor.Una vez cargado el reactor con el inóculo y el sustrato de interés, se reco-mienda no iniciar el flujo continuo, sino mantener el sistema a no flujo hastaque se aprecie producción de gas.

Teniendo en cuenta que en la etapa inicial del proceso la población demicroorganismos necesita adaptarse a las condiciones de operación que se im-ponen, la carga inicial debe ser menor a la de la operación normal que se preten-de en el futuro. Puede iniciarse la puesta en marcha con un valor aproximado decarga orgánica de 0,15 kg DBO.(kg SSV.d) . Esta carga deberá serincrementada en la medida que se observe una adecuada autoregulación del pHasí como la alcalinidad del medio, y exista control sobre la concentración de losácidos volátiles. Debe propiciarse además un determinado nivel de mezcla den-tro del reactor para facilitar el contacto contaminante-biomasa. El funciona-miento adecuado del digestor puede ser estimulado si junto al sustrato se adicionaalgún otro residual de fácil degradación.

283


Considerando que en un inicio el sistema buffer o tampón de pH que estossistemas poseen no está desarrollado, lo más común es que se aprecie unatendencia a decrecer el pH debido a la formación de los ácidos grasos. El pH hade mantenerse en un valor cercano a 7 mediante la adición de una base.


1 HENZE Water Sci. Tech., vol. 15,no. 3, 1983.

2 ECKENFELDER, W.W.: Water Quality Engineering for Practicing Engineers,CBI Pub. Co. Inc., EU.

3 YOUNG, J.C. AND P.L. MCCARTY:Jour. Water Poll, Control Fed., vol. 41, no. 1, 1969.

4 VAN DER BERG, L. AND C.P. LENTZ:anaerobic fixed film reactors of varying surface-to-volume ratios for the

th Purdue Ind. Waste Conf.,1979.

5 LETTINGA, G. ET AL.Biotechnol. Bioeng, vol. 25,

no. 10, 1980.6 YOUNG,

Water Sci. Tech., vol. 24, no. 8, 1991.7 JENNET, J.C. AND H.D. DENNIS

Jour. Water Poll, Control fed., vol. 47, no. 1, 1975.8 COULTER, J.E. AND M.B. ETTINGER

Sewage and Ind. Wastes, vol. 29, no. 4, 1957.9 GUIOT, R.S., Y. ARCAND AND C. CHAVARIE

WaterSci. Tech., vol. 26, no. 3-4, 1992.

10 LETTINGA, G. AND P.L. HULSHOFF

Water Sci. Tech., vol. 24, no. 8, 1991.11 IZA, J.: Water

Sci. Tech., vol. 24, no. 8, 1991.12 METCLAF AND EDDY: Ingeniería de Aguas Residuales. Tratamiento, Vertido

y Reutilización, 3ra. Edic., vol. 1, p. 487, Mc Graw Hill, 1996.13 HENZE, M. AND P. HARREMOES

Water Sci. Tech., vol. 15, no. 8/9.1983.

14 SPEECE, R.E.: th Int., Symposium onanaerobic digestion, Guanghou, China, 1985.

284


15 HARRIS, W. L. AND R. DAGUE

Water Environment Res.,vol. 65, no. 6, 1993.

16 JEWELL Sci. Tech., vol. 21,no. 1, 1987.

17 MC CARTY, P.L.:Materials and their Control, Pub. Works, vol. 91, no. 11, 1964.

18 KROEKER, E.J. ET AL WaterPoll. Control, vol. 51, no. 4, 1979.

19 GUPTA, A.R., R. FLORA, M. GUPTA, G. SAYLES AND M. SUIDAN

sis and sulphate reduction in chemostats I. Kinetic studies and experi-Water Res., vol. 28, no. 4, 1994.

20 MCCARTY, P.L. ET AL.:Water Poll. Control Fed., vol. 35, no. 12, 1963.

21 JENKINS, S.R., J.M. MORGAN AND X. ZHANG

Water Poll. Con-trol Fed., vol. 63, no. 1, 1991.

22 ZEPENG, C. ET AL.:disposal of organic wastewater Proc. 4th Int. Symposium on anaerobic

23 ECKENFELDER, W.W. AND D.L. FORD: Water Pollution Control, Jenkins BookPub. Co. E.U., 1970.

24 WEILAND, P. AND A. ROZZI

Water Sci. Tech., vol. 24, no. 8, 1991.

285

Manejo de Lodos

CAPÍTULO 9MANEJO DE LODOS

9.1. INTRODUCCIÓNUn aspecto importante en el tratamiento de los residuales industriales líqui-

dos (RIL) lo constituye la manipulación de los lodos o fangos que se obtienen,sean estos de naturaleza orgánica o inorgánica.

Los lodos producidos en los tratamientos biológicos de aguas residuales pue-den provenir de los sedimentadores primarios y secundarios así como de lostratamientos terciarios. Estos lodos están constituidos fundamentalmente demateria orgánica, con una fracción volátil entre 60 y 80 %.

En los tratamientos físico-químicos como puede ser la coagulación, los lodosque se producen son eminentemente de naturaleza inorgánica.

Uno u otro lodo posee en su composición agua en un alto porcentaje. Estodificulta tanto su manipulación como su disposición.

La magnitud del problema se evidencia en un cálculo sencillo al considerarlos residuales de una industria cuyos lodos corresponden a una población equi-valente a 500000 personas. En ese caso se producen aproximadamente 0,09 kgde lodo por habitante. Si se asume un contenido de humedad de 97 %, estosignifica que se manejan diariamente 3000 m3 de lodo.

La naturaleza de los lodos, orgánica o inorgánica, define el tratamiento alque deben ser sometidos antes de su disposición final, pero en uno y otro casodeben ser transportados y manipulados antes y después del tratamiento que seemplee para los mismos.

9.2. CONTENIDO DE HUMEDAD Y VOLUMENDE LOS LODOS

La gravedad específica de los sólidos en los lodos puede ser determinadamediante la expresión:

SvWv

SfWf

SsWs

(9.1)

286


donde:Ws: masa de sólido (sólido seco), kg.Ss: gravedad específica de los sólidos secos.Wf: masa de sólidos fijos (fracción no volátil de los sólidos), kg.Wv: masa de sólidos volátiles, kg.Sf: gravedad específica de los sólidos fijos.Sv: gravedad específica de los sólidos volátiles.

Teniendo en cuenta que la fracción filtrable de los lodos es relativamentepequeña comparada con la no filtrable, los sólidos pueden ser tomados como elresiduo total después de secada la muestra a 105 ºC.

Si en determinada circunstancia la fracción filtrable es de tal magnitud queno puede ser despreciada, debe trabajarse con los sólidos suspendidos o nofiltrables.

La gravedad específica de la materia orgánica puede ser tomada como1,2 a 1,4, mientras que la de la materia inorgánica varía entre 1,5 y 2,5.

Una vez que se conoce la gravedad específica de los sólidos secos, puedecalcularse la de los lodos mediante la relación:

SsWsWw

WwWsS

(9.2)

donde:S: gravedad específica de los lodos.Ws: masa de sólido seco.Ww: masa de agua.Ss: gravedad específica de los sólidos secos.

No es difícil demostrar que para los lodos orgánicos cuyo contenido de hu-medad sea del 90 % o mayor, su gravedad específica puede ser tomada como1,0 sin cometer mucho error.

El volumen de lodo, calculado a partir de su contenido de sólido y % dehumedad es,

SPWsV

W100100 (9.3)

V: volumen de lodo, m3.P: contenido de humedad, %.

w: densidad del agua, kgm-3.

287

Manejo de Lodos

A los efectos prácticos puede asumirse sin mucho error, que la densidad delagua es 1000 kgm-3 en el intervalo de temperatura entre 20 y 40 ºC.

La ecuación 9.3 puede ser utilizada también en aquellos casos en los que sedesee calcular el flujo de lodo, Qs (m3d-1), si el término Ws está dado como flujomásico (kgd-1).

9.3. LODOS PRIMARIOS Y SECUNDARIOS. CRITERIOSDE ESTIMACIÓN

Siempre que no se disponga de toda la información necesaria para el cálculopreciso de los lodos en un sistema dado, se hace necesario acudir a métodos decálculo aproximados.

La producción de sólidos en los sedimentadores primarios y secundariospuede estimarse de manera aproximada utilizando las siguientes ecuaciones,

Ws = Wsp + Wss (9.4)Ws: producción total de sólido seco, kgd-1.Wsp: producción de sólido seco en el sedimentador primario, kgd-1.Wss: producción de sólido seco en el sedimentador secundario, kgd-1.

Por otro lado,Wsp = f · SS · Q · 10-3 (9.5)

SS: sólidos suspendidos en el agua sin sedimentar, mg L-1.Q: flujo de agua residual que entra al sedimentador primario, m3 d-1.f: fracción de los sólidos suspendidos que es removida en el sedimentador

primario y· 10-3 (9.6)

DBO: concentración en el agua residual que entra a la unidad de tratamientosecundario, mg L-1.

: fracción de la DBO aplicada que aparece como exceso de lodo en launidad de tratamiento secundario.

El cálculo estimado se basa, fundamentalmente, en la experiencia de trabajoque se tenga con cada residual en particular, estando la mayor variación en la

Para residuales domésticos: f = 0,4;Para residuales industriales f depende de los sólidos sedimentables.Para residuales domésticos:

Filtros percoladores de baja velocidadde alta velocidad

288


Lodo activado aeración extendidaconvencional

Para residuales industriales:Lodo activado convencional papel

azucarerocerveceríatenería

Ejemplo 9.1

Una industria del papel arroja diariamente 3000 m3 de un agua residualcon una DBO de 300 mg L-1 y una concentración de sólidos suspendidos de270 mg L-1. Para el tratamiento de esos residuales está concebido una sedi-mentación primaria donde se elimine 65 % de los sólidos suspendidos y 45 %de la DBO.

El % de agua de los lodos primarios será de 94 %.La concentración esperada de los lodos secundarios es de 15000 mg L-1.Calcule el estimado de lodo a extraer en aquel caso en que se decida unir y

espesar los lodos primarios y secundarios de conjunto hasta obtener una con-centración de sólidos de 9 %. Estime además el flujo de lodo a extraer.

Wsp = f · SS · Q · 10-3

= 0,65 · 270 · 3000 · 10-3

= 526,5 kgd-1

SPWspQsp

W100100

77811000060

5526 ,,

,Qsp m3 d-1

· 10-3

= 0,55 · 300 · 0,35 · 3000 · 10-3

= 173,25 kg d-1

SPWssssQ

W100100

5511110000150

25173 ,,

,Qss m3d-1

289

Manejo de Lodos

Volumen de la mezcla de lodos primarios y secundarios,

Qs = Qsp + Qss= 8,77 + 11,55= 20,32 m3 d-1

Masa de sólidos en la mezcla,

Ws = Wsp + Wss= 526,5 + 173,25= 699,75 kg d-1

% en peso de sólidos en la mezcla antes del espesamiento:

%,x,,%peso 43

1000100

322075699

Flujo de lodo espesado a extraer

77711000090

75699 ,,

,Qs m3d-1

Observe que un aumento en la concentración de sólidos por espesamientodel 3,4 % al 9 %, da lugar a una disminución en el volumen de lodos a manipularde 20,32 a 2,77 m3 d-1.

La variación de la concentración de sólidos que puede obtenerse en unasecuencia de tratamiento se muestra a continuación.

Tabla 9.1. Secuencia de tratamiento

Los lodos primarios y los inorgánicos, generalmente tienen una mayor con-centración en cada una de las etapas de la secuencia de tratamiento que losobtenidos de la coagulación mediante aluminio o la de aquellos que proceden delodos activados.

Los procesos que normalmente se utilizan en la secuencia de deshidratacióndependen de:

Naturaleza y características del lodo.Método que se aplicará en la disposición final.

sedimentación espesamiento deshidrataciónConc.

Sólidos (%)0,5 6,0 20 12,0 18,0 50,0

290


El espesamiento por gravedad y por flotación, la filtración al vacío o porpresión, el tratamiento mediante calor, y el secado en lechos al aire libre, sonalgunos de los tratamientos que hoy día se utilizan para disminuir el contenido deagua de los lodos.

En los países en desarrollo los procesos más comúnmente empleados son elespesamiento por gravedad y los lechos de secado debido a su relativo bajocosto de inversión, operación y mantenimiento. No obstante en ocasiones losvolúmenes de lodos son tales que se hace necesario acudir a los procesos másintensivos y tecnológicamente más complejos.

9.4. ESPESAMIENTO POR GRAVEDAD

Los principios que rigen este proceso así como los elementos fundamentalesque facilitan el diseño y operación de los espesadores pueden ser tratados conmás detalle. Sin embargo, aquí se dan algunos elementos de carácter prácticopara el trabajo más cotidiano.

Debe tenerse presente que los espesadores se diseñan sobre la base delárea unitaria m2kg-1d-1, mediante la relación del área superficial con los sólidosque entran y salen del espesador.

La carga másica de lodo, kgm-2d-1 recomendada para el trabajo de losespesadores varía con la facilidad que posea el lodo de perder el agua, y puedevariar entre 20 kgm-2d-1 para lodos digeridos procedentes de un lodo activado,hasta 150 kgm-2d-1 para un lodo primario.

El flujo por unidad de área que normalmente se recomienda para losespesadores varía entre 15 y 40 m3m-2d-1. Cargas superficiales menores puedentener como consecuencia malos olores al producirse condiciones sépticas. Entales casos es recomendable el empleo de agua de dilución para aumentar elflujo por unidad de área.

En los espesadores continuos es usual dejar una capa de lodo en el fondo delmismo para propiciar el aumento de su concentración. Normalmente el tiempode retención de los sólidos oscila entre 0,5 y 2 días. Este tiempo de retención,llamado por algunos relación de volumen de fango (RVF), se calcula dividiendoel volumen ocupado por el manto de lodo en el espesador, entre el flujo diario delodo extraído.

Ejemplo 9.2

El lodo primario que se obtiene en una planta de tratamiento de aguasresiduales es 16 m3 d-1 con una concentración de sólidos de 45000 mg L-1.

Calcule el área requerida del espesador, asumiendo una carga másica delodo de 50 kgm-2d-1.

291

Manejo de Lodos

Considere además que en el sobrenadante sale 5 % de los sólidos que en-tran al espesador y que los lodos de fondo tienen una concentración de 8 %.

Determine el agua de dilución que se necesita adicionar para obtener unacarga superficial de 15 m3 m-2 d-1.

Carga de lodo al espesador = 16 x 45000 x 10-3 = 720 kg d-1

Área de tanque requerida = A

41450720 ,A m2

Diámetro = D

m2844414 50

,,D,

Volumen de lodo espesado = V (ec. 9.3)

55811000080558950720 ,

,,,V

m3d-1

Flujo por unidad de área = q

111414

16 ,,

q

m3 m-2 d-1

El flujo de agua suplementario que se necesita para lograr una carga super-ficial de 15 m3m-2d-1 será,

3d-1

Si el manto de lodo espesado tiene una profundidad de 1,25 m, estime eltiempo de retención de los lodos en el espesador,

d12558

414251 ,,

,,

9.5. LECHOS DE SECADOEl método más común de secado de lodos espesados es el de los lechos de

secado, teniendo en cuenta su economía y que no requiere de personal especia-lizado. Se utiliza fundamentalmente en plantas pequeñas de tratamiento de alba-ñales y para algunos residuales industriales.

292


El secado en los lechos se produce a través de los procesos de percolacióny evaporación. Por esta razón su diseño y empleo está influido por las condicio-nes climáticas prevalecientes.

La fracción de agua que se elimina por percolación varía de 0,2 a 0,5 endependencia el contenido inicial de sólidos y de sus características, así como dela radiación solar que incide sobre el mismo.

En el tema no se insistirá en el diseño empírico de los lechos de secado. Noobstante, a continuación se resumen algunos criterios que mejor se ajustan aldiseño de estos dispositivos en países que reciben una buena radiación solardurante la mayor parte del año.

Tabla 9.2. Parámetros empíricos para el diseño de lechos de secado

Cuando los lodos a secar proceden de un tratamiento de residuales indus-triales es recomendable, siempre que se pueda, realizar pruebas de secado delos mismos antes de proceder a diseñar con criterios que quizás no se ajustan aun caso particular.

Swanwick1,2 ha desarrollado una metodología para el estudio de la deshidrata-ción de los lodos en lechos de secado. Esta metodología se describe a continuación:

1. Utilice un tubo de vidrio de 2,50 cm de diámetro con arena en el fondo.2. Introduzca en el tubo el lodo a secar hasta tener una altura de aproxima-

damente de 30 a 45 cm.3. Permita el drenaje del agua durante un periodo entre 12 y 48 horas, de-

pendiendo del contenido de humedad.4. Extraiga la torta drenada y determine su contenido de humedad.5. Exponga la torta a la evaporación natural en contacto directo con el aire.

Controle periódicamente el contenido de humedad hasta que se alcanceel valor deseado.

6. Determine la humedad. La diferencia entre el valor obtenido aquí y en elpaso 4 es el agua a evaporar.

7. Infórmese de la evaporación y el régimen de lluvia anual de la zona apartir de datos meteorológicos.

8. Se acepta que la evaporación que ocurre en el lodo húmedo es 75 % de laque ocurre en el agua así como que 43 % del agua de lluvia es drenada y75 % restante se evapora.

Tipo de lodo digerido Área m2 (persona)-1

Primario 0,040Primario y filtro percolador 0,044Primario y lodo activado 0,112Lodo de precipitación química 0,076

293

Manejo de Lodos

9. Calcule, mes a mes, la evaporación acumulativa multiplicada por elfactor 0,75. Grafique este resultad en función del tiempo. Haga lomismo con la lluvia caída, pero multiplicándola por el factor 0,57.

10.Estime, para cada mes, teniendo en cuenta los resultados en 9 y 6, eltiempo requerido para el secado del lodo.

11. Tabule, para cada mes, el área total requerida.12.El área de diseño será la máxima hallada en el paso 11.

9.6. VOLUMEN DE AGUA PRODUCIDA

Como consecuencia del proceso de deshidratación de los lodos, por cual-quier método que se utilice, se produce un volumen dado de agua que es precisoconocer. Esta agua no siempre está libre de sólidos. Si se trata de un espesadorpor gravedad operando en óptimas condiciones, el líquido claro obtenido puedecontener entre 5 y 10 % de los sólidos iniciales del lodo. Con otros procedimien-tos el contenido de sólidos puede ser mayor o menor.

El volumen de agua producida puede calcularse como sigue:Se sabe que,

WsCs

WwCw

(9.7)

Cs: contenido de sólidos del lodo, %.Cw: contenido de agua en el lodo, %.Ws: masa de sólido, kg.Ww: masa de agua, kg.

Entonces,

WsCs

WwCs100

(9.8)

De aquí,

WsCs

Ww 1100(9.9)

Si se acepta que la densidad del agua es 1000 kg m-3,Vw = Ww · 10-3 (9.10)

donde:Vw: volumen de agua, m3.

294


Por tanto

3101100 WsCs

Vw (9.11)

El agua que está asociada al cambio de concentración de un lodo desde (Cs)1a (Cs) 2 es:

Ws(Cs)(Cs)

Vw21

11101

(9.12)

Ejemplo 9.3

100 m3 d-1 de un lodo con un contenido de sólidos del 5 % es deshidratadopor diversos tratamientos hasta alcanzar 20 %. Determine el volumen de líquidoclaro producido.

(Cs)1 = 5 %(Cs)2 = 20 %Ws = 100 · 50000 · 10-3 = 5000 kg d-1

Aplicando la ecuación 9.12,

5000201

51

101Vw

Vw = 75 m3 d-1

Notas bibliográficas1 SWANWICK, J.D.: Advances in Water Pollution Research, vol. II, Pergamon

Press, N.Y., 1963.2 _____________ : Water Poll. Research,

London, 1966.

ANEXOS

297

ANEXO 1VOLÚMENES MÍNIMOS DE MUESTRAS

Y CRITERIOS PARA SU CONSERVACIÓN

Parámetro Volumen mínimo de muestra, mL

Conservación Tiempo máximo de conservación

Aceites y grasasAcidezAlcalinidadDBODQOCarbono orgánico, total

NitratoNitrito Amoniaco

N-org

FosfatoOxígeno disueltopH

1000

1002001000100

100

100100500

500

100

300

añadir H2SO4 hasta pH2 y refrigerarrefrigerarrefrigerarrefrigerarañadir H2SO4 hasta pH2 y refrigerarrefrigerar y añadir HCl hasta pH 2

refrigerarrefrigerarAñadir H2SO4 hasta pH2 y refrigerarañadir H2SO4 hasta pH2 y refrigerarrefrigerarAnalizar inmediatamenteAnalizar inmediatamente

28 d

24 h24 h6 h7 d

7 d

48 h12 h7 d

7 d

48 h

298

ANEXO 2DISTRIBUCIÓN NORMAL ACUMULATIVA

N P(X) N P(X) N P(X)0,00 0,5000 0,55 0,7088 1,05 0,85310,05 0,5160 0,60 0,7257 1,10 0,86430,10 0,5398 0,65 0,7422 1,15 0,87490,15 0,5596 0,70 0,7580 1,20 0,88490,20 0,5793 0,75 0,7734 1,25 0,89440,25 0,5987 0,80 0,7881 1,30 0,90320,30 0,6179 0,85 0,8023 1,35 0,91150,35 0,6368 0,90 0,8159 1,40 0,91920,40 0,6554 0,95 0,8289 1,45 0,92650,45 0,6736 1,00 0,8413 1,50 0,93320,50 0,6915

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