Procesos para el tratamiento biológico de aguas residuales industriales - Carlos M. Gutiérrez

Edición y corrección: Dania Relova Fernández Diseño de interior y cubierta: Frank Herrera Diagramación: Israel de Jesús Zaldívar Pedroso © Carlos L. Menéndez Gutiérrez y Jesús García, 2007

Versión impresa ISBN 978-959-07-0339-3 Félix Varela

Versión electrónica ISBN 978-959-16-0619-8 Editorial Universitaria

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

PRESENTACIÓN

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

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


LOS AUTORES

Carlos L. Menéndez Gutiérrez Graduado de Ingeniero Químico en la Universidad de La Habana y de Especialista en Saneamiento Ambiental en el Centro Nacional de Investigaciones Científicas de Cuba. Obtuvo el título de Doctor en Ciencias Técnicas en el Instituto de Tecnología Química de Praga. Ha impartido cursos en el tema de tratamiento de aguas residuales en universidades cubanas y latinoamericanas. Miembro del Comité Doctoral del Instituto Tecnológico de Toluca, México, y del Tribunal de Grados Científicos para Ingeniería Química de Cuba. Miembro de varias sociedades científicas. Es autor de artículos técnicos. Jesús M. Pérez Olmo Graduado de Ingeniero Químico en la Universidad de La Habana y Máster en Ingeniería Saneamiento Ambiental. Ha impartido cursos sobre tratamiento de aguas residuales en universidades cubanas. Es Especialista Principal en el tratamiento de aguas residuales de la Compañía Especializada en Soluciones Integrales Geográficas y Medio Ambientales (CESIGMA S.A.) y ha brindado asesoría en plantas cubanas y de otros países latinoamericanos.

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



ÍNDICE

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



4.4. 4.5. 4.6. 4.7. 4.8. 4.9.

Aplicación de los modelos cinéticos / 135 Factores que inciden en la eficiencia de purificación / 138 Presencia de compuestos orgánicos en el efluente / 144 Producción de biomasa y lodo / 146 Determinación de constantes a escala de laboratorio / 157 Requerimientos nutricionales / 160

CAPÍTULO 5. Transferencia de oxígeno / 165 5.1. Introducción / 165 5.2. Consideraciones fundamentales de la transferencia de oxígeno / 165 5.3. Requerimiento de oxígeno / 173 5.4. Implementos de aereación / 180 5.5. Consumo de potencia / 192 CAPÍTULO 6. Filtros percoladores / 199 6.1. Introducción / 199 6.2. Partes de las que consta un filtro percolador. Mecanismo de remoción de la DBO / 201 6.3. Parámetros básicos del proceso. Definiciones / 206 6.4. Clasificación de los filtros percoladores / 207 6.5. Recirculación / 208 6.6. Factores que inciden en la eficiencia de purificación / 209 6.7. Diseño de filtros percoladores / 214 6.8. Cálculo de las constantes del modelo de primer orden / 224 CAPÍTULO 7. 7.1. 7.2. 7.3. 7.4. 7.5. 7.6. 7.7. 7.8.

Lagunas de estabilización / 235 Características generales / 235 Lagunas aerobias / 235 Lagunas anaerobias / 236 Lagunas facultativas / 236 Régimen de flujo en las lagunas / 240 Diseño de lagunas de estabilización / 241 Relación área: volumen para las lagunas / 247 Remoción de patógenos / 248 VI



7.9. Balance hídrico de las lagunas / 248 7.10. Criterios para la operación y mantenimiento de las lagunas de estabilización / 251 CAPÍTULO 8. 8.1. 8.2. 8.3. 8.4. 8.5. 8.6. 8.7.

Digestión anaerobia / 255 Introducción / 255 Mecanismo de la digestión anaerobia / 256 Distintas variantes de los procesos de digestión anaerobia / 257 Factores que controlan el proceso de digestión / 265 Parámetros indicadores del curso de la digestión / 269 Métodos de diseño / 272 Puesta en marcha de los digestores anaerobios / 282

CAPÍTULO 9. 9.1. 9.2. 9.3. 9.4. 9.5. 9.6.

Manejo de lodos / 285 Introducción / 285 Contenido de humedad y volumen de los lodos / 285 Lodos primarios y secundarios. Criterios de estimación / 287 Espesamiento por gravedad / 290 Lechos de secado / 291 Volumen de agua producida / 293

ANEXO 1. Volúmenes mínimos de muestras y criterios para su conservación / 295 ANEXO 2. Distribución normal acumulativa / 296

VII


Indicadores de la Contaminación

CAPÍTULO 1

INDICADORES DE LA CONTAMINACIÓN

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

1.2. CONTENIDO DE SÓLIDOS El conocimiento del contenido de sólidos de un agua o agua residual aporta valiosa información sobre sus características, lo cual permite conocer de forma general su naturaleza y si estas requieren de algún tratamiento en particular que facilite su remoción o eliminación. Cuando se habla de sólidos contenidos en un agua residual se está haciendo referencia a aquello que permanece como residuo después de la evaporación y secado de la muestra a 103 oC. Los sólidos en las aguas residuales pueden estar en forma suspendida, coloidal y disuelta. Todos ellos a su vez son de naturaleza inorgánica u orgánica. La fracción orgánica de los sólidos se determina mediante la pérdida por ignición a 600 oC. 2


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

§ ©

C n H a Ob N c ¨ n

a 4

3 · §a 3 · c ¸ O 2 o n CO 2 ¨ c ¸ H 2O c NH 3 2 4 ¹ ©2 2 ¹

b

(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 en mg de O2 L± . Lógicamente la velocidad y extensión a la cual ocurre esta degradación depende de la temperatura y del tiempo, de ahí que se ha aceptado para estos dos parámetros 20 o C y cinco días respectivamente, tal como ya fue expresado.

3

Menéndez Gutiérrez, C. y J. Pérez Olmo

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

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

dLt dt

k cLt

(1.2)

donde: Lt: DBO remanente, mg L±. t: tiempo, días. k´: constante de velocidad, día±. Como toda constante de velocidad de reacción, kc es función de la temperatura. Aunque el análisis típico o estándar se realiza a 20 oC el valor de kc puede calcularse a otra temperatura mediante la relación: kt

en la que

k 20 ș T 20

(1.3)

T = 1,056

La integración de la ecuación 1.2 conduce a:

Lt

Lo10 k t

Lo e - kc t

4

(1.4)


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

Lo Lt

DBOt

Lo 1 10 k t

(1.5)

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

Y

Lo L5

DBO5 d , 20qC

Lo 1 105 k

(1.6)

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

Fig. 1.3. Relación entre Lo y Lt. Como ya fue expresado, es la DBO ejercida la que se determina normalmente en el periodo de incubación de cinco días y a la temperatura de referencia de 20 oC. El conocimiento de la DBO total (Lo), se requiere solamente en casos específicos y conlleva un tratamiento matemático especial de los datos experimentales. Para que la muestra de agua residual sea analizada exitosamente es necesario que contenga una determinada población microbiana o en su defecto esta 5


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

2NH3 3O2 o 2NO2 2H2 O 2H 2NO2 O2 o 2NO3 Siendo la reacción total: 2NH 3 4O 2 o 2NO 3 2H 2H 2 O

(1.7)

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

Fig. 1.4. Efecto de la nitrificación sobre la DBO. Obsérvese que de estar presente el fenómeno de la nitrificación la DBO determinada resultará mayor que la que corresponde a la degradación de la materia orgánica, lo cual introduce un error por exceso con respecto a lo deseado. 6


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

Fig. 1.5. Influencia de k sobre la DBO. En la figura 1.5 puede apreciarse cómo para el mismo tiempo, por ejemplo cinco días, la DBO será distinta en función del valor de la constante de velocidad k. La variación que puede experimentar la constante k ha sido motivo de amplias 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 degradada más rápidamente que aquella que se presenta en forma coloidal o en suspensión. Otro aspecto de importancia en la determinación de la DBO es la concentración de microorganismos que aporte el inóculo, ya que de ser muy baja, la DBO ejercida en el tiempo también será baja debido a que las bacterias tardan un tiempo apreciable en multiplicarse como para ejercer una oxidación notable. Este fenómeno se destaca en la figura 1.6. En el caso mostrado por la curva A, la concentración de microorganismos es tres órdenes de magnitud mayor que en B. Esta es la razón por la cual este es un aspecto que debe ser tenido en cuenta en el momento de realizar el análisis de la DBO. En el caso de efluentes de plantas de tratamiento o residual humano este aporte está garantizado de por sí, pudiendo no ocurrir lo mismo cuando la muestra tiene otra procedencia. 7


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

Fig. 1.7. Efecto de la aclimatación del inóculo sobre la DBO. Se puede apreciar que las curvas que aparecen en las figuras 1.6, 1.7 y 1.8 presentan una tendencia que no se corresponde exactamente con lo que predice una cinética de primer orden (figura 1.4), ya que las primeras presentan una meseta más o menos acentuada y que pudiera ser falsamente interpretado como 8


un proceso de nitrificación. La explicación de la aparición de estas mesetas pudiera ser la siguiente: durante el primer y segundo día de incubación, la materia orgánica soluble es rápidamente oxidada y la remanente es convertida en FpOXODV
Fig. 1.8. Efecto sobre la DBO de un inóculo adaptado. Se ha comprobado que mientras menor sea la constante de autooxidación de la biomasa, la meseta será más acentuada. Por otra parte, mientras sean los valores mayores de esta constante la meseta tiende a no aparecer. Otro aspecto importante relacionado con la DBO está en el hecho de que por mucho tiempo se pensó que después de un largo periodo de incubación (por ejemplo, 20 días) la DBO determinada era la DBO última o total de la muestra (Lo), y que al mismo tiempo era igual a la DQO teórica, cuando en realidad existe discrepancia entre el valor determinado y la demanda teórica de oxígeno. El siguiente ejemplo pondrá en evidencia esta discrepancia. La oxidación de la glucosa a dióxido de carbono y agua requiere de 192 g de oxígeno por mole de glucosa (180 g/mol) ó 1,065 mg de oxígeno por miligramo de glucosa según la estequiometría de la ecuación 1.8: C 6 H12 O 6

6 02 o 6 CO 2

6 H2 O

(1.8)

Así, una solución de glucosa de 300 mg L±tiene una demanda teórica de oxígeno de 320 mg L±, sin embargo la determinación de la DBO con periodos 9


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

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

1.3.3. Cálculo de la constante de oxigenación A partir de la importancia que existe, a la hora de caracterizar un agua residual, del conocimiento de la relación entre la DBO cinco días, DBO última y la constante de velocidad, k, han sido propuestos muchos métodos para el 10


cálculo de k.1, 3 A continuación se presenta uno que, aunque no muy exacto, es sencillo y permite tener una idea del valor de esa constante antes de pasar a una determinación más exacta, pero también más laboriosa. El método de Rhame para determinar k, o método de los dos puntos de Rhame,4 se basa en la relación entre los valores de la DBO para dos tiempos dados. El segundo tiempo es el doble del primero. Con el método de Rhame pueden calcularse la DBO última y la constante de de-oxigenación: X2 2 X Z

(1.9)

1 X log T t ZX

(1.10)

L

y

k

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

1.4. DEMANDA TEÓRICA DE OXÍGENO (DTO) Y DEMANDA QUÍMICA DE OXÍGENO (DQO) Cualquier compuesto orgánico teóricamente puede ser oxidado hasta la obtención final de productos estables como H2O , CO2 , NH3 y SO 24 . La cantidad 11


de oxígeno necesaria para la oxidación se denomina demanda teórica de oxígeno (DTO). La DTO puede ser calculada considerando las relaciones estequiométricas:

§ y z· y C x H y O z ¨ x ¸ O 2 o x CO 2 H 2O © ¹ 4 2 2

DTO

4x y 2z MM

(1.11)

(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: § y3p z· Cx H y Oz N p ¨ x ¸ O 2 o x CO 2 © 4 2¹ y 3p H 2 O pNH 3 2

DTO

4 x y 3 p 2 z 8 MM

(1.13)

(1.14)

Si además el azufre participa en su composición, § y 3 p 2q z· 2 q ¸ O2 C X H y O z N p Sq ¨ x © 4 2¹ y3p H 2O p NH 3 q H 2SO 4 x CO 2 2

§4 x y 6q 3 p 2z · ¸8 DTO ¨ © ¹ MM

(1.15)

(1.16)

La demanda química de oxígeno brinda una medida más real de la cantidad de oxígeno requerida para la oxidación de los compuestos orgánicos a CO2 y H2O, de acuerdo con las ecuaciones 1.11, 1.13 y 1.15, cuando se utiliza un oxidante fuerte. 12


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

Compuesto

Oxidación % 3,7 Metilamina 1,9 Dimetilamina 5,2 Trimetilamina 4,4 Piridina 30,0 metil piridina 27,8 3 metil piridina

Compuesto Etilamina Dietilamina Trietilamina 2,4 dimetilpiridina 2,4,6 trimetilpiridina

Oxidación % 36,1 27,8 37,4 58,0 85,2

Otras bases heterocíclicas nitrogenadas como la quinolina, pirol, pirolidina, indol, inidiazol, purina y pirimidina, son oxidadas fácil y completamente. Sin embargo, en los compuestos heterocíclicos que contienen dos o más átomos de nitrógeno en la molécula, solamente una parte de ellos se desprende como amoníaco y el resto como nitrógeno.7 El azufre de los compuestos orgánicos es oxidado a sulfato. La excepción está constituida por el grupo CH3±6TXHHVR[LGDGRDiFLGRPHWLOVXOIyQLFR Durante la prueba de la DQO se determinan tanto los compuestos degradables como los no degradables biológicamente. También se incluyen aquellos compuestos inorgánicos reductores que pueden ser oxidados por el dicromato en medio ácido, como es el caso común del anión cloruro.

1.5. CARBONO ORGÁNICO TOTAL (COT) Hoy día el COT es utilizado como una medida del contenido de sustancias orgánicas en el agua. Sin embargo, este parámetro no brinda información acerca del oxígeno necesario para la oxidación de las mismas. Así, por ejemplo, la 13


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

(1.14)

2,21 gg 1

(1.15)

C6 H12 O 2 8O 2 o 6CO 2 6H 2 O DTO

En el primer caso se requieren 2,66 g de oxígeno para la oxidación de 1 g de carbono. En el segundo caso cada gramo de carbono necesita 3,55 g de oxígeno para la oxidación total. En el orden teórico existe una relación entre la DTO y DQO, así como entre la DTO y el COT.1 Por tanto, existe también una relación entre la DQO y el COT. En el mismo plano teórico cabe suponer que la relación DTO/COT varía entre los límites de cero, cuando los compuestos orgánicos no son oxidables por el dicromato, hasta 5,33, que es la relación para el metano según la ecuación: CH 4 2 O 2 o CO 2 2 H 2 O

(1.16)

En la tabla 1.3 se representa esta relación para algunos compuestos orgánicos comunes. Tabla 1.3. Relación DTO/COT de algunos compuestos8 Compuesto Ácido acético Glucosa Sacarosa Piridina Benceno Etilamina Metano

Relación DTO / COT 2,67 2,67 2,67 3,33 3,33 4,00 5,33

El valor límite de 5,33 para la relación DTO/COT es también válido para mezclas de compuestos, aunque en la medida que aumenta en complejidad la composición del residual, la DTO va perdiendo su interés práctico y la relación DTO/COT llega a ser inoperante. Para las aguas residuales, constituidas por mezclas de sustancias cuya composición no siempre se conoce y de concentración variable, la DTO tiene escaso valor práctico. De ahí la importancia de la DQO y la DBO como parámetros indicadores de la contaminación en unidades de oxígeno. 14


En la práctica la relación DQO/DTO es muy variable debido a que, como ya se dijo, hay muchos compuestos orgánicos que no son fácilmente oxidados por el dicromato. La relación puede ser tan alta como 1 (para el etanol, ácido oxálico y ácido benzoico)9 y tan baja como 0,02 para la piridina.8 Por tanto, las relaciones DTO/COT que aparecen en la tabla 1.3 para compuestos puros, no son igualmente válidas para DQO/COT. Hay una correspondencia entre las relaciones anteriores y el número de oxidación promedio (NOP) del carbono (figura 1.10). Este puede calcularse por la ecuación: NOP 4 2

nO 2 nC

(1.17)

donde: nO 2 : Número de átomos de oxígeno necesarios para la oxidación completa

de un compuesto dado en CO2 , H2O, NH3 y H2SO4. nC: Número de átomos de carbono en el compuesto dado.

Fig. 1.10. Dependencia del NOP de la relación DTO/Corg para algunos compuestos. 15


Cuando se aplica la ecuación 1.17 a las moléculas de glucosa, formaldehído y ácido acético, puede llegarse a la conclusión que en esos compuestos el carbono tiene el NOP igual a cero. El carbono en todas las aminas alifáticas y alcoholes tiene el NOP igual D±(QHOiFLGRFDSURLFRHVGH±\HQHOiFLGRFtWULFRGH Para los compuestos puros, la ecuación 1.17 se transforma en: NOP

42

DTO Corg

(1.18)

Para aguas residuales la ecuación 1.18 se modifica: NOP 4 2

NOP

4

DQO / 16 Corg / 12 3 DQO 2 Corg

(1.19)

en la que tanto la DQO como la concentración de carbono orgánico se expresan en mg L±. En el mismo plano teórico puede afirmarse que cuando el NOP del sustrato es menor que cero se hace necesario suministrar oxígeno para la síntesis celular: 5nC 6 H12 O 2 6nNH 3 10nO 2 o 6C5 H 7 NO 2 n 18nH 2O

(1.20)

Para sustratos cuyo NOP es mayor que cero, el contenido de oxígeno en su molécula es tal que no requiere un suministro adicional del mismo para que ocurra la síntesis celular: 5nC6 H 8 O 7 6nNH 3 o 6C5 H 7 NO 2 n 8nH 2 O 7,5nO 2

(1.21)

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

C5 H 7 NO2 n 5nO 2 o

5nCO 2 2nH 2O nNH3

16

(1.22)


1.6. NITRÓGENO El nitrógeno en las aguas residuales se puede presentar principalmente en forma orgánica, formando parte de proteínas, y en forma amoniacal. El nitrito (NO2±) y los nitratos (NO3±) rara vez aparecen en las aguas residuales crudas, y cuando existen, se trata fundamentalmente de aguas residuales industriales. El conocimiento del contenido de nitrógeno en sus variadas formas resulta de gran interés. Así por ejemplo, cuando un agua destinada a consumo humano presenta nitrógeno orgánico, o nitrógeno amoniacal, es indicio de contaminación fecal reciente, lo cual es un alerta sobre su peligrosidad. La urea contenida en la orina del hombre y animales, se descompone aportando nitrógeno amoniacal según muestra la siguiente ecuación: (1.23)

CON 2 H 4 H 2 O o CO 2 2NH 3

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

o

NH 3

(1.24)

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

2NH 3(g) 3O 2 o 2NO 2 2H 2H 2 O

(1.25)

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

2NO 2 O 2 o 2NO 3

(1.26)

La secuencia de la nitrificación se puede mostrar gráficamente, tal como indica la figura 1.11. La presencia de diferentes formas del nitrógeno tiene otra connotación cuando se trata de aguas residuales. En este caso es importante conocer el contenido de nitrógeno por ejemplo cuando se requiere diseñar un sistema de tratamiento biológico donde se debe cumplir que el contenido de nitrógeno guarde relación definida con la DBO y el fósforo, para que el proceso de depuración transcurra de manera adecuada. 17


Fig. 1.11. Transformación de diferentes formas del nitrógeno. Por otra parte el contenido de nitrógeno y las diferentes formas en que se puede presentar a lo largo del sistema de tratamiento aporta criterio sobre algunos 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 N-NH3

N-NO3

Nitrógeno total

Impacto 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. El nitrógeno en forma de nitrato en aguas potables puede causar metahemoglobinemia en niños pequeños. El nitrógeno como nutriente es causa de un crecimiento excesivo de organismos acuáticos que consumen oxígeno durante la noche y excretan sustancias que causan olor y sabor.

18


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

19


1.7.1. Diferentes compuestos de fósforo presentes en las aguas residuales En las aguas residuales se pueden encontrar compuestos de fósforo tales como: Tabla 1.5. Diferentes compuestos de fósforo Nombre Ortofosfatos Fosfato trisódico Fosfato disódico Fosfato monosódico Fosfato diamónico Polifosfatos Hexametafosfato de sodio Tripolifosfato de sodio Pirofosfato tetrasódico

Fórmula Na3PO4 Na2HPO4 NaH2PO4 (NH4)HPO4 Na3(PO3)6 Na5P3O10 Na4P2O7

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

1.8. CARACTERÍSTICAS DE LAS AGUAS RESIDUALES 1.8.1. Aguas residuales municipales Están constituidas por materia orgánica en forma suspendida, coloidal y disuelta. La carga contaminante de estas aguas puede ser expresada en función de la contribución per cápita. La DBO, contenido de sólidos y el gasto de agua per cápita que normalmente se reporta en la literatura varía de un país a otro, de una zona o región a otra e incluso con el tiempo en una misma localización. Esto está, por supuesto, en función de los hábitos alimentarios, de las costumbres y condiciones higiénicosanitarias de la población. Los valores típicos de la contribución per cápita diaria a los residuales municipales son 0,5 m3 hab±, 104 g hab± de DBO y un contenido de sólidos suspendidos de 90,7 g hab±.10 Estudios parciales realizados en Cuba arrojan valores de 30 g hab± para la DBO y de 24 g hab± para los sólidos suspendidos.11 Como referencia, la composición promedio de un agua residual municipal se muestra en la tabla 1.6. La incorporación de residuales industriales pueden modificar sustancialmente los valores de estas concentraciones. 12 20


Tabla 1.6. Características promedio de un residual municipal

Propiedad pH Sólidos totales (mg L-1) Sólidos totales volátiles (mg L-1) Sólidos suspendidos (mg L-1) Sólidos suspendidos volátiles (mg L-1) DQO (mg L-1) DBO (mg L-1) Cloruros (mg L-1)

Máximo 7,5 640 503 258 208

Promedio 7,2 453 340 145 120

Mínimo 6,8 322 225 83 62

436 276 45

288 158 35

159 75 25

1.8.2. Características de los residuales industriales líquidos (RIL) Para tener un conocimiento real de las características de un agua residual no basta con conocer la magnitud, en términos de concentración, de los parámetros indicadores seleccionados. Si bien el conocimiento de las concentraciones puede ser útil en determinadas circunstancias, una mayor información se obtiene del conocimiento del flujo másico (kgd± ). Así, por ejemplo, suponiendo dos residuales con las siguientes características: Residual A: Residual B:

DBO5 = 500 mgL± DBO5 = 250 mgL±

Flujo = 200 m3d±. Flujo = 600 m3d±

Pudiera pensarse que el residual A es más contaminante que el B debido a que tiene mayor concentración de DBO. Obviamente el residual A presenta una DBO superior al B, sin embargo el valor de su flujo o gasto es menor. El producto de la concentración por el flujo da el valor del flujo másico. De esta manera, para el ejemplo anterior se tiene que: Flujo másico de A = 100 kgd± Flujo másico de B = 150 kgd± Este simple ejemplo pone de manifiesto que el conocimiento de la concentración de un parámetro solamente no es suficiente para tener una idea real del poder contaminante de un agua residual. Lo anterior destaca la importancia de conocer, con el mayor grado de certeza posible, el flujo de agua residual que como promedio se genera. Por lo que se debe utilizar un procedimiento de muestreo que responda en el mayor grado 21


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

VT Q i Q N

(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 periodo de muestreo se tomen volúmenes de muestras, se conserven en frío y se mida el flujo puntual en el instante de tomar cada muestra. Tabla 1.7. Características químicas de las aguas residuales municipales

Constituyentes Ácidos volátiles

Ácidos solubles no volátiles Ácidos grasos superiores Proteínas y aminoácidos Carbohidratos

Tipo Fórmico, acético, propiónico, butírico y valérico Láctico, glicólico, cítrico y benzoico Palmítico, esteárico y oleico Al menos veinte tipos Glucosa, lactosa, sacarosa

22

Concentración (8,5-20) mg L-1 (0,1-1,0) mg L-1 60 % del contenido de ácidos grasos (45-50 %) del nitrógeno total ±


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

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

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

23


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

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

1.8.2.4. Variación estadística de los parámetros Esta información se obtiene de diversas formas, una de ellas consiste en graficar en papel de probabilidades la frecuencia de ocurrencia. 24


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

m n 1 : posición de cada valor en la tabla y que es equivalente al porcentaje de ocurrencia. Tabla 1.8. Porcentaje de ocurrencia m

DBO -1 (mg L )

m n 1

Ocurrencia (%)

1 2 3 4 5 6 7 8 9

175 225 285 340 350 375 405 460 515

0,1 0,2 0,3 0,4 0,5 0,6 0,7 0,8 0,9

10 20 30 40 50 60 70 80 90

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

X 84 ,1 X 15 ,9 2

Para el ejemplo anterior: DBO promedio = 347,8 mg L± 25

(1.28)


sn 1

450 230 110 2

s: desviación estándar.

Fig. 1.12. Porcentaje del tiempo que la DBO será igual o menor al valor indicado. Cuando el número de observaciones es muy grande (de cincuenta a cien) se recomienda agrupar la data por incrementos. Estos incrementos pueden tomarse de 50 mg L±. Ejemplo 4.1 Suponga una data que tiene noventa y seis observaciones agrupadas por intervalos de 50 mg L±. donde: n: Número total de muestras m: Número de muestras en el intervalo analizado y los anteriores m 100 : posición al graficar.. n 1

26


Tabla 1.9. Intervalos y números de muestras Intervalo 200 - 249 250 - 299 300 -349 . . . 1150 ± 1 199

Muestra en el intervalo 5 4 6 . . . 4

m 5 9 15 . . . 96

Posición en el gráfico 5,2 9,3 15,5 . . . 99,0

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

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

27


Tabla 1.10. Indicadores de carga contaminante de algunos procesos

Proceso Instalaciones de cría de reses Instalaciones de cría de pollos Granjas lecheras Mataderos Sin recuperar sangre Sin recuperar panza se agrega Proceso de aves de corral Enlatado de frutas y verduras Refinación de aceite vegetal Producción de vino Producción de cerveza

Unidad

DBO (kg/u)

DQO (kg/u)

Sólidos suspendidos (kg/u)

250

-

1716

1,4

-

14,6

539 6,4

-

5,2

11

-

-

4,7

-

-

11,9

22.4

12,7

12,5

-

4,3

12,9

21

16,4

0,26

-

-

8,6

-

14,7

cabezas

PVS

1000 aves t de producción m3 de vino 3

m de cerveza

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

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

28


Tabla 1.11. Consumo de agua de la industria azucarera y derivados Industria Central azucarero Destilería Levadura

Índice de consumo 0.5 m3/t caña molida 1.6 m3/HL de alcohol 70 m3/t de levadura (tecnología francesa) 80 m3/t levadura (tecnología austríaca)

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

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

1.9.1. Canal Parshall El canal Parshall está formado por una sección de entrada de paredes verticales convergentes y fondo a nivel, un estrechamiento de paredes paralelas y fondo descendente. El canal posee además una sección de salida de paredes divergentes y fondo ascendente. En la figura 1.13 se muestra un esquema de un canal Parshall. Este tipo de medidor es especialmente útil para aguas que contienen sólidos en suspensión, debido a que la presencia de estos no afecta las mediciones. Por otra parte, el aumento de la velocidad del agua a su paso por la parte más estrecha del canal, la garganta, dificulta la sedimentación de las partículas. La determinación del caudal se realiza considerando la altura alcanzada por el agua (H), tomada en una arqueta aneja conectada por un tubo piezométrico. 29


El caudal instantáneo en cada momento se obtiene por aplicación de la ecuación: Q

0,37 3,28 H

1,567 W

0,026

(1.29)

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

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

30


Fig. 1.14. Canal Parshall.

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

Fig. 1.15. Esquema de un vertedor. 31


En el uso de los vertedores se emplean términos que requieren ser defiQLGRVWDOHVFRPR³FUHVWD´³DOWXUDGHODFUHVWD´³FRQWUDFFLyQGHODVXSHUIL FLH´\³FDUJDGHOYHUWHGHUR´6HGHQRPLQD³FUHVWD´DOERUGHSRUHOTXHIOX\H HOOtTXLGR³DOWXUDGHODFUHVWD´DODGLVWDQFLDGHVGHHOIRQGRGHOFDQDODOD FUHVWD³FRQWUDFFLyQGHODVXSHUILFLH´DODIRUPDFXUYDTXHGHVFULEHHOOLTXL GRVREUHODFUHVWD\³FDUJDGHOYHUWHGRU´ (H) a la diferencia entre la altura de la superficie alcanzada por el liquido y la altura de la cresta medida aguas DUULEDGHOYHUWHGRUDQWHVGHOD³FRQWUDFFLyQ´ Una vez medido el valor de la carga del vertedor, H, se puede obtener el caudal de agua residual que pasa en cada instante. Hay dos elementos que deben ser tomados en consideración cuando se desea o necesita instalar un vertedor para la medición de caudales. Estos son: partiendo del hecho de que la contracción de la vena líquida comienza a una distancia aproximada de 2H aguas arriba del vertedor, la medida debe efectuarse a una distancia mayor que esta, la altura mínima de la cresta debe ser de 2,5 H para permitir la contracción completa de la lámina. Los vertedores más utilizados son: Rectangular. Triangular. Trapezoidal. Vertedor rectangular Estos pueden ser sin contracción lateral o con ella. En aquellos casos en los que no exista contracción lateral, la cresta ocupa todo el ancho del canal. El caudal viene dado por la ecuación, Q 1,84 L H 1,5

(1.30)

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

32


Fig. 1.16. Relación de las dimensiones de un vertedero rectangular sin contracción lateral. En los vertedores rectangulares con contracción lateral, la cresta no ocupa toda la anchura del canal. Las dimensiones de las contracciones laterales se especifican en la figura 1.17. La ecuación que permite calcular el caudal en este tipo de vertedor es, Q 1,84 L 0 ,1 n H H 1,5

(1.31)

donde n es el número de contracciones laterales.

Fig. 1.17. Relación de las dimensiones en un vertedor rectangular con contracción lateral. 33


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

Q

1,38 H 2,5

(1.32)

donde: Q: gasto, m3 · s±. H: altura del líquido con relación al vértice, m. Para 60 °

Q

0,79 H 2 ,5

(1.33)

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

Fig. 1.19. Relación de las dimensiones en un vertedor trapezoidal. 34


Vertedor trapezoidal Este vertedor tiene una forma similar al rectangular (figura 1.19). La expresión que se emplea para calcular el caudal es: Q 1,859 L H 1,5

(1.34)

L: la longitud de la cresta del vertedero, m Medidores de caudal en línea Los métodos usualmente utilizados en la determinación de caudales en tuberías a presión corresponden a los llamados métodos dinámicos, que suponen una aplicación del teorema de Bernouilli entre dos puntos de una tuEHUtD/RVGLVSRVLWLYRVPiVHPSOHDGRVVRQORV³WXERV9HQWXUL´

Fig. 1.20. Tubo Venturi.

1.10. DISMINUCIÓN DEL VOLUMEN Y FORTALEZA DE LOS RESIDUALES Con frecuencia, haciendo sencillas modificaciones en la industria, se pueden lograr reducciones apreciables en el volumen y fortaleza de las aguas residuales, obteniendo como consecuencia de ello disminuciones en los costos de inversión y operación de las instalaciones de tratamiento, entre estas modificaciones puede señalarse: Recirculación: el agua que esté relativamente poco contaminada puede ser recirculada con un mínimo de tratamiento o sin tratamiento alguno. Clasificación de las diversas corrientes y segregación de las mismas: el agua de enfriamiento y otras poco contaminadas pueden segregarse 35


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

Notas bibliográficas 1 CHUDOBA, J., C. MENÉNDEZ Y J. PÉREZ O.: Fundamentos teóricos de algunos procesos para la purificación de aguas residuales, Ed. ISPJAE, Ciudad de La Habana, 1986. 2 THOMAS, M.A.: ³*UDSKLFDO GHWHUPLQDWLRQ RI %2' FXUYH FRQVWDQWV´Water and Sewage Works, 1950. 3 MOORE, E.W., H.A. THOMAS, AND W.B. SNOW.:³6LPSOLILHGPHWKRGIRUWKHDQDO\VLV RI%2'GDWD´Sewage and Ind. Wastes, vol. 22, no. 10, 1950. 4 RHAME, G. A.: ³7ZR3RLQW0HWKRGIRUHVWLPDWLRQRIILUVWVWDJH%2'´Sewage and Ind. Wastes, vol. 28, no. 9, 1950. 5 Standard Method for the Examination of Water and Wastewater, Ed. APWA-AWWA, 1995. 6 MOORE, W.A.:³'HWHUPLQDWLRQRIR[\JHQFRQVXPHGYDOXHRIRUJDQLFZDVWHV´ Anal. Chemistry, 1951. 7 ARGAMAN, Y. AND A. BRENNER:³([SHULPHQWDOHYDOXDWLRQRIPRGHOLQJDOWHU natives and process parameters for the single-sludge nitrogen removal V\VWHP´ IAWPRC Specialised Seminar, Copenhagen, Denmark, August, 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.:³9DULDWLRQRIZDVWHZDWHUSDUDPHWHUV´Pub. Works, vol. 99, no. 81, 1968. 11 RODRÍGUEZ, C.: ³&DUDFWHUL]DFLyQGHODVDJXDVUHVLGXDOHVGH%HMXFDO´ Ingeniería Hidráulica, vol. 19, no. 4, 1998. 36


12 HUNTER, J.V. AND H. HEUKELEKIAN: ³7KH FRPSRVLWLRQ RI GRPHVWLF VHZDJH IUDFWLRQV´-RXUWater Poll. Control Fed., vol. 37, no. 8, 1965. 13 WALTER, L.:³&RPSRVLWLRQRIVHZDJHDQGVHZDJHHIIOXHQWV´SDUWHV\ Water Sewage Works, vol. 109, no. 11 y 12, 1961. 14 OMS, REPORTE: Evaluación rápida de fuentes de contaminación de aire, agua y suelo, México, 1988. 15 Programa integral de desarrollo de los derivados de la caña de azúcar. Sub-programa alcohol y levaduras, Cuba, 1985.

37

Pretratamiento de Aguas Residuales

CAPÍTULO 2

PRETRATAMIENTO DE AGUAS RESIDUALES

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

2.1. COMPENSACIÓN Los residuales líquidos industriales se caracterizan por la diversidad de corrientes con diferencias en su composición y concentración. Aun una misma corriente puede presentar variaciones horarias en sus propiedades. Cuando los residuales manifiestan mucha variación en su composición se recomienda el empleo de tanques compensadores. La experiencia ha demostrado que los procesos de tratamiento se realizan mejor si las fluctuaciones extremas en la carga del sistema pueden ser evitadas o en última instancia ser atenuadas mediante la compensación. En los tanques compensadores los residuales se retienen durante un periodo en el que se llega a obtener un efluente relativamente estable. La neutralización de corrientes ácidas o básicas, la estabilización de la DBO y la separación de metales pesados, son algunos de los objetivos de la compensación. Aguas residuales con alta acidez o alcalinidad que no son compensadas requieren de la neutralización mediante la adición de reactivos químicos. La mezcla en el tanque de compensación generalmente se promueve con aire. Un método común es el empleo de aereadores superficiales, con un consumo de potencia de 4.10± ± ± W m±. Cuando se utiliza aire mediante difusores, el consumo aproximado de este puede tener un valor cercano a los 4 m3 m± d±.1 39


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

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

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

Fig. 2.2. Compensador de volumen constante. 40


Aplicando un balance diferencial para el componente de interés:

Q CS V

Q CE

dCS dt

(2.1)

por lo que integrando: CS

³

C0

t

dCS C E CS

Q dt Vt 0

CE CS CE C0

³

(2.2)

por lo tanto:

ln

donde: ș

t ș

V Q

entonces:

CS

§ t· CE (C E C0 ) exp ¨ ¸ © ș¹

(2.3)

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

Horario 1 2 3 4 5 6 7 8 9 10 11 12

DQO, mgL-1 150 175 180 200 250 300 320 300 250 180 150 140 41


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

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

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

ǻ7 2 .ș

42

(2.4)


donde: S2e: varianza de la concentración del efluente. S2i: varianza de la concentración del afluente. 'T: tiempo de recolección de la muestra compuesta. T : tiempo de retención (V / Q). De acuerdo con lo anterior puede calcularse el tiempo de retención si se conocen la varianza del afluente y la permisible o deseada para el efluente. La varianza en el afluente, S2i se determina según: S 2i

1 n 1

n

¦ Xi X

2

(2.5)

i 1

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

Z

Xm X Se

(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 requerido en el tanque compensador para obtener las condiciones de salida deseadas. El tiempo de retención y el caudal de agua a tratar, definirán el volumen de tanque necesario. 1. Determinar el valor promedio de la concentración del afluente X . 2. Calcular su desviación típica. 3. Fijar el valor máximo permisible de concentración que se desea a la salida (Xm). 4. Determinar la desviación típica del efluente tomando un valor de Z con un por ciento de confiabilidad, por ejemplo, 90 %. 5. Hallar el valor de T .

43


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

V Q

ș Ejemplo 2.1

Se estudió un agua residual cuyo caudal es de 1 500 m 3d±. Se tomaron cuatro muestras diarias integradas durante 6 horas cada una en 10 días diferentes. Los resultados se muestran en la tabla 2.2: Tabla 2.2. Resultados del ejemplo 2.1 HORA Día 1 2 3 4 5 6 7 8 9 10

6:00 a.m. 850 1430 1550 1390 410 500 420 960 395 600

12:00 m 6:00 p.m. 12:00 a.m. Valores de DBO (mgL-1) 1240 600 1130 324 1290 741 421 750 422 1324 1050 560 990 684 1220 270 820 530 450 750 1205 1230 680 890 1190 300 500 1304 1020 922

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

X

¦X n

832,8

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

Z

Xm X Se

Se

44

1000 832 ,8 167 ,2 1,30


S 2e S 2i

ǻ7 2 .ș

Se2 = 27955,84; Si2 = 135810,68

El tiempo de retención en el tanque compensador será,

ș

6 135810 ,68 14 ,5 h 2 27955 ,84

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

2.1.4. Compensación cuando hay variación simultánea de flujo y composición3 Realizando un balance de masa en el tanque compensador: Q C1 T V C0

Q C2 T V C

(2.7)

donde: C1: concentración que entra al tanque durante el intervalo de muestreo T. T: intervalo de muestreo, por ejemplo, 1 h. Q: flujo promedio en el intervalo de muestreo. C: concentración en el tanque al inicio del intervalo de muestreo. V: volumen del tanque. C2: concentración que sale del tanque al concluir el intervalo de muestreo. En este caso se está asumiendo que la concentración del efluente es constante durante un intervalo de muestreo. Esto es cierto si el tiempo del intervalo es espaciado apropiadamente.

C2

C1T C 0V/Q T V/Q

(2.8)

Procedimiento para el diseño 1. Se asume un volumen del tanque compensador, y este define el tiempo de retención. 2. Tomando como primer valor de C0 el valor promedio de las mediciones, se calculan los valores de la concentración compensada. Para los restantes intervalos se toma la concentración final del intervalo anterior. 3. Si los valores de concentración así obtenidos no llegan a satisfacer los requerimientos, se toma otro valor de tiempo de retención y repite el proceso. 45


Ejemplo 2.2 Tabla 2.3. Resultados Q (m3h-1)

Intervalo de tiempo 1 2 3 4 5 6 7 8 Promedio

Concentración de DBO (mgL-1) 250 70 60 170 330 50 60 400 173,75

363 45 230 270 363 450 290 260 283,87

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

Factor Pico

Valor máximo Valor promedio

400 2 ,3 173,75 a) Asumiendo un tiempo de retención igual a 8 h:

Al inicio: FP

V = 283,87 · 8 = 2270,96 m3 C1 C0 C2 1

V Q

V Q

Después del primer intervalo, C1 = 250 mgL±

Q = 363 m3h±

46

C0 = 173,75 mgL±


2270 ,96 363 2270 ,96 1 363

250 173,75 C2

184 ,39 mgL1

Después del segundo intervalo: C1 = 70 mgL± Q = 45 m3h± 2270 ,96 45 2270 ,96 1 45

70 184 ,39 C2

C0 = 184,79 mgL±

182 ,17 mg L1

Al proceder de manera similar para los restantes intervalos se obtienen los resultados que se muestran en la tabla 2.4: Tabla 2.4. Resultados Intervalo

C1

Q

Primero Segundo Tercero Cuarto Quinto Sexto Séptimo Octavo Promedio

250 70 60 170 330 50 60 400 173,75

363 45 230 270 363 450 290 260 283,37

Concentración compensada (C2) Para T 2 h Para T 8 h 173,75 203,49 182,17 193,70 170,93 155,15 170,83 160,00 192,77 226,30 169,16 148,35 156,68 109,28 156,80 200,60

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

192 ,70 1,1 173 ,75

b) Asumiendo un tiempo de retención igual a 2 h: V = 283,87 · 2 = 567,74 m3 Después del primer intervalo, C1 = 250 mgL±

Q = 363 m3h± 47

C0 = 173,75 mgL±


567 ,74 363 567 ,74 1 363

250 173 ,75 C2

203,49 mgL1

Después del segundo intervalo: C1 = 70 mgL± Q = 45 m3h± 567 ,74 45 567 ,74 1 45

70 184 ,39 C2

C0 = 203,49 mgL±

193 ,70 mgL1

Procediendo de manera similar para los restantes intervalos se obtienen los resultados que se muestran en la tabla anterior para: T = 2 h. Factor Pico para un tiempo de retención de 2 h en el tanque compensador: FP

226 ,30 1,3 173,75

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

48


Horario Fig. 2.4. Determinación del volumen del compensador.

Volumen acumulado

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

Horario Fig. 2.5. Determinación del volumen del compensador. 49


Procedimiento para el diseño 1. Se desarrolla una curva de caudales acumulados de agua expresada en metros cúbicos. V Vf

Q T Vo Vi VS

V1 Vo 1 V2

Vo 1 V1 2 Vn

V01 V1 2 ............. V( n1) n

2. Se traza la línea de caudal medio diario. 3. Se determina el volumen del tanque requerido. 4. Para estimar el efecto de homogeneización: a) Se calcula el volumen de líquido existente en el tanque al final de cada periodo de tiempo mediante la expresión:

Vf

Vo Vi Vs

donde: Vf: volumen en el tanque al final del periodo de tiempo considerado. V0: volumen en el tanque al final del periodo de tiempo anterior. Vi: volumen aportado durante el tiempo considerado. VS: volumen de caudal saliente durante el tiempo considerado. b) Se calcula la concentración media que sale del tanque:

Xf

Vi X i V0 X 0 Vi V0

donde: Xf: concentración media en el caudal que sale del tanque durante el tiempo considerado mg / L. Vi: volumen aportado durante el tiempo considerado, m3. V0: concentración del agua residual contenida en el tanque al final del periodo anterior. 5. La magnitud de la carga horaria se calcula utilizando la expresión: Carga

horaria

X i Qi

El efecto de la homogeneización puede mostrarse numéricamente a partir de las relaciones siguientes: punta / media; mínima / media y punta / mínima 50


Estas relaciones se comparan para el residual antes y después de homogeneizar. Para el residual homogeneizado estas relaciones están más próximas al valor de 1,0. En la práctica el volumen del tanque de compensación debe ser algo superior al determinado teóricamente (10 al 20 %) para tener en cuenta los dos factores que se destacan a continuación: La operación continua de los equipos de aereación y mezclado no permitirán un vaciado total. Debe contemplarse un volumen adicional para hacer frente a los imprevistos que puedan producirse para cambios no esperados del caudal diario. Ejemplo 2.3 En las columnas 1 y 2 de la tabla 2.5 que se reporta más abajo, están recogidos los datos de flujo y concentración de un agua residual industrial que será sometida a tratamiento. Para ello se necesita que el valor del flujo se mantenga lo más constante posible. A tales efectos se desea conocer el volumen que ha de tener 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 6V vs intervalo de tiempo. Considerando que el primer intervalo en el que se tomaron las muestras termina a las 8 am, el valor de 6V es el del intervalo de 7 a 8 a.m.: 6V 10. Para el intervalo siguiente: 6V 10 15 25 De la misma manera se procede con los siguientes intervalos. Los valores de 6V 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 al flujo promedio, y es al mismo tiempo el flujo de salida que debe tener el compensador. En la figura 2.6 se aprecia que la curva presenta un valor mínimo con respecto a la recta a las 10:00 a.m. (horario 3 en el gráfico), y un valor máximo a las 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 lleno respectivamente. Mientras tanto, el efluente se mantiene constante y con un valor igual al flujo promedio de la entrada.

Q

45,83 m3h 1 51


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

Intervalo de muestreo 7-8 a.m. 8-9 9-10 10-11 11-12 12-1 p.m. 1-2 2-3 3-4 4-5 5-6 6-7

Columna 1 Columna 2 Columna 3 DQO Flujo 6V 3 1 mgL1 mh 10 300 10 15 275 25 35 200 60 75 170 135 170 90 305 140 100 445 30 210 475 25 250 500 20 250 520 15 300 535 10 340 545 5 360 550

Columna 4 Volumen contenido, m3 ± ± ± 29,17 153,34 247,51 231,68 210,85 185,02 154,19 118,36 77,53

Fig. 2.6. Cálculo del volumen del tanque compensador. El volumen del tanque compensador se calcula midiendo la diferencia de volumen entre los valores del máximo y el mínimo de la curva, con respecto a la recta trazada. V = 231 m3 52


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 a priori 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 0 En el intervalo de 10:00 a 11:00 entran al compensador 75 m 3, y salen 45,83 m3, por lo tanto, el volumen a las 11:00 a.m. será, V11 = V 10 + V 10-11 - Vpromedio V11 = 0 + 75 - 45,83 = 29,17 El volumen contenido a las 12:00 m se estima: V12 = V 11 + V 11-12 - Vpromedio V12 = 29,17 + 170 - 45,83 = 153,34 De manera similar se procede con los intervalos siguientes. Los valores así obtenidos 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 actividad laboral, el tanque contiene 77,53 m3. Si este volumen se mantiene en el tanque 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: 41,7 8:00 a.m. a 9:00 a.m.: 10,87 9:00 a.m. a 10:00 a.m.: 0,04 Este último valor corrobora la estimación inicial que se hizo al considerar que a las 10:00 a.m. el tanque estará vacío.

2.2. SEDIMENTACIÓN La sedimentación es un proceso físico de uso muy difundido en el tratamiento de las aguas r esiduales. Puede utilizarse como p arte de un tratamiento primario, o como una etapa del tratamiento secundario. El objetivo de la sedimentación primaria es reducir la concentración de sólidos suspendidos y la carga orgánica de un agua residual para facilitar los tratamientos posteriores. La secundaria constituye un proceso importante para la clarificación del efluente de las unidades de tratamiento biológico y para el espesamiento de los lodos orgánicos que se obtienen. La sedimentación es efectiva para la remoción de sólidos suspendidos en la medida en que la fuerza de gravedad que actúa sobre la partícula que se desea 53


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

2.2.1. Tipos de sedimentación Atendiendo a la naturaleza de los sólidos suspendidos y a su concentración, la sedimentación puede clasificarse en:

Discreta, floculenta, retardada o por zonas y por compresión.

2.22. Sedimentación discreta En este tipo de sedimentación, característica de las suspensiones de arena, cenizas y de carbón mineral entre otros, las partículas conservan su individualidad y no cambian de tamaño, forma ni densidad, durante el proceso de sedimentación. La velocidad de sedimentación solo depende de las propiedades del fluido y de las partículas que se desean remover, y es constante durante todo el proceso de sedimentación. La fuerza resultante que actúa sobre una partícula que se mueve a través de un líquido en reposo puede calcularse: (2.9) Fr = Fe±)s±)d 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: (2.10) Fe = m g 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:

Fs

ȡ mg ȡs 54

(2.11)


Fig. 2.7. Esquema de sedimentadores: clarificadores, a) Rectangular b) y c) Circular. 55


U : Densidad del fluido, kg m±. U s: Densidad de la partícula, kg m±. Por otra parte, la fuerza de arrastre es función de la forma, tamaño y rugosidad de la partícula, así como de su velocidad de sedimentación y de la densidad y viscosidad del fluido: CD A U 2 ȡ 2

Fd

(2.12)

donde: CD: Coeficiente de arrastre (adimensional). Es función del número de Reynolds para un tipo de partícula. A: Área proyectada sobre un plano perpendicular a la dirección del movimiento, m2. U: Velocidad de la partícula, m s±. De las ecuaciones (2.10), (2.11) y (2.12) puede obtenerse. m

dU dt

mg

ȡs ȡ C D A U 2 ȡ ȡs 2

(2.13)

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

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

masa de la partícula y de su aceleración,

dU dt

g

ȡs ȡ C D A U 2 ȡ ȡs 2m

(2.14)

Durante el descenso, se llega a una velocidad a partir de la cual la aceleración de la caída se hace igual a cero, y por tanto, la velocidad de sedimentación es constante e igual a:

U

§ ȡ ȡ m · ¨2 g s ¸ ȡs ȡ A CD ¹ ©

1

2

(2.15)

para partículas esféricas, A

ʌ d2 4

56

(2.16)


Teniendo en cuenta además que:

ȡs

masa volumen

(2.17)

y que el volumen de partículas esféricas viene dado por:

V

1 ʌ d3 6

(2.18)

La ecuación 2.15, para partículas esféricas se transforma en:

§4 · ȡs ȡ U ¨ g d¸ CD ȡ ¹ ©3

1

2

(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 claro en el que se encuentra suspendida, ya que, como fue mencionado, el coeficiente de 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 regiones turbulentas predominan las fuerzas inerciales. Por tanto, la relación entre el coeficiente CD y el número de Reynolds depende del régimen de flujo que prevalezca, según la figura 2.8. 57


Para partículas esféricas: CD

24 N Re

3 N Re

0 ,44

(2.20)

Cuando NRe ±SUHGRPLQDHOSULPHUWpUPLQRGHODHFXDFLyQ\HVWD queda:

CD

24 N Re

(2.21)

Para NRe entre 1 000 y 250 000 el valor de CD es relativamente constante e independiente del número de Reynolds (figura 2.6). (2.22) CD = 0,4 Para NRe intermedios se cumple:

CD

18 ,5 N Re0,6

(2.23)

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

Ho H sedimentación de t t habrán sedimentado. o

Fig. 2.9. Variación de la interfase sólido-líquido en la sedimentación a templa. 58


Si la turbidez del líquido sobrenadante o la suspensión contienen cantidades despreciables de partículas más pequeñas que la caracterizada, el dato obtenido en la prueba puede ser utilizado en el diseño del sedimentador. Área del sedimentador El área del sedimentador puede calcularse según:

A

Q 2 m U

(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 llamada carga superficial es:

V

Q 3 2 1 m m d A

(2.25)

De las ecuaciones 2.24 y 2.25 se concluye que en la sedimentación de partículas discretas el diseño se basa en que la carga superficial V debe ser, teóricamente, igual a la velocidad de sedimentación U seleccionada. En la discusión anterior se tomó en consideración una velocidad de sedimentación límite, y la separación de la suspensión de aquellas partículas, que con velocidades iguales o superiores a ellas, caen a través del líquido iniciando su descenso a partir de la superficie. Sin embargo, al iniciarse la sedimentación, considerando que las partículas están uniformemente distribuidas en todo el volumen, hay una cierta fracción de partículas que aunque tienen la velocidad de sedimentación menor que U0 se encuentran a una altura tal, que alcanzan el fondo al mismo tiempo o en un tiempo menor que las partículas seleccionadas para el criterio de diseño.

Fig. 2.10. Sedimentación ideal de partículas discretas. 59


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

Fig. 2.11. Relaciones de sedimentación de partículas discretas en una columna típica. Suponiendo que las partículas de los distintos tamaños están distribuidas uniformemente por toda la profundidad a la entrada del tanque de sedimentación, 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, se eliminarán en la proporción: Xr

Up Uo

(2.26)

La eficiencia de la sedimentación, considerando toda la gama de velocidades existentes en una suspensión, puede ser determinada mediante el uso de una columna de sedimentación en una prueba a templa. Procedimiento de diseño El procedimiento consiste en tomar muestras a distintas alturas a intervalos regulares de tiempo, y determinar en cada caso la concentración de sólidos suspendidos de la extracción. Para un caudal de clarificación dado, Q, solo las partículas con velocidad U mayor a Uo serán totalmente eliminadas. Las restantes partículas sedimentan Up . Por tanto, la fracción total de partículas eliminadas en la proporción Uo 60


cuando se selecciona como criterio de diseño la velocidad de sedimentación U o será: Xr

X

1 X r ³ U p U 0

dX

(2.27)

o

donde: ±Xr): fracción de partículas con velocidad ! Uo. Uo: velocidad seleccionada como límite. Xr

Up

³U 0

o

fracción de partículas con velocidad menor que Uo y que son dX : removidas.

Desde el punto de vista práctico, los sedimentadores están sujetos a efectos de turbulencia, cortocircuitos de las corrientes y gradientes de velocidades. Por tanto, nunca debe diseñarse considerando que la carga superficial es igual a la velocidad de sedimentación seleccionada. Se recomienda que la carga superficial sea menor a la velocidad de sedimentación en un factor que pueda variar entre 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 concentración de sólidos se obtuvieron los datos de la tabla 2.6. Tabla 2.6. Datos de sedimentación obtenidos de una suspensión con baja concentración de sólidos Tiempo requerido para sedimentar 1,5 m (min) Fracción de partículas que no sedimentaron en el tiempo indicado

70

120 230 460 630 880

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

Determine el porcentaje de sólidos que se eliminarán por sedimentación si se utiliza una carga superficial de 17,28 m3 m± d± en el sedimentador. Por criterio se seleccionará una velocidad de sedimentación 1,5 veces mayor que la carga superficial: Uo = 0,3 · 10± m s± = 0,03 cms± De la tabla que se brinda a continuación se puede calcular en cada caso la velocidad de sedimentación experimental. 61


Tabla 2.7. Porcentaje de partículas y su velocidad de sedimentación

0,0357 0,0208 0,0109 0,0054 0,0040 0,0026 V (cm s-1) f 46 40 28 12 6 2 V: velocidad de sedimentación (cm s±). f: porcentaje de partículas con velocidad de sedimentación menor o igual a la indicada. Con los datos de la tabla anterior se grafica el porcentaje de partículas contra la velocidad de sedimentación (figura 2.12).

Fig. 2.12. Porcentaje de partículas vs velocidad de sedimentación para el ejemplo 2.4.

1 X r 1 Uo

X

Xr

³U

p

dX

0

Uo = 0,03 cms± De la figura, Xr = 45 Xr

³U

p

dX

A1 A2 A15

0

X

100 45

1 0,4735 0 ,03

X = 70,78 % 62


2.2.3. Sedimentación de partículas floculentas Los sólidos suspendidos que generalmente se encuentran presentes en las aguas residuales tanto de origen doméstico como industrial son ejemplos típicos de partículas floculentas. También presentan características floculentas los efluentes de los tratamientos biológicos que poseen relativamente una baja concentración de sólidos suspendidos. Cuando la floculación ocurre, la velocidad de sedimentación de las partículas se incrementa en la medida que van sedimentando, como consecuencia de la asociación con otras partículas individuales o conglomerados de partículas. De tal forma, la velocidad de sedimentación del flóculo que se forma es mayor que la de las partículas individuales que lo constituyen, produciéndose una trayectoria 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 debe tenerse presente no solo la carga superficial, sino además el tiempo de retención, ya que a medida que este último se incrementa, aumenta la formación de flóculos y esto incide en la velocidad de sedimentación. Teniendo en cuenta la influencia del tiempo de retención en la formación de los flóculos, se dificulta un análisis matemático de la situación, y por tanto, se hace necesario acudir a las pruebas de laboratorio para la estimación de los parámetros que se requieren en el diseño de los sedimentadores. Procedimiento de diseño Las pruebas de sedimentación se efectúan mediante un procedimiento similar al empleado en los experimentos de sedimentación con partículas discretas. 63


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

Fig. 2.14. Relaciones de sedimentación de partículas floculentas. Curvas de isoconcentración. Las curvas representan el porcentaje de remoción a cada profundidad y tiempo, e indican la máxima trayectoria de la senda de la sedimentación para cada concentración en específico, por ejemplo, 45 % de las partículas en suspensión sedimentan a una velocidad promedio superior a 1,8 / 24 = 0,075 m / min±. Adicionalmente, hay otras fracciones de partículas que aunque tienen velocidades inferiores a esta también sedimentarán. La fracción de partículas que aun teniendo una velocidad de sedimentación Up menor a la fijada U0 sedimenta, viene dada según la ecuación (2.27). Xr

Up U0

(2.27)

Como se trabaja a un tiempo dado, esta relación de velocidades se convierte en una relación de profundidades, Xr

hp h0

(2.28)

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

ǻ h1 § 100 75 · ¸ sedimentan a una velocidad igual a partículas ¨ h0 , 67,5 % ¹ © 2 64


ǻ h2 § 75 60 · ¸ tiene una velocidad de sedimentación igual a ¨ h0 , y así sucesiva© 2 ¹ mente, el porcentaje de partículas que sedimenta en veinticuatro minutos en un sedimentador de 1,8 m de profundidad será:

R %

ǻ h1 R1 R2 ǻ h 2 R2 R3 ǻ h3 R3 R4 h0 h0 h0 2 2 2

donde: R1 = 100 % R2 = 75 %

(2.29)

R3 = 60 % R4 = 45 %

El procedimiento puede repetirse para distintos tiempos y obtener una relación entre la velocidad de sedimentación y el porcentaje de remoción. Una vez que se llega al porcentaje de remoción de SS deseado, se estima la carga superficial teniendo en cuenta que esta debe fijarse entre 1,25 y 1,75 veces menor que la velocidad de sedimentación. Así mismo, el tiempo de diseño debe ser entre 1,5 y 2,0 veces mayor que el trabajado. De esta manera se calcula el área del sedimentador y el tiempo de retención. Ejemplo 2.5 Una suspensión floculenta que contiene 450 mgL± de sólidos suspendidos llena una columna de 3,0 m con salidas laterales cada 50 cm. A distintos tiempos se toman muestras y se determina la concentración de sólidos suspendidos. Los resultados obtenidos se muestran en la tabla que se adjunta. Determine el porcentaje de remoción total de sólidos suspendidos que se obtendrá utilizando un sedimentador de 2,75 m de profundidad trabajando con una carga superficial de 25 m3 m± d±. Tabla 2.8. Porcentaje de remoción de SS a diferentes profundidades Tiempo (min) Profundidad (m) 0,5 1,0 1,5 2,0 2,5 3,0

30 270 369 405 427 436 441

60 90 120 150 Concentración de SS (mg L-1 ) 112 45 27 9 207 103 54 22 315 157 126 58 360 270 139 94 387 315 202 135 405 337 256 166

65

180 9 9 18 58 94 112


A partir de los datos anteriores se calcula, para cada tiempo y profundid ad, el po r cen taje de r emoció n de S S y se tr azan las cu r v as d e isoconcentración según la figura 2.16. para mayor facilidad del trazado puede graficarse previamente el porcentaje de remoción contra tiempo para cada 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, la velocidad de sedimentación límite seleccionada será: U = 1,4 · 25 = 23 md± = 0,024 m·min± 66


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

0,75 § 190 · 0,5 § 170 · 0,6 §150 · 0 ,4 §130 · ¨ ¸ ¨ ¸ ¨ ¸ ¨ ¸ 3 © 2 ¹ 3 © 2 ¹ 3 © 2 ¹ 3 © 2 ¹

0,5 § 100 · ¨ ¸ 78,29 % 3 © 2 ¹

2.2.4. Sedimentación por zona La sedimentación retardada o por zona se presenta en suspensiones de concentración intermedia. Son características de este tipo de suspensión los flóculos de aluminio de concentración comprendida entre 500 y 1000 mgL± y los efluentes de los tanques de aeración de los lodos activados. En este tipo de sedimentación las interacciones entre partículas son lo suficientemente grandes como para que cada una mantenga una posición fija con respecto a las restantes durante la caída. En estos casos se aprecia una interfase generalmente muy bien definida entre la masa de sólidos que sedimentan y el líquido claro sobrenadante, cuando se realizan pruebas de probeta.4,5 La velocidad de sedimentación se define como la velocidad con que desciende la interfase sólido-líquido. La velocidad de sedimentación disminuye con el incremento de la concentración inicial aun cuando se trate de la misma suspensión (figuras 2.17 y 2.18).

Fig. 2.17. Velocidad de sedimentación a diferentes concentraciones de sólidos en suspensión. 67


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

Fig. 2.18. Influencia de la concentración de sólidos suspendidos en la velocidad de sedimentación. Área del sedimentador. Varios son los métodos que se utilizan para determinar el área de sedimentación necesaria para la remoción de partículas que tienen el comportamiento antes descrito. El método que a continuación se describe, conocido como método de la curva de flux, es aplicable, tanto para la sedimentación por zona como para floculenta y la de compresión. El fundamento del método es el análisis del avance del flujo de masa de los sólidos en toda la profundidad del sedimentador. En un sedimentador continuo los sólidos que entran sedimentan por la acción 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 del sedimentador. De acuerdo con lo anterior, el flujo másico de sólidos por unidad de área, llamado de ahora en adelante flujo másico, será: (2.30) Gt = Gs + Gb donde: Gt: flujo másico total, kg m± h±. Gs: flujo másico debido a la gravedad. Gb: flujo másico debido a la extracción de fondo. 68


El flujo másico por gravedad viene dado por: (2.31) Gs = U X 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 concentraciones iniciales de la suspensión. Una curva típica de flujo debido a la gravedad, se muestra en la figura 2.19. En la curva de Gs contra X se observa que tanto para bajos como muy altos valores de concentración de sólidos suspendidos, Gs es pequeño. Para concentraciones intermedias (3-5 kgm±), el flujo de sólidos debido a la gravedad, alcanza su valor máximo. El flujo de sólidos debido al caudal de fondo es: (2.32) Gb = Uu X, kg m± h± ± Uu: Velocidad de extracción de fondo, m h . Si se considera el caudal de extracción Qu en lugar de la velocidad de la extracción, la ecuación 2.32 se transforma en:

Gb

Qu X , kg m 2h 1 A

(2.33)

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

Fig. 2.19. Flujo másico debido a la gravedad.

69

Fig. 2.20. Flujo másico debido a la extracción de fondo.


Para una extracción de fondo constante, el flujo de sólidos debido a ella es directamente proporcional a la concentración de sólidos suspendidos (figura 2.20). Teniendo en cuenta la ecuación 2.30, para unas condiciones dadas de extracción de fondo, pueden sumarse gráficamente los dos componentes del flujo másico (Gs + Gb) (figura 2.21). Para cualquier valor Q u que se seleccione, la curva de G t alcanza un valor mínimo para cierto valor de concentración de sólidos. En la figura 2.21, la curva de flujo total, G t alcanza el valor mínimo G 1 para la concentración de X 1. Este mínimo limita la velocidad a la cual los sólidos pueden alcanzar el fondo del sedimentador, entonces, para asegurar que todo el sólido alcance el fondo, la masa de sólido aplicada por unidad de área en el tiempo unitario, o sea, G aplicado, debe ser menor o igual a G 1: (2.34) Gap £ G1 Si por cualquier razón la cantidad de sólidos que se alimentan al sedimentador es mayor que el valor límite G 1, estos se acumularán en el fondo del sedimentador, produciéndose un aumento paulatino de su nivel en el 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 una recta paralela al eje x y que pasando por el mínimo de la curva de flujo, corte a la recta Gb. Para la figura 2.21 esta concentración es Xr. 70


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

A

Qt X G1 0

(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 área de sedimentación, y por tanto, la concentración de los sólidos de fondo se modifica al cambiar el caudal de extracción de fondo. Debe tenerse presente que cada vez que se cambie el caudal del fondo, se obtendrá un G b diferente y se requiere, por tanto, trazar de nuevo la curva de flujo másico total. Como se aprecia, el procedimiento anterior es tedioso porque para cada Q u se necesita construir nuevas curvas de flujo. Este procedimiento gráfico se simplifica notablemente cuando se utiliza el concepto de punto de situación (figura 2.22). La concentración de sólidos a la entrada, X 0, se representa por una línea vertical en el valor especificando X 0. La velocidad de flujo de sobrenadante, U 0, viene dada por una línea denominada línea del sobrenadante, y que partiendo del origen tiene una pendiente igual a U 0. El intercepto de la línea de sobrenadante con la de operación (la de X 0), recibe el nombre de punto de situación.

Fig. 2.22. Definición del punto de situación. 71


La velocidad de extracción de fondo se representa por una línea denominada línea de fondo, con pendiente igual a -Uu y que pasa por el punto de situación y es tangente a la curva. El intercepto de la línea de fondo con el eje de las concentraciones da el valor de la concentración del caudal de fondo Xr, mientras que el intercepto con el eje de flujo sólidos refleja el flujo de sólidos aplicado, Gap. Entre las ventajas que posee este último procedimiento, está el de la posibilidad de analizar en un tiempo relativamente breve distintas variantes para el cálculo del área del sedimentador. Al mismo tiempo, brinda la facilidad de evaluar el comportamiento de un sedimentador en funcionamiento ante la variación de los parámetros de operación. Procedimiento para el cálculo del área del sedimentador Como puede concluirse de lo anteriormente expuesto, el método de diseño se fundamenta en el conocimiento de las velocidades de sedimentación a distintas concentraciones de sólidos suspendidos. Para esto se requiere de pruebas relativamente sencillas, a escala de laboratorio. Las pruebas consisten en seguir en el tiempo, la trayectoria descendente de la interfase sólido-líquido. Esta interfase es fácil de distinguir cuando las suspensiones presentan características de sedimentación por zona, o son de carácter floculento y poseen concentraciones altas o medias. En aquellos casos en que la interfase no se aprecia de manera definida, puede acudirse al método de diseño que se basa en las pruebas que se conocen como de tubos largos. Descripción del procedimiento 1. Se realizan las pruebas de sedimentación en probeta, a temperatura constante, a distintas concentraciones de sólidos suspendidos (figura 2.17). La pendiente en la región recta de la curva es la velocidad de sedimentación. Para cada una de las pruebas anteriores se determina, por gravimetría, la concentración de sólidos suspendidos. 2. Para mayor facilidad en el trabajo y poder realizar interpolaciones, se recomienda trazar la curva de velocidad de sedimentación en función de la concentración (figura 2.18). 3. De la información que brinda la figura 2.18, pueden obtenerse datos de flujo másico 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 concentración de fondo deseada, Xr se traza la línea de fondo tangente a la curva de flujo (figura 2.22). El intercepto con el eje Y da el flujo de sólidos límite (Gap) . 72


6. Haciendo uso de la ecuación (2.35), puede calcularse el área de sedimentación. A

Qt X Gap 0

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 de operación definiendo el punto de situación. La pendiente de la recta que une el punto de situación con el origen (recta que define la línea del sobrenadante), da el valor de la velocidad de flujo del sobrenadante. Ejemplo 2.6 Se determinaron las características de sedimentación de una suspensión que procede de un lodo activado. Las pruebas de laboratorio se realizaron para un intervalo de concentración entre 1000 y 10000 mgL±, obteniéndose la curva de la figura 2.23.

Fig. 2.23. Cálculo del área de un sedimentador. Ejemplo 2.6. 73


Calcule la velocidad de flujo de sobrenadante máxima permisible si se desea obtener una concentración de sólidos suspendidos en el fondo de 11 g L± y la de entrada 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 de sólidos límites, que será el aplicado, Gap = 7,3 kg2 h±. El área del sedimentador, en función del flujo de entrada será: A

Qt 3 0 ,41 Qt m 2 7,3

en que Qt está dado en m3 h± para X0 = 3 gL± se traza la línea de operación que intercepta a la línea de fondo en el punto P. La velocidad de flujo de sobrenadante es la pendiente de la línea OP (figura 2.23). U0 = 1,82 m3 m± h± La velocidad del flujo del fondo será: Uu

Gap Xr

0 ,68 m3 m 2 h 1

2.2.5. Evaluación de la operación de sedimentadores El 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 de la manera que se ilustra en las figuras 2.24 a 2.26. 1. Una disminución del caudal de extracción del fondo hace rotar, en el sentido contrario a las manecillas del reloj, la línea de fondo (figura 2.24), disminuyendo el flujo de sólidos a aplicar, G ap , y aumentando la concentración de sólidos en la extracción del fondo, X r. 2. Un aumento en el flujo de extracción del sobrenadante, hace rotar, en el sentido contrario a las manecillas del reloj, la línea del sobrenadante y mueve el punto de situación hacia arriba (figura 2.25), mientras que la pendiente 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 se mueve a lo largo de la línea del sobrenadante. La línea de fondo pasa por el nuevo punto de situación (figura 2.26). 74


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. 75


De las situaciones anteriores es necesario destacar un aspecto importante relativo a la línea de fondo y su posición en la curva de flujo.6 Cuando la línea de fondo: 1. Corta a la curva de flujo en un solo punto, se obtienen condiciones seguras de trabajo. 2. Corta a la curva en un punto y es tangente a la misma en otro, prevalecen las condiciones límites de operación. 3. Corta a la curva de flujo en dos puntos, existen condiciones de sobrecarga en la operación. Otra información que puede obtenerse sobre la operación del sedimentador al analizar las curvas anteriores es el relativo a los criterios de clarificación 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 condiciones de espesamiento las que controlan el proceso. 2. Cuando el punto de situación está en la curva de flujo prevalecen las condiciones 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 bibliográficas 1 ECKENFELDER, W. W.: Principles of Water Quality Management, CBI, Publishing 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. MENEZ³'HVLJQRIHTXDOL]DWLRQEDVLQV´$PInst. Chem. Engrs. Env. Prog., vol. 3, no. 1, 1984. 4 ROBIND:+³7KH7KHRU\RIWKH'HVLJQDQG2SHUDWLRQRI6HWWLQJ7DQNV´ Transaction Institute of Chemical Engineering, vol. 42, no. 158, 1964. 5 EKAMA, G. A.; Et al: Secondary Settling Tanks. Theory, Design and Operation, Sudafrica, 1984. 6 RITTMAN%³$HURELF%LRORJLFDO7UHDWPHQWÉnvironmental Science Technology, vol. 21, no. 2, 1987.

76

Oxidación Biológica. Nitrificación

CAPÍTULO 3

OXIDACIÓN BIOLÓGICA NITRIFICACIÓN

3.1. PRINCIPIOS DE LA OXIDACIÓN BIOLÓGICA Los procesos biológicos, cualquiera que sea su nivel, implican un intercambio continuo de sustancia y de energía. Los elementos más importantes que intervienen en el intercambio son el hidrógeno, oxígeno, carbono, nitrógeno, fósforo y azufre. Otros muchos elementos también participan, pero en menor grado. La energía para estos procesos puede obtenerse de tres fuentes que a su vez 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 solar mediante la formación de compuestos orgánicos de alto contenido energético (CHO) y produciendo oxígeno. El hidrógeno lo obtienen del agua, el carbono del CO2 y el fósforo, nitrógeno y azufre de las sales disueltas. La disponibilidad de P y N generalmente es limitada, ya que el primero no es fácil de encontrar en forma disuelta y la forma en que el segundo es asimilado más fácilmente es como NH4 + y NO3 ± . Las restricciones en la disponibilidad de estos dos elementos, N y P, constituyen usualmente un factor limitante para la vida de los organismos autótrofos. Los compuestos de alto contenido de energía sintetizados por los organismos autótrofos constituyen la fuente básica de energía de los heterótrofos para a su vez sintetizar moléculas más complejas, constituyentes de la masa celular, incluyendo las proteínas. Este proceso no es muy eficiente desde el punto de vista energético, y solo una fracción de la energía disponible aparece incorporada a la biomasa producida, el resto se pierde en forma de calor. 77


Fig. 3.1. Cadena alimentaria. Relación presa-depredador. Esta biomasa a su vez sirve como fuente de nutriente y energía (presa) a otros organismos que se alimentan de ella (depredador), y esta última es presa de otro depredador. Cada transformación presa-depredador va acompañada de intercambio y pérdida de la energía, aquella que se generó en la primera acción de los organismos fotoautótrofos. Cuando las transformaciones son tales que la energía contenida en el compuesto orgánico va reduciéndose, la vida de los organismos heterótrofos también se reduce y se transforma en otras formas de energía. En el tratamiento biológico de aguas residuales no se permite que la cadena de vida descrita anteriormente se desarrolle hasta sus últimas consecuencias, sino que llegado a un punto, la biomasa portadora de la energía es separada diariamente por procedimientos físicos. Los organismos quimioautótrofos obtienen la energía de la oxidación de los compuestos inorgánicos. En el campo del tratamiento de las aguas residuales cobran especial importancia dentro de este grupo las bacterias nitrificantes. Estos organismos son estrictamente aerobios y obtienen la energía de su acción oxidante sobre el NH4+ y el NO2±. En el tratamiento de las aguas residuales las bacterias nitrificantes constituyen un vínculo muy importante en la eliminación del nitrógeno del agua al convertir el N-NH3 a N-NO 3 ± y posteriormente, por medios adecuados, inducir a los organismos heterótrofos a utilizar el NO 3 ± en su metabolismo de material carbónico. En esta acción el NO 3 ± es reducido a N2 que escapa como gas.

3.2. METABOLISMO Los microorganismos requieren de una fuente de energía y carbono para la síntesis de nuevas células así como de nutrientes inorgánicos para sus diferentes funciones. El metabolismo es la combinación de un conjunto de transformaciones bioquímicas necesarias para la síntesis celular (anabolismo) y la producción de energía (catabolismo) que ocurren a través de procesos enzimáticos. De hecho, 78


los diferentes microorganismos pueden ser clasificados a partir de la forma en que obtienen el carbono y la energía. En el tratamiento biológico de aguas residuales la energía está presente inicialmente en los compuestos orgánicos carbonosos y nitrosos. Esta se convierte en otras formas con las consecuentes pérdidas de energía. La energía carbonosa es asimilada por los organismos heterótrofos, quienes descomponen los compuestos proteicos en sus constituyentes carbonosos y nitrosos. El amonio obtenido es utilizado a su vez como fuente de energía por las bacterias nitrificantes.

3.2.1. Mecanismo para la obtención de energía por los organismos La reacción global involucrada en el metabolismo de los microorganismos heterótrofos para la obtención de energía puede esquematizarse: Compuestos microorgan ismos Nuevas orgánicos O 2 o CO 2 H 2O células Energía

En detalle lo que ocurre es que las sustancias orgánicas son descompuestas por la acción de los microorganismos dando lugar a la liberación de H+, CO2 y electrones. 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 contemplan la transferencia de electrones de una sustancia reducida (donador de e±) a una sustancia oxidada (consumidor de e±). El sustrato o alimento es la sustancia donante. El metabolismo heterótrofo utiliza los compuestos orgánicos como donantes de e± . En el autótrofo son los compuestos inorgánicos los donantes. Por otro lado, el aceptor de electrones depende de que el proceso ocurra en un medio aerobio, anóxico o anaerobio. Mientras que el oxígeno es el aceptor último o terminal de la cadena oxidación-reducción en un medio aerobio, el par nitrito-nitrato es el aceptor en medio anóxico y el CO 2 y SO4 ± lo son en el anaerobio. La cantidad de energía liberada durante el proceso de oxidación reducción depende tanto del donante como del aceptor de electrones. Cuando el donante es carbonoso y el aceptor final es el oxígeno, la energía liberada es relativamente alta y 5 % mayor que cuando el aceptor1 es el NO2± o NO3± . La menor cantidad de energía liberada corresponde al CO2 y SO4± como aceptores de electrones. Una fracción de la energía liberada durante los procesos descritos anteriormente es utilizada para la síntesis de nuevas células, y el resto está destinado a 79


satisfacer los requerimientos de la supervivencia y el desarrollo de la propia célula (figura 3.2). Cuando la materia orgánica es completamente oxidada a CO2 y el O2 es el aceptor de e±, la masa de oxígeno consumida da la medida estequiométrica de los moles de e± transferidos. De aquí, la capacidad de cualquier sustrato como donante de e± puede ser medida en términos de oxígeno requerido para oxidar la materia orgánica a CO2, este es el fundamento de la DQO. Aun cuando no es objetivo de este texto profundizar en las reacciones metabólicas, se ha considerado oportuno esquematizar en la figura 3.3 las sucesivas etapas de oxidación reducción que ocurren desde que la materia orgánica es inicialmente oxidada hasta que los electrones son transferidos hacia el último aceptor.

Fig. 3.2. Energía liberada durante la oxidación del sustrato y su transformación. De acuerdo con el esquema de la figura 3.3, la energía almacenada en la materia orgánica AH2 se libera durante la oxidación biológica por dehidrogenación del sustrato mediante la acción del NAD (dinucleótido de nicotinamida y de adenina). El FAD (flavin adenín-dinucleótido) es una flavoproteína que además de transportar hidrógeno, es un intermediario entre las deshidrogenasas y los citocromos para el transporte de electrones. Por su parte, los citocromos son proteínas transportadoras de electrones que se encuentran solamente en las células aerobias. Como se aprecia en el esquema, se han representado tres puntos de producción 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 de todas las especies vivientes. A medida que el ATP transfiere su energía a otras 80


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

Fig. 3.3. Esquema de los procesos redox hasta la transferencia de electrones al último aceptor. Metabolismo aerobio, anaerobio y anóxico. De esta manera, las reacciones con el último aceptor y la energía asociada a 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)

AH2 + SO4±

H2S + H2O + E4

(3.4)

AH2 + CO2

CH4 + H2O + E5

(3.5)

AH2 + B

BH2 + A + E6

(3.6)

(anaerobio)

81


donde: E1 > E2 > E3 > E4 > E5 > E6 puede apreciarse además que la reducción del sulfato ocurre tanto en los procesos anaerobios como en los anóxicos, aunque en los segundos se reducen preferentemente los nitratos antes que los sulfatos. El ATP y la actividad dehidrogenasa son los mejores indicadores de la biomasa activa en los procesos de tratamiento biológico.2

3.3. BIODEGRADABILIDAD DE LAS AGUAS RESIDUALES La 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 compuestos orgánicos Los compuestos orgánicos solubles presentes en aguas residuales pueden ser clasificados en cuatro grandes grupos de acuerdo con su condición de degradación biológica y toxicidad: Compuestos biológicamente degradables y no tóxicos (sacáridos, aminoácidos, ácidos grasos). Compuestos biológicamente degradables, pero tóxicos a altas concentraciones (fenol, formaldehído). Compuestos no degradables biológicamente y no tóxicos (ácido húmico, ácidos lignosulfónicos, colorantes azo). Compuestos no degradables biológicamente y tóxicos a bajas concentraciones (pesticidas, DDT). Un agua residual en la que todos sus constituyentes son biodegradables no tóxicos o solamente tóxicos a altas concentraciones tiene una relación DBO5 /DQO en el intervalo de 0,55-0,70. Esta relación es un buen indicador de la posibilidad del tratamiento biológico de un agua residual dada. Mientras más baja es esta relación, mayor será la proporción de compuestos no degradables en el agua residual. Si la relación es 0,2 ó menor, se está en presencia de un agua residual constituida, fundamentalmente, por compuestos no degradables por medios biológicos, en este caso, la purificación biológica sola no es suficiente. Las causas por las que un compuesto puede ser no biodegradable son diversas y no todas conocidas. Los compuestos constituidos por cadenas 82


alifáticas son degradables, sin embargo, el crecimiento de estas es disperso. Crecimiento disperso de las cadenas alifáticas: CH2«&+2)X²CH3²CH3

CH2«&+2)X±CH3

CH2

SO3Na

CH2-(CH2)-CH3

SO3Na

Degradable

No degradable

Otra causa de no biodegradabilidad de un compuesto puede encontrarse en la sustitución de un anillo aromático. Mientras que el 2,4-dinitrofenol puede ser degradable biológicamente, la sustitución del grupo nitro de la posición cuatro a la seis hace al compuesto no biodegradable. Sustituciones en el anillo aromático OH

OH NO2 O2N

NO2

NO2

Degradable

No degradable

En general, los compuestos de alta masa molecular y/o de estructura compleja son no biodegradables o de difícil degradación. En estos casos, es más aconsejable el empleo de métodos físico-químicos de tratamiento. En la figura 3.4 se muestran los resultados obtenidos al analizar por cromatografía de gel un agua residual antes y después de ser sometida a un tratamiento biológico.3 En la parte (a) de la figura se aprecian dos picos que caracterizan a compuestos de alta masa molecular (1) y compuestos de baja masa molecular (2). En (b), puede observarse que después de un tratamiento biológico, la curva que caracteriza a los compuestos de baja masa molecular ha desaparecido, pero persiste la de aquellos de mayor masa molecular, y que no son removidos mediante este tipo de tratamiento. Los compuestos orgánicos remanentes en un agua residual que ha sido sometida a un buen tratamiento biológico (DBO5 soluble 10 mgL± ) son fundamentalmente no biodegradables y fácilmente determinados con la DQO. Estos compuestos pueden clasificarse en dos subgrupos (figura 3.5). El pri83


mer subgrupo está constituido por la fracción no biodegradable contenida en el residual original y que pasa a través del tratamiento sin experimentar ningún cambio (DQOND). Al segundo subgrupo pertenecen aquellos compuestos que son producidos por los propios microorganismos que realizan la acción depuradora, como consecuencia de su metabolismo. Su concentración varía entre 1 y 5 % de la DQO que es removida.

Fig. 3.4. Curva de elusión de cromatografía de gel. a) Antes del tratamiento biológico, b) después del tratamiento biológico. 84


Debe ser destacado que durante el tratamiento biológico solo se remueven aquellos 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 biodegradabilidad.

3.3.2. Purificación biológica de las aguas residuales Cuando un agua residual se pone en contacto con los microorganismos presentes en la unidad de tratamiento, los compuestos orgánicos pueden ser removidos a través de diversos mecanismos. Los sólidos suspendidos y coloidales son removidos por adsorción y coagulación. Si son degradables, son hidrolizados por las exoenzimas. Los productos de esta hidrólisis son enzimáticamente transportados al interior de las células. Si son inertes, pasan a constituir la fracción inerte de la biomasa. Por su parte, los compuestos que aunque solubles son de alta masa molecular deben también ser previamente hidrolizados antes de que puedan transportarse a través de la membrana bacteriana. Los compuestos de baja masa molecular son transportados directamente al interior de las células por las enzimas correspondientes. Los compuestos orgánicos removidos de las aguas residuales son parcialmente oxidados, y utilizados en parte en la síntesis de constituyentes de las células y en nuevas células (figura 3.6). Los principales productos de la oxidación son CO2, H2O y NH3. El propósito fundamental de esta oxidación es obtener la energía necesaria para las reacciones de síntesis. En principio los productos de la síntesis se almacenan como 85


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

Fig. 3.6. Mecanismo de la oxidación biológica. No obstante que la producción de biomasa generalmente no es el objetivo del tratamiento biológico de los residuales (aunque puede serlo en alguna situación particular), su formación en cierta cantidad es inevitable. En procesos aerobios Mc Carty1 ha obtenido valores de rendimiento (Y) (biomasa producida/DBO removida), que varían entre 0,30 y 0,51 para glucosa, anilina, lactato y acetato. Por otra parte, Servizi y Bogan4 han presentado valores de rendimiento GHSDUDXQDYDULHGDGGHFRPSXHVWRVPLHQWUDVTXH(FNHQIHOGHU\2¶&RQQRU 5 muestran valores de este parámetro entre 0,37 y 0,46 para muchos compuestos biodegradables. 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 0,032 y 0,27.6

3.3.3. Sustrato exógeno y endógeno Teniendo en cuenta que los compuestos orgánicos contenidos en el agua residual sirven como fuente de energía a los microorganismos, son denominados sustratos. Los sustratos se clasifican como exógenos (fuera de la célula bacteriana) y endógenos (en el interior de la célula bacteriana). Cuando el sustrato exógeno se agota, los microorganismos oxidan el sustrato endógeno. En una primera etapa estos sustratos endógenos sirven como material de reserva y cuando se agota, comienza la oxidación de las proteínas. Si los microorganismos constituyentes de la biomasa se mantie86


nen durante un cierto tiempo sin sustrato exógeno, muchos de ellos morirán. La masa remanente puede llegar a contener menos del 10 % en peso de organismos vivos, y será relativamente estable a la descomposición posterior. Este fenómeno es utilizado en la práctica para la estabilización aerobia de los lodos. La oxidación del sustrato exógeno puede ser descrita según la ecuación:

§ 1 1 · 1 C x H y O z ¨ X Y Z ¸ O 2 o X CO2 Y H 2O © 4 2 ¹ 2

(3.7)

La oxidación del sustrato endógeno puede representarse: C5 H 7 NO 2 5 n O 2 o 5 n CO 2 2 n H 2O n NH 3

(3.8)

La fórmula empírica C 5 H 7 NO 2 representa la composición media de la materia volátil celular.7 Esta biomasa contiene 12,3 % de nitrógeno y teóricamente requiere 1,42 g de oxígeno por cada gramo de biomasa totalmente oxidado. Aunque la fórmula empírica anterior, de Hoover y Porges, es la más difundida, hay muchas otras que también se utilizan. No obstante en la práctica el equivalente de oxígeno de biomasa volátil varía en el intervalo comprendido entre 1,3 y 1,5 gg± .

3.4. CINÉTICA DEL CRECIMIENTO BIOLÓGICO Y REMOCIÓN DE SUSTRATO 3.4.1. Crecimiento y multiplicación de microorganismos Cultivo discontinuo de poblaciones puras de microorganismos Cuando los microorganismos se ponen en contacto con un sustrato al cual están bien adaptados, crecen y se multiplican. Si se parte de presuponer que para el tiempo inicial t = 0 la concentración de microorganismos es X0, después de un cierto tiempo la concentración inicial se duplica. El tiempo de duplicación, tg, es llamado tiempo medio de generación. Después de transcurrido el tiempo de generación t = tg, los microorganismos se duplican nuevamente. Esto puede demostrarse mediante el esquema siguiente: t=0 tg 2tg 3tg n tg

X0 2X0 4X0 8 X0

87

21 X0 22 X0 23 X0 2n X0


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

X t 2n X 0 2 Aplicando logaritmos a la ecuación 3.9:

t

tg

X0

t ln 2 ln X 0 tg

ln X t

(3.9)

(3.10)

Escribiendo:

0,69 tg

ln 2 tg

ȝ

(3.11)

Sustituyendo en la ecuación 3.10 se obtiene, ln X t

ȝW ln X 0

(3.12)

La ecuación 3.12 también puede escribirse:

Xt

X0 e ȝ t

(3.13)

Conociendo el valor de P se puede, mediante la ecuación 3.13, calcular el valor de la concentración de microorganismos a cualquier tiempo t. Diferenciando con respecto al tiempo la ecuación 3.13, se obtiene la ecuación cinética general de crecimiento.

dX dt

ȝ; ȝ

1 dX X dt

(3.14)

El término P es denominado velocidad específica de crecimiento. A partir de la ecuación 3.14 puede concluirse que P solo depende del tiempo de generación, tg, de un microorganismo dado. Sin embargo, esta conclusión es válida solamente para altas concentraciones de sustrato. Para bajas concentraciones de sustrato, P se hace dependiente de la misma de acuerdo con la bien conocida ecuación de Jacques Monod:

ȝ

ȝmáx

S KS S

donde: S: concentración de sustrato limitante (mgL±). Pmáx: Velocidad específica de crecimiento máxima h±. KS: Constante de saturación (mgL±). KS: VS = S para P = ½ P máx 88

(3.15)


Fig. 3.7. Representación gráfica de la ecuación de Monod. Combinando las ecuaciones 3.14 y 3.15, se obtiene que:

dX dt

ȝmáx

S X KS S

(3.16)

Aquí se aprecia que la velocidad de crecimiento de los microorganismos es función de su concentración y de la concentración de sustrato. Cuando el sustrato se encuentra en condiciones lo suficientemente altas como para que su variación no afecte la velocidad de crecimiento, la ecuación 3.16 se transforma:

dX dt

ȝmáx X

(3.17)

O sea, que la velocidad de crecimiento en un instante dado es solo función de la concentración de microorganismos multiplicado por la velocidad específica máxima de crecimiento. Todo el desarrollo anterior fue logrado inicialmente para cultivos puros y sustratos de un solo componente. Sin embargo, su uso se ha extendido para el caso de cultivos mixtos y sustratos multicomponentes, que es la situación que prevalece durante el tratamiento biológico de aguas residuales. Cultivo de poblaciones mixtas de microorganismos La dinámica poblacional de los cultivos es un proceso complejo y no totalmente conocida aún. Al aplicar la ecuación de Monod a cultivos mixtos, debe tenerse en cuenta que las constantes de crecimiento P máx y KS representan valores promedio de las constantes de crecimiento de las especies individuales y de su proporción en el cultivo. Los cambios en la población se reflejan en cambios en las constantes de crecimiento. 89


Fig. 3.8. Relación entre Pmax y KS para varios sustratos. 1. Glucosa 2. 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 es P máx. 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 P y la concentración de sustrato para dos microorganismos. A modo de ejemplo de lo anterior puede citarse un caso extremo de un cultivo 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 un valor de P máx = 0,2 h± y KS = 1 mgL±. Para la especie B estos valores son respectivamente, 0,5 h± y 50 mgL±.

90


En la figura 3.9 puede apreciarse además que para bajas concentraciones de 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 la de B. Para concentraciones de sustratos cercanas a 35 mgL± (punto de intersección de ambas curvas), ambas especies alcanzan la misma velocidad de crecimiento y su proporción en el cultivo mixto es la misma. A altas concentraciones la especie B alcanza mayor velocidad de crecimiento, y consecuentemente se encontrará en mayor proporción. El significado práctico de esta conclusión teórica es que queda demostrada una de las formas en las que se puede inhibir o evitar el crecimiento de algunos microorganismos indeseables en la unidad de tratamiento, por ejemplo, los filamentosos en los procesos de lodo activado y lagunas aereadas.

3.4.2. Cinética de la remoción de los compuestos orgánicos de las aguas residuales mediante cultivos mixtos Durante años se han desarrollado diferentes modelos matemáticos para explicar el mecanismo de remoción de la DBO en los procesos de tratamientos biológicos. 8, 9 Todos estos modelos coinciden en que la velocidad de remoción de DBO por unidad de biomasa (' DBO/SSV.t) es constante cuando se tienen valores altos de la DBO. Esta velocidad específica de remoción de la DBO se mantiene constante hasta que se alcanza un valor de concentración de DBO, a partir del cual la velocidad de remoción se hace dependiente de la concentración y decrece con ella. Hay otros casos en los que ha quedado demostrado que la remoción de sustrato (DBO ó DQO) sigue una cinética de orden cero, o sea, es independiente de la concentración de DBO ó DQO en todo el intervalo de concentración. 10 Uno u otro comportamiento se debe a que el contaminante esté constituido por una mezcla de sustancias o por una sola sustancia. Para el estudio cinético de la remoción de la DBO es conveniente clasificar los sustratos como: Sustratos de un solo componente que pueden ser transportados directamente al interior de la célula. Sustratos multicomponentes, constituidos por una mezcla de sustratos simples.

91


Sustratos de un solo componente Como ya ha sido expresado, la remoción de sustrato de una solución, siempre va acompañada de crecimiento de biomasa, existiendo una relación matemática que vincula ambos fenómenos:

dX dt

Y

dS dt

(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 función de la concentración de sustrato,

dX dt

ȝm

S X KS S

y de la ecuación 3.18, puede obtenerse:

ȝm

dS dt

Y

X

S KS S

(3.19)

en tratamiento de residuales es frecuente encontrar que KS S, y la ecuación 3.19 queda:

dS dt

ȝm X Y

(3.20)

dS dt

KX

(3.21)

o también:

donde:

K

ȝm 1 d Y

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

92


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 sustratos multicomponentes, o sea, una mezcla de compuestos que integralmente se reportan como DBO ó DQO. Cada uno de los compuestos que conforman el residual está presente en concentraciones distintas, y se remueven de acuerdo con una cinética de orden cero aunque a distintas velocidades, como se ilustra en la figura 3.11(a), donde cada recta representa la variación, con respecto al tiempo, de la DQO de cada uno de los constituyentes individuales. En la figura 3.11(b) se aprecia que para un tiempo cualquiera la velocidad de remoción del sustrato multicomponente y la concentración total del sustrato (expresada como DQO) es la suma de las velocidades de remoción de los sustratos simples y de la concentración de los sustratos respectivamente. En la medida que un sustrato simple se agota, la velocidad de remoción disminuye instantáneamente, 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 la práctica del tratamiento de las aguas residuales, el punto de ruptura puede ser sustituido por una disminución suave. Esta curva puede ser descrita por una ecuación diferencial general que representa la cinética de una reacción química simple:

dS dt

kn X 0 S n

donde:

dS : Velocidad de remoción (mgL±d±). dt kn: Constante de velocidad de remoción (d±). 93

(3.22)


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 procesos microbiológicos. Sin embargo, el punto débil en la aplicación de esta ecuación, es que presupone un incremento en la velocidad de remoción ante cualquier incremento en la concentración de sustrato. Experimentalmente ha quedado demostrado que si se incrementa la concentración de un sustrato multicomponente, y se mantiene constante la proporción de cada componente en el sustrato, no se apreciará incremento en la velocidad de remoción. De la figura 3.11 se aprecia que la velocidad instantánea de remoción de un sustrato multicomponente está relacionada con el número de sustratos simples remanentes.

Fig. 3.11. Ejemplo teórico de remoción de sustratos multicomponentes. 94


Al considerar la velocidad de remoción inicial, que es constante para un cultivo y mezclas de sustratos específicos, puede expresarse la velocidad en función de número de componentes remanentes en relación con la situación original. Así:

§m· f¨ ¸ ©M ¹

r

(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 componentes originalmente presentes, ni la ley que describe su remoción de la mezcla. Suponiendo un número grande de componentes, puede sustituirse el número de componentes por la concentración. La función f expresa además, en alguna forma, el decrecimiento de la velocidad de remoción causada por el número reducido de componentes y, por tanto, la disminución de la concentración total de sustrato con el tiempo. Para reflejar esto, un exponente similar al de orden de reacción puede utilizarse. La ecuación cinética se puede expresar: dS dt

§S· kn X 0 ¨ ¸ © S0 ¹

n

kn

X0 n S S0 n

(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, §S· k¨ ¸ © S0 ¹

ǻ6 șX

ș

V Q

95

n

(3.25)


El modelo de velocidad de reacción representado por la ecuación 3.24 fue inicialmente descrito por Grau y col.11 Aunque bastante general, el modelo cinético de Grau no es más que otro de los muy diversos modelos que pretenden explicar la cinética de los procesos biológicos de tratamiento de aguas residuales. Entre muchos otros modelos descritos pueden ser citados el de Eckenfelder 12 y el de Lawrence y McCarty. 13 La ecuación que responde al modelo cinético de Eckenfelder ha tenido un uso muy difundido a través de los años. Originalmente formulada para una cinética de primer orden con respecto a la DBO, ha sido posteriormente utilizada para órdenes de reacción superior al primero,

dS dt

K S n X

(3.26)

donde: n: Orden de reacción.

Fig. 3.12. Diferentes valores de la constante cinética K que se obtiene al aplicar el modelo de primer orden de Eckenfelder a un agua residual de DBO variable. Otra forma de expresar la ecuación 3.26 es,

ǻ6 șX

K S n

(3.26 a)

La mayor limitación del modelo de Eckenfelder radica en que para aguas residuales cuya DBO es variable, se obtiene distintos valores de K en dependencia de los valores de la DBO inicial (S0). Figura 3.12. Esta dificultad es salvada en el modelo cinético de Grau. Por otra parte, el modelo de Lawrence y McCarty es aplicable para cinética de orden intermedio entre cero y primer orden, 96


dS dt

km

ǻ6 șX

S X KS S

km

(3.27)

S KS S

(3.27 a)

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

3.4.3. Cálculo de la constante de velocidad Para estimar la constante de velocidad de remoción de DBO deben realizarse corridas experimentales a diferentes tiempos de retención y conocer para cada caso, la concentración de biomasa, medida como sólidos suspendidos volátiles, 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 realizaron corridas experimentales en un reactor de 10 L con alimentación continua. Los resultados obtenidos aparecen resumidos en la tabla 3.1. Determine el valor de la constante asumiendo que la reacción de degradación es de primer orden con respecto a la DBO. Tabla 3.1. Datos experimentales Corrida Experimental No. 1 2 3 4 5 6

Q

S0

Ld-1 13 15 30 30 40 60

X

mgL-1 900 950 1200 1200 1500 1500

De acuerdo al modelo de Grau:

ǻ6 șX

S

k 97

S S0

63 133 420 300 750 900

7247 4126 3151 4959 2500 2582


graficando

ǻ6 șX

vs

S S0 , 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 0,15 ǻ6 șX 0,07 S S0

2 0,30

3 4 5 6 0,75 0,55 1,20 1,40

0,14

0,35 0,25 0,50 0,60

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

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

3.5. NITRIFICACIÓN-DESNITRIFICACIÓN Es 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. El valor 0,2 puede considerarse representativo de este conjunto de datos. A falta de disponer de análisis más precisos, puede ser adoptada esta relación como buena para el cálculo de instalaciones de tratamiento. Generalmente la incorporación de aguas residuales industriales a las municipales, favorecen la disminución de esa relación. 98


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

Procedencia Municipal Lecherías Cervecerías Papeleras Centrales azucareros Tintorerías

N/DBO5 0,17-0,20 0,05-0,04 0,25 0,1-0.02 0,1-0,2 0,1-0,05

Formas del nitrógeno y su evolución En las aguas residuales de origen doméstico, la forma más común en que se presenta el nitrógeno es como nitrógeno orgánico (N-org) y nitrógeno amoniacal (N-NH3). En esta agua los nitritos y nitratos aparecen generalmente en concentraciones casi siempre despreciables. La presencia de nitritos y nitratos en las aguas residuales sin tratar casi siempre es debida a contaminación de origen industrial. Cuando la concentración de N-NH 3 es elevada, se produce una acción inhibidora superior sobre un grupo de las bacterias nitrificantes, las nitrobacterias, que sobre otro, las nitrosomonas. (O QLWUyJHQR WRWDO .MHOGDKO ³117.´ UHSUHVHQWD HO WRWDO GH QLWUyJHQR HQ forma orgánica y amoniacal y no incluye nitritos ni nitratos. El nitrógeno orgánico puede ser inerte o degradable, con un orden de magnitud del 12 % (10 % en suspensión y 2 % soluble) y 88 % respectivamente. Las dos más importantes fuentes de contaminación nitrogenada son los vertidos de proteínas y urea. La fracción orgánica degradable se transforma, por acción enzimática, en forma amoniacal, mediante el proceso conocido como amonificación. La cinética de 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 la fracción orgánica inerte. De lo anterior puede concluirse que, con el tratamiento por lodos activados, no es necesario conocer la proporción entre las formas orgánicas y amoniacales. En cambio, en los sistemas de tratamiento del tipo cultivos fijos (lechos bacterianos, discos biológicos, filtros, etc.), en los cuales el tiempo de retención en el reactor es muy corto, puede no completarse la amonificación y si puede cobrar importancia conocer la proporción en que se encuentran el N-org y el N-NH 3. El nitrógeno amoniacal procede de la amonificación del nitrógeno orgánico que puede efectuarse en la propia red de colectores y que afecta a prácticamente la totalidad de la urea y de los demás compuestos orgánicos fácilmente 99


degradabIes. Una parte de este nitrógeno se incorpora a la masa bacteriana en la constitución de las células a través del proceso de asimilación. Cuando las condiciones ambientales son favorables, en particular el tiempo de retención de la biomasa y la temperatura, el nitrógeno llega a oxidarse a la forma de nitrato en el proceso biológico aerobio identificado como nitrificación. En un reactor anóxico algunas bacterias heterótrofas son capaces de consumir 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 la Figura 3.14.

Fig. 3.14. Ciclo del nitrógeno en el tratamiento.

3.5.1. Nitrificación En el estudio de la nitrificación es importante diferenciar entre las funciones de oxidación del carbono y del nitrógeno propiamente dicho. Ambos procesos pueden llevarse a cabo en una sola etapa o en etapas separadas, tanto en sistemas de biomasa en suspensión como en lecho fijo. En casi todos los procesos biológicos están presentes las bacterias nitrificantes, sin embargo para que la nitrificación tenga lugar es necesario que 100


existan, entre otras cosas, condiciones adecuadas para el crecimiento de las bacterias nitrificantes. En otro caso, prevalecerá el crecimiento de las bacterias heterótrofas. La nitrificación se propicia disminuyendo la carga orgánica de los procesos biológicos. El N-NH3 es transformado en nitrito y nitrato por bacterias autotróficas constituyendo el oxígeno requerido para esta oxidación, una demanda adicional a la que posee la materia orgánica que es normalmente estabilizada durante los tratamientos biológicos. La primera etapa de la nitrificación tiene su origen en la acción de las bacterias Nitrosomonas, siendo las Nitrobacter las responsables de la transformación posterior del N-NO3±. Ambas reacciones de oxidación se representan a continuación: Nitrosomonas

NH 4 3/2 O 2 o 2H H 2O NO 2± Nitrobacte r

NO 2± 1/2 O 2 o NO 3±

(3.28) (3.29)

A partir de la estequiometría de estas ecuaciones puede deducirse que se requieren 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 posee aproximadamente una concentración de 25 mgL± de N-NH3, esto tiene como consecuencia una demanda de oxígeno al cuerpo receptor de 114 mgL± por concepto de la ulterior oxidación a NO3±. Si esta demanda se compara con la que normalmente tienen estos efluentes (demanda carbonácea), aproximadamente 50 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, sino que en realidad va acompañada de la síntesis de nuevas células además de consumo de oxígeno. La síntesis de nuevas bacterias nitrificantes se expresa:14 ± + (Nitrosomonas) 15CO2 + 13 NH4+ o 10 NO2 + 3 C5H7NO2 + 23 H + 4 H2O (3.30) ± + (Nitrobacter) 5 CO2 + NH4+ + 10 NO2± + 2 H2O o 10 NO3 + C5H7NO2 + H (3.31)

El rendimiento celular de estas reacciones está en el intervalo de 0,04 a 0,29 mg SSV (mg N-NH3)± para las bacterias Nitrosomonas y de 0,02 a 0,084 mg SSV (mg N-NO2±)± para Nitrobacter.15 Suponiendo para estas dos reacciones respectivamente rendimientos de 0,15 mg SSV(mgN-NH3)± y 0,02 mg SSV(mgN-NO2)± puede plantearse: ± 55 NH4+ + 76 O2 + 109 HCO3± o C5H7NO2 + 54 NO2 + 57 H2O + + 104 H2CO3 (3.32)

101


400 NO2± + NH4+ + 4 H2CO3 + HCO3± + 195 CO2 C H NO + o 5 7 2 + 3 H2O + 400 NO3± (3.33) De las ecuaciones 3.32 y 3.33 puede obtenerse: NH 4 1,83 O 2 1,98 HCO3 o 0,021C 5H 7 NO 2 1,04 H 2 O 0,98 NO3 1,88 H 2CO3

(3.34)

Dos conclusiones importantes se derivan del análisis de la ecuación 3.34. La primera 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. La segunda 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.16 Cinética de la nitrificación Para los sistemas de biomasa en suspensión los factores que se apuntan como incidentes en la nitrificación son:

Concentración de N - NH3 y N- NO2± Relación DBO5/NKT Concentración de oxígeno disuelto Temperatura pH

Se ha demostrado que existe una relación directa entre la capacidad de nitrificación en un determinado proceso y la relación DBO 5/NKT. Para valores de este cociente entre 1 y 3, el porcentaje de bacterias nitrificantes en la biomasa oscila entre 21 y 8,3 % respectivamente. En los sistemas de lodo activado de tipo convencional, para los que la relación empírica DBO5/NKT es mayor de 3, el porcentaje de bacterias nitrificantes es mucho menor de 8,3. En los sistemas de lecho fijo, tanto en los filtros percoladores como en los biodiscos, también puede presentarse la nitrificación. Temperatura La temperatura ejerce una influencia importante sobre la velocidad de nitrificación, aumentando esta última con el incremento de la temperatura del medio. Esta influencia se refleja en las constantes asociadas a la cinética de la nitrificación. El intervalo de temperatura en el que ocurre preferentemente la nitrificación es el comprendido entre 4 y 45 qC, siendo 35 qC la temperatura óptima para las EDFWHULDV1LWURVRPRQDV\±qC para Nitrobacter. 102


En la tabla 3.3 se reportan valores de velocidad específica de crecimiento de Nitrosomonas para tres temperaturas diferentes. Tabla 3.3. Velocidad máxima específica de crecimiento para Nitrosomonas

Temperatura, qC P n,m 10 0,3 20 0,65 30 1,2 Para propósitos de diseño, una expresión aceptable del efecto de la temperatura sobre la velocidad máxima específica de crecimiento para las nitrosomonas es: ȝnm

0,65 e 0 ,098 ( t 20 )

(3.35)

Oxígeno disuelto Generalmente la influencia de la concentración de oxígeno en la velocidad de nitrificación ha sido objeto de controversias. No obstante, es aceptado, por evidencia experimental, que bajo determinadas condiciones se puede obtener nitrificación completa aun a concentraciones de oxígeno tan bajas como 0,5 mgL± . Un estudio relativamente reciente para analizar la influencia de diversos factores en la nitrificación ha sido reportado por Stenstrom y Song. 17 En este estudio se concluye que: Tanto para sistemas de biomasa en suspensión como para medio fijo, la concentración de oxígeno que limita la nitrificación está en el intervalo comprendido entre 0,5 y 2,5 mgL±. La concentración límite de oxígeno para la nitrificación en condiciones estacionarias es función del tiempo de retención de la biomasa y de la resistencia difusional al transporte de masa. En la medida en que la concentración de oxígeno es menor, se requiere mayor tiempo de retención de la biomasa para garantizar una completa nitrificación. Bajo condiciones transcientes de choques de carga orgánica, o de aumento de la resistencia a la difusión o competencia entre bacterias heterótrofas y nitrificantes, la concentración límite de oxígeno puede ser significativamente mayor que bajo otras condiciones.

103


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 determinado por la alcalinidad y el CO 2 presente en el sistema. En aquellos casos de reactores abiertos, en los que ocurre desprendimiento de CO 2, pueden mantenerse altos valores de pH a bajos niveles de alcalinidad en el medio. En sistemas cerrados, donde normalmente el despojamiento de CO 2 se dificulta, la alcalinidad del agua residual debe ser hasta 10 veces el valor de la concentración del nitrógeno que se oxida para que pueda mantenerse el pH. Para propósitos de diseño, es suficiente tomar en consideración que la velocidad de nitrificación disminuye considerablemente en la medida que el pH cae por debajo del intervalo de neutralidad del medio. Es mejor mantener el pH entre los valores de 6,5 y 8,0. La influencia del pH sobre la velocidad máxima de nitrificación puede cuantificarse mediante la expresión,

ȝnm

ȝnm >1 0,833 7 ,2 pH

@

(3.36)

donde: P nm: velocidad específica de nitrificación a pH = 7,2. Efecto de la relación DBO5/NKT Generalmente en todos los sistemas de nitrificación hay suficiente materia orgánica en el reactor como para propiciar el crecimiento de las bacterias heterótrofas. Cuando se incrementa el tiempo de retención medio celular (edad del lodo) para incrementar la concentración de biomasa (SSV), con el objetivo de obtener mayor remoción de DBO, se corre el peligro potencial de que la velocidad de crecimiento de las bacterias nitrificantes sea mayor que 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 el tiempo de retención de los sólidos sea mayor que un valor limite que se establezca. Opuestamente a lo que sucede en los sistemas de biomasa en suspensión, en aquellos en los que la biomasa esta adherida a un medio, sistemas de biopelícula, el factor que controla es el proceso de transporte de masa.

104


Las condiciones que existen en el entorno cercano de los microorganismos en la biopelícula, no son las mismas que para los sistemas de biomasa en suspensión. En la biopelícula la concentración de sustrato varía con la profundidad a lo largo del espesor, y es significativamente menor que en el seno del líquido. Siendo esto válido tanto para la concentración de oxígeno como para la de nitrógeno amoniacal, la velocidad de nitrificación en biopelículas es menor que la que podría esperarse tomando como referencia la concentración de nitrógeno en el líquido. El transporte de masa o resistencia difusional incide sobre la nitrificación de la manera que se describe: No es válida la suposición de que la etapa limitante de la nitrificación sea 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 nitrificación. Investigaciones realizadas por Downing, Painter y Knowles1 8 concluyen que la cinética de la nitrificación puede ser formulada en términos de la relación de Monod.

dX n dt y

ȝn

ȝnm

dNa dt

(3.37)

Na Kn Na

(3.38)

Yn

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. P n: Velocidad específica de crecimiento de los organismos nitrificantes a la concentración 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 conversión de N-NH3 a N-NO2± es aproximadamente tres veces mayor a la correspondiente a la transformación del N-NO2± a N-NO3±.19 O sea, se requiere producir el 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 que generalmente el N-NO2± se halla en bajas concentraciones en los efluentes de los tratamientos biológicos. 105


Teniendo en cuenta que las Nitrobacter tienen una velocidad específica de crecimiento mayor que el de las Nitrosomonas, la modelación de la nitrificación puede considerarse como un proceso de una sola etapa, la limitante, que es la conversión del N-NH3 a N-NO2±.21 Esta es la razón por la cual los diferentes términos definidos para las ecuaciones 3.37 y 3.38 tienen como base el N-NH3. La velocidad de crecimiento de las bacterias nitrificantes puede expresarse como:

dX n (3.39) ȝn X n dt Combinando las ecuaciones 3.37, 3.38 y 3.39 para explicar la velocidad de crecimiento en función del consumo de N-NH3 se obtiene:

1 Na X ȝnm Kn Na n Yn

dNa dt

(3.40)

O sea, que la velocidad de nitrificación es de primer orden con respecto a la concentración de Nitrosomas, y de un orden intermedio con respecto a la concentración de N-NH3 . La ecuación 3.40 puede escribirse de una forma equivalente si se define la velocidad específica máxima de consumo de sustrato, Km

Km

ȝnm Yn

(3.41)

Entonces la velocidad específica de consumo de sustrato puede expresarse:

K

Km

Na Kn Na

(3.42)

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

dN a dt

Km

Na X Kn Na n

(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 velocidades específicas de crecimiento y coeficientes de saturación para Nitrosomonas, a 20 oC. En aquellos casos en los que la concentración de N-NH3 tenga un valor cercano a los 25 mgL± o mayor, puede considerarse, desde el punto de vista 106


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

dN a (3.44) Km X n dt o sea, la velocidad de nitrificación solo es función de la concentración de las bacterias nitrificantes, su velocidad específica de crecimiento máxima y del rendimiento celular. Tabla 3.4.Velocidad específica máxima de crecimiento y coeficientes de saturación para Nitrosomonas a 20 oC

P nm d-1 1,32 0,84 1,62

Kn Referencia -1 mgL N-NH3 3,6 22 1,0 23 0,6 24

Con el objetivo de llegar a conocer las condiciones a partir de las cuales ocurre la nitrificación puede hacerse un balance de biomasa nitrificante (figura 3.15).

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

V

ǻ; n ǻW

ª Na º « ȝn m » X V bn X n V X n Qw Kn Na ¼ n ¬

donde: V: Volumen del reactor.

ǻ; n : Velocidad de crecimiento de las bacterias nitrificantes. ǻW P nm: Velocidad específica de crecimiento. 107

(3.4)


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:

ǻ; n Na Q ȝnm X n bn X n X n w ǻW K n Na V Considerando que: V Xn șx Qw X n y que en condiciones de estado estacionario se cumple que ǻ Xn ǻW

(3.46)

(3.47)

0

entonces, de la ecuación 3.46 se tiene que,

Na

§ 1· K n ¨bn ¸ șx ¹ © § 1· ¸ ȝn m ¨bn șx ¹ ©

(3.48)

De la ecuación 3.48 puede afirmarse que: la concentración de nitrógeno amoniacal en el reactor, y por tanto, en el efluente, es función de la edad del lodo e independiente tanto de la concentración de amonio en el afluente Nai como del coeficiente de rendimiento Yn . El desarrollo anterior demuestra que la nitrificación no siempre está presente, 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 del nitrógeno amoniacal es pequeño, pues ha ocurrido la trasformación de la forma amoniacal a N-NO2 ± y N-NO3 ± . Para edades de lodo, cercanas a 3,5 d, la concentración de Na se incrementa bruscamente. Si T x 3,5 d, el valor de N-NH3 aumenta hasta que se obtiene: Na = Nai , que es la condición límite.

108


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 del cual 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:

Ko ¢¢ 1 N ai Ko Suponiendo que N | 0 , lo que es válido desde el punto de vista práctico, y ai resolviendo la ecuación 3.48 para ș xm , se tiene que: ș x, m

1 ȝn, m bn

(3.49)

De aquí puede concluirse que aunque a los efectos pr ácticos, generalmente se considera que para que ocurra nitrificación se requiere una edad de lodo superior a tres días, esto no es absoluto, ya que la edad de lodo mínima depende de la velocidad específica de crecimiento máxima de las Nitrosomonas y de su coeficiente de respiración endógena. También a los efectos prácticos, el valor del coeficiente bn puede asumirse despreciable en la ecuación 3.49. Esto explica el fenómeno de nitrificación que se ha reportado a valores de edades de lodo de dos días en el tratamiento de residuales de pulpa y papel.22 109


Ejemplo 3.2 Calcular la velocidad máxima específica de crecimiento de las bacterias nitrificantes bajo condiciones no limitantes de pH y oxígeno disuelto. Considere una temperatura de 30 RC. Para propósitos de diseño puede utilizarse le ecuación 3.35: ȝn,m

0 ,65 e 0 ,098 t 20

ȝn,m

0 ,65 e 0 ,098 30 20

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 numéricamente igual a la que se produce. Por tanto, la relación entre la edad de lodo mínima para que ocurra nitrificación y P n será, 1 ș x,m

ȝ n,m bn

ȝn,neto

Asumiendo que bn = 0, 1 ș x,m

ȝn,m

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

șx,d șx,d

3,5 șx,m 2d

Ejemplo 3.4 Considerando que la alcalinidad del medio en los ejemplos anteriores es 25 mgL± como CaCO3, estime la que debe ser añadida para satisfacer la demanda 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,

110


ȝn ȝn

1 ș x ,d

0,5

ȝn,m

Na Kn N a

suponiendo que Kn

0,5 1,73

Na 1 Na

1,0

Na = 0,41 mgL±

La alcalinidad a consumirse durante la nitrificación es, ±= 24,59 mgL± alcalinidad consumida 24,59 · 7,1 175 mgL± alcalinidad a adicionar ± 25 mgL±

3.5.2. Desnitrificación La denitrificación biológica implica la reducción microbiológica del nitrato a nitrito y finalmente del nitrito a nitrógeno gaseoso. El nitrato y nitrito constituyen la fuente de oxígeno para este proceso. De tal forma, la desnitrificación normalmente ocurre en ausencia de oxígeno molecular, pero con la presencia de nitrato. Estos procesos son denominados anóxicos. De modo que la desnitrificación transforma el nitrógeno de una forma potencialmente objetable, nitrato, a otra biológicamente inerte, nitrógeno gaseoso. La desnitrificación presenta cinco campos de interés, sin considerar los riesgos que para la salud puede implicar un efluente con alto contenido de nitrato: Consigue recuperar una parte de la alcalinidad que fue consumida durante el proceso de nitrificación. Esto es: 3,5 g como CaCO3 por cada g N-NO3 reducido. Disminuye considerablemente los riesgos potenciales comúnmente asociados a la desnitrificación incontrolada que puede desarrollare en la sedimentación 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 sedimentabilidad de los fangos, disminuyendo el índice volumétrico de lodos. Contrariamente al pequeño número de especies nitrificantes, las de las desnitrificantes es mucho mayor. De ahí que resulten más aptas para su acli111


matación y, por consiguiente, tengan una mayor y mejor resistencia a las agresiones del medio ambiente. Muchos microorganismos presentes en los sistemas de lodos activados municipales pueden llevar a cabo procesos de desnitrificación, aunque estos no se hayan diseñado específicamente para ello. Su presencia se debe en parte a que son organismos facultativos. O sea, que pueden utilizar indistintamente el oxígeno o el nitrato como último aceptor de electrones. Por otro lado las bacterias desnitrificantes pueden también proliferar en sistemas aerobios, debido a su habilidad para emplear el oxígeno molecular, y oxidar eficientemente la materia orgánica. La capacidad de ubicuidad de las bacterias desnitrificantes minimiza la necesidad de crear un ambiente con condiciones especiales para su subsistencia, tal como ocurre con las nitrificantes.

3.5.2.1. Metabolismo de la desnitrificación En la desnitrificación el nitrato y nitrito actúan como aceptores de electrones 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 el cuál las células liberan energía. En el sistema generalmente existe un mecanismo de autocontrol, de manera tal 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, el nitrato será la especie que se favorecerá como aceptor final de electrones sobre cualquier otro compuesto que pueda ser reducido, como por ejemplo el sulfato. El mecanismo de control de las bacterias desnitrificadoras ocurre en dos niveles: Síntesis de las enzimas requeridas para la desnitrificación Actividad enzimática propiamente dicho Es conocido que son necesarias entre 2 y 3 horas para la síntesis enzimática en cultivos puros cuando el hábitat de las bacterias es modificado de un medio aerobio para uno anóxico. Sin embargo, estudios han demostrado que las enzimas desnitrificantes pueden estar presentes aun cuando el medio no sea anóxico, sugiriendo que el periodo de síntesis de las enzimas puede ser innecesario con anterioridad 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 oxígeno de 0,2 mgL± ya se aprecia inhibición.24 En lodos activados los valores inhibitorios reportados están comprendidos entre 0,3 y 1,5 mgL ±.25 112


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

3.5.2.2. Cinética de la desnitrificación La 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 generales del proceso de desnitrificación. Esta expresión frecuentemente es empleada en aquellos casos en los que este proceso ocurre en reactores independientes y se 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 sustrato como de la biomasa. Como ya se expresó, existen casos en los que la velocidad de crecimiento de las bacterias desnitrificantes puede representarse mediante la ecuación de Monod:

ȝD

ȝDm

D KD D

(3.50)

donde: P D: Velocidad específica de crecimiento de las bacterias desnitrificantes h±. D: Concentración N-NO3 (mgL±). P Dm: Velocidad específica de crecimiento máxima h±. KD: Constante de saturación (mgL±). Si KD D, entonces la ecuación anterior se transforma en una expresión de 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, ȝD

ȝD m KD

D

(3.52)

Como la velocidad de crecimiento de las bacterias desnitrificantes es similar al de las heterótrofas, mucho mayor que el de las nitrificantes, el tiempo de 113


retención medio celular para prevenir el lavado de dichas bacterias del reactor es mucho menor que el de estas últimas. La velocidad de remoción de nitrato puede relacionarse con la velocidad específica de crecimiento,

ȝD YD

UD

U Dm

D KD D

(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 nitrato g N-NO3± (g SSV)±. La influencia de la concentración de materia orgánica sobre la desnitrificación puede expresarse mediante una relación similar,

UD

U Dm

S KS S

(3.54)

donde: S: Concentración de sustrato orgánico mgL±. Como ambos, tanto la concentración de nitrato como de sustrato de origen orgánico influyen sobre la velocidad de desnitrificación, una mejor aproximación se obtiene cuando la velocidad de remoción de nitrato se expresa,

UD

U Dm

S D KS S K D D

(3.55)

Existen evidencias experimentales de que los valores de KD son relativamente bajos (0,1-0,2 mg N-NO3± L±).26 A partir de este hecho, y analizando la ecuación (3.52), puede concluirse que concentraciones de N-NO3 ± tan bajas como 1-2 mgL± no tienen efecto sobre la velocidad de desnitrificación. Por lo tanto, la concentración de nitrato no influye en la velocidad de ese proceso, a menos que la concentración sea mucho más baja que la del intervalo analizado. Esto último, aunque cierto, quizás carezca de interés práctico por el valor tan bajo de concentraciones de que se trata. Por otro lado, el valor de KS dependerá del tipo de compuesto orgánico que se emplee como dador de electrones. Valores de KS para el metanol han sido reportados entre 0,1 y 72 mgL±.27 Cuando se emplea agua residual municipal como sustrato orgánico, expresado como DBO, los valores de KS son mayores que los reportados para el 114


metanol, por esta razón, en estos casos, la velocidad de desnitrificación puede considerarse que depende de la concentración de sustrato.28 La influencia del oxígeno en la velocidad de desnitrificación puede también ser reflejada en la ecuación (3.55) de la velocidad,

UD

U Dm

S D KO K S S K D D K O SO

(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 de consumo de DBO. Considerando que la ecuación que describe la cinética de remoción de DBO es similar a la 3.19,

qS

qSm

S KS S

(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 se emplea para relacionar el consumo de oxígeno a la utilización de sustrato orgánico: UD

1 1,42 Yob

qS 1,42 b 2,86 2,86 d

(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 de DQO, 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 y nitrato que son empleados para la síntesis de biomasa. El segundo término representa la fracción de nitrato utilizado en la respiración endógena. Al igual que ocurre con la nitrificación, el proceso de desnitrificación es función de la temperatura y la concentración de oxígeno disuelto en el medio. Así la velocidad de desnitrificación puede expresarse,29 8¶D = UD · 1,09 (t ± ±OD) (3.59) ± 8¶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±. 115


Teniendo en cuenta lo que representa en cuanto a costo la utilización de una fuente externa de carbono para satisfacer los requerimientos energéticos de la biomasa, en los procesos de desnitrificación suelen llevarse a cabo de manera conjunta ambos procesos, nitrificación-desnitrificación, para aprovechar la fuente de carbono existente en el agua residual. Según se ha reportado, con este tipo de proceso secuencial se logran velocidades de desnitrificación de hasta 0,2 kg N-NO3 (kg SSV·d)±. Ejemplo 3.5 Se producen diariamente 5000 m3 de un agua residual nitrificada. El efluente del tanque de nitrificación contiene 30 mgL± de NNO3±, 2 mgL± de oxígeno disuelto y 0,5 mgL± de NNO2±. Asumiendo que el efluente tiene un contenido máximo de NNO3± de 3 mgL±y que la DBO5 no excede los 10 mgL±, calcule el volumen del reactor requerido para la desnitrificación.

UD

U Dm

S D KS S KD D

suponga que: KS 25 mgL± para DBO5 KD 0,1 mgL± para N Concentración de N-NO3± en el efluente = 3,0 - 0,5 = 2,5 mgL±1

UD

UD

1 șDm

0,6

2,5 10 0,1 2,5 25 10

kdD , considerando k

dD

0 ,165 d -1

0,07 d±

El tiempo de retención celular límite se calcula,

0,6

1 șDm

0 ,07 ;

qDm = 10,52 d±1

Aceptando un factor de seguridad de 2, el tiempo de retención celular de diseño será, T D, diseño = 21 d±1 Mediante un balance de nitrógeno para el proceso de desnitrificación, se obtiene una ecuación similar a la 3.42. A partir de ella puede obtenerse,

116


Q D0 D VX

1 k dD ș D,diseño ș D,diseño Yn

Si X = 2 750 mgL±1 y Yn = 0,8, V = 340 m3

Notas bibliográficas 1 MC CARTY, P. L.³7KHUPRG\QDPLFVRIELRORJLFDOV\QWKHVLVDQGJURZWK´$GY in Water Poll. Res., vol. 2, Pergamon Press, EE. UU. 1964. 2 JORGENSEN, P.E., T. ERIKSEN, AND B. K. JENSEN: ³(VWLPDWLRQRIYLDEOHELRPDVVLQ wastewater and activated sludge by determination of ATP, Oxygen Utili]DWLRQUDWHDQG)'$+\GURO\VLV´Water Res., vol. 26, no. 11, 1992. 3 PÉREZ, J. Y C. MENÉNDEZ: Análisis cromatográfico de los residuales de pulpa y papel antes y después de un tratamiento biológico, inédito, ISPJAE, Ciudad de La Habana, 1986. 4 SERVIZI, J.A. AND R. H. BOGAN: ³)UHH HQHUJ\ DV D SDUDPHWHU LQ ELRORJLFDO WUHDWPHQW´Proceeding, ASCE, vol. 89, sa, vol. 3, no. 17, 1963. 5 ECKENFELDER, W.W. AND'-2¶&ONNOR: Biological Waste Treatment, Pergamon Press, Oxford, 1961. 6 BENEFIELD, L. AND C. RANDALL: Biological Process Design for Wastewater Treatment, Prentice Hall Series in Environmental Sciences, EE. UU., 1980. 7 HOOVER, S. R. AND N. PORGES:³$VVLPLODWLRQVRIGDLU\ZDVWHVE\DFWLYDWHG VOXGJH´3DUW,,Sewage and Industrial Wastes, vol. 24, no. 3, 1952. 8 MCCABE, B.J. AND W. W. ECKENFELDER:³%2'UHPRYDODQGVOXGJHJURZWKLQ WKH DFWLYDWHG VOXGJH SURFHVV´ -RXU Water Poll. Control Fed., vol. 33, no. 3, 1961. 9 WILSON, I. S.:³&RQFHQWUDWLRQHIIHFWVLQWKHELRORJLFDOR[LGDWLRQRIWUDGHZDV WHV´ Proceding 1st International Conference Water Pollution Research, Pergamon Press, London, 1962. 10 WOHRMAN, K.: Biological Treatment of Sewage and Industrial Wastes, vol. I, Ed. Mc Cabe, EE. UU., 1956. 11 GRAU, P., M. DOHANYOS, AND J. CHUDOBA:³.LQHWLFVRIPXOWLFRPSRQHQWVXEV WUDWHUHPRYDOE\DFWLYDWHGVOXGJH´Water Res., vol. 9, no. 6, 1975. 12 ECKENFELDER, W.W.: Industrial Water Pollution Control, McGraw Hill, USA 1966. 13 LAWRENCE, A.W. AND P.L. MCCARTY³8QLILHGEDVLVIRUELRORJLFDOWUHDWPHQW GHVLJQDQGRSHUDWLRQ´3URF$P6RF&LYLO(QJUV-RXUSan. Eng. Div. 96 (SA3), 1970. 117


14 VAN HAANDEL, A. C. AND G. R. MARAIS:³1LWULILFDWLRQDQGGHQLWULILFDWLRQLQWKH DFWLYDWHGVOXGJH SURFHVV´Research Report no. 42 Departament of Civil Engineering University of Cape Town, 1981. 15 PODUSKA, R. AND J. ANDREWS:³'\QDPLFVRIQLWULILFDWLRQLQWKHDFWLYDWHGVOXG JHSURFHVV´-RXUWater Poll. Control Fed., vol. 47, no. 11, 1975. 16 SHERRARD, J. H.:³'HVWUXFWLRQVRIDONDOLQLW\LQDHURELFELRORJLFDOZDVWHZDWHU treatment, Jour. Water Poll. Control Fed., vol. 48, no. 7, 1976. 17 STENSTROM Y S.S. SONG.:³(IIHFWRIR[\JHQWUDQVSRUWOLPLWDWLRQRQQLWULILFDWLRQ LQWKHDFWLYDWHGVOXGJHSURFHVV´-RXUWater Poll. Control Fed., vol. 63, no. 2, 1991. 18 DOMING, A., H. PAINTER, AND G. KNOWLES:³1LWULILFDWLRQVLQWKHDFWLYDWHGVOXG JHSURFHVV´Journal of the Institute of Sewage Purification, vol. 4, no. 130, 1964. 19 MC. CARTY, P. L.: Stoichiometry of Biological Reactions Progress in Water Technology, Pergamon Press, London, 1975. 20 ADAMS, C. E. AND W. W. ECKENFELDER:³1LWULILFDWLRQVGHVLJQDSSURDFKRI KLJK VWUHQJWK DPPRQLD ZDVWHZDWHUV´ -RXU Water Poll. Control Fed., vol. 49, no. 3, 1977. 21 HENZE , M., C. P. GRADY ET AL: IAWPRC Task Group on Mathematical Modelling for Design and Operation of Biological Wastewater Treatment, Final Report, 1985. 22 HALL, E. AND K. L. MURPHY:³(VWLPDWLRQRIQLWULI\LQJELRPDVVDQGNLQHWLFVLQ ZDVWHZDWHU´Water Res., vol. 14, no. 2, 1990. 23 ARGAMAN, Y. AND A. BRENNE: ³([SHULPHQWDOHYDOXDWLRQRIPRGHOOLQJDOWHUQDWL ves and process parameters for the single-sludge nitrogen removal SysWHP´3UHVHQWHGLQWKHIAWPRC Specialized Seminar, Copenhagen, Denmark, August, 1985. 24 MENÉNDEZ, C.: Wastewater Treatment from the Pulp and Paper Industry, Tesis de Doctorado, Instituto de Tecnología Química, Praga, 1986. 25 SIMPKIN, T.J. AND W.C. BOYLE:³7KHODFNRIUHSUHVLRQE\R[\JHQRIWKHGHQL WULI\LQJHQ]\PHVLQDFWLYDWHGVOXGJH´Water Res., vol. 22, no. 2, 1988. 26 FOCHT, D.D. AND A.C. CHANG:³1LWULILFDWLRQDQGGHQLWULILFDWLRQSURFHVVHVUH ODWHGZDVWHZDWHUWUHDWPHQWÁdv. Appl. Microbiol, vol. 19, no. 1, 1975. 27 BURDICK, C.R., D.R. REFLING AND H.D. STENSEL:³$GYDQFHGELRORJLFDOWUHDW PHQW WR DFKLHYH QXWULHQW UHPRYDO´ -RXU Water Poll. Control Fed., vol. 54, no. 9, 1982. 28 CHRISTENSEN, M.H. AND P. HARRAMOES:³%LRORJLFDOGHQLWULILFDWLRQRIVHZDJH DOLWHUDWXUHUHYLHZ´Water Tech., vol. 8, no. 2, 1977. 29 KUGELMAN, I. J. ET AL.³$HURELFGHQLWULILFDWLRQLQDFWLYDWHGVOXGJH´Proc. of the 1991 Env. Eng. Speciality Conf. Reno, NV. 1991. 118

Lodo Activado

CAPÍTULO 4

LODO ACTIVADO

4.1. GENERALIDADES Bajo la denominación del lodo activado se incluye un conjunto de procedimientos de tratamiento en los que se destaca, como elemento común, el íntimo contacto del agua residual con una masa biológica preformada y en suspensión, en un tanque aereado. Esta biomasa esta constituida por un cultivo mixto de microorganismos que forma, junto con otras sustancias orgánicas e inorgánicas un conglomerado floculento. Mediante este proceso los compuestos orgánicos contenidos en las aguas residuales son utilizados como sustratos. La primera información que se tiene del empleo del lodo activado para el tratamiento 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 forma con facilidad flóculos de buenas propiedades de sedimentación. Entre los grupos y especies de bacterias que con más frecuencia se encuentran presentes en los lodos activados, pueden citarse: Pseudomonas, flavobacterias chromobacterias, azotobacterias, micrococos, bacilos (b. subtilis, b. megaterium), alcalígenes, y nocardias. En menor proporción se encuentran los hongos, levaduras y mohos. Entre las bacterias nitrificantes pueden estar presentes las nitrosomonas y las nitrobacterias. Es común que se reporte en lodo activado la presencia de protozoos tales como vorticelas, opercularias y epistílis entre otros. Otros microorganismos superiores presentes pueden ser los rotíferos. En los lodos activados se aprecia con mucha claridad el vínculo presapredador en la relación que existe entre bacterias y protozoos. El papel de las bacterias es descomponer, por oxidación, la materia orgánica. En el proceso del lodo activado las bacterias son los microorganismos más importantes debido a que son ellas las responsables de la descomposición de la materia orgánica contenida en el agua residual a tratar. Los protozoos se alimentan de las bacterias que se mueven libremente, y así contribuyen a la clarificación del efluente del 119


proceso del lodo activado, que de otra forma tendría una concentración más elevada de sólidos volátiles en suspensión. Por otra parte, los hongos filamentosos constituyen microorganismos indeseables porque su presencia puede traer como consecuencia dificultades con la sedimentación 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 composición del sustrato que le sirve de alimentación y de los parámetros tecnológicos del 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 clasificarse en:

Floculentos. No floculentos. Abultados.

Un breve análisis de las características fundamentales de cada uno de estos tipos del lodo arroja los siguientes resultados:

4.1.1. Lodos floculentos En condiciones óptimas del proceso, el lodo activado forma buenos flóculos de fácil sedimentación. La formación de buenos flóculos no es necesariamente una condición para una alta eficiencia en la remoción de los compuestos orgánicos solubles presentes en un agua residual. Sin embargo, cuando se desea tener un lodo denso para su recirculación, y un efluente claro, se requiere que el lodo activado forme buenos flóculos. El mecanismo de la biofloculación no es totalmente conocido. La teoría más razonable supone que el flóculo se forma debido al efecto de polímeros extracelulares de la población bacteriana.1 Desde el punto de vista práctico es importante tener presente los parámetros tecnológicos ya mencionados, bajo los cuales se forma un lodo con buenos flóculos y con buena sedimentación.

4.1.2. Lodos no floculentos En ocasiones hay condiciones de trabajo bajo las cuales los microorganismos que constituyen el lodo no forman aglomeraciones, y por tanto, no se logran flóculos sedimentables. Las bacterias permanecen dispersas y mantienen su individualidad. 120

Lodo Activado

El efluente de estos sistemas se presenta turbio y con relativamente alta DQO y DBO5 debido al contenido de sustancias que permanecen en suspensión aun después de la sedimentación. No obstante, el contenido de sustancias orgánicas en disolución puede ser bajo. En la práctica del tratamiento de aguas residuales, no es usual apreciar que un lodo pueda ser no floculento en su totalidad. Normalmente, parte del cultivo mismo forma flóculos de fácil separación por sedimentación y parte permanece en forma dispersa, y cuya separación por sedimentación simple se hace más difícil. Las diferentes causas por las que un lodo puede ser no floculento pueden encontrarse en los parámetros tecnológicos del proceso, y en las características de las aguas residuales que son tratadas. Es comúnmente conocido que cuando existe una baja edad del lodo (menor de tres días) o alta carga, el lodo que se forma es propenso a presentar características de un cultivo disperso no floculento.2 Como consecuencia de esta dispersión se produce un aumento en el índice volumétrico de lodo, en la medida 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 velocidad de sedimentación. 121


La pérdida de la propiedad de formar flóculos de un lodo puede deberse a causas temporales, de forma que cuando cesa la causa el lodo recupera la capacidad perdida. Este trastorno temporal puede deberse entre otros, a cambios bruscos en el pH, alcalinidad o temperatura del agua. La de-floculación de carácter permanente responde a otras causas, como la falta de algún nutriente o la presencia de sustancias tóxicas.

4.1.3. Lodos abultados El abultamiento de los lodos trae como consecuencia malas propiedades de sedimentación. Desde un punto de vista eminentemente práctico, las características de sedimentación y espesamiento de los lodos activados se expresan en términos del índice volumétrico del lodo (IVL). En la medida que el valor del IVL sea mayor, las características de sedimentabilidad de los lodos serán menores. De acuerdo con el índice volumétrico del lodo estos pueden clasificarse en:

Lodos normales Lodos ligeros Lodos abultados

IVL 100 mLg± IVL ± P/J± IVL ! 200 mLg±

Aunque la clasificación de los lodos de acuerdo con el índice volumétrico se corresponde con el comportamiento que usualmente presentan estos, debe tenerse también presente que el valor de este indicador es función de la concentración de los lodos.5 En la figura 4.3 puede apreciarse que esta dependencia es más significativa a medida que el índice volumétrico del lodo es mayor.

Fig. 4.3. Efecto de la concentración del lodo sobre el IVL. 122

Lodo Activado

El abultamiento puede ser filamentoso o no filamentoso. Las causas de este último no son muy bien conocidas. Por otro lado desde el punto de vista práctico este tipo de abultamiento no origina grandes problemas. La causa del abultamiento debido a los organismos filamentosos puede estar tanto en las características de las aguas residuales como en los parámetros tecnológicos. La existencia de alta carga es generalmente propicia para el crecimiento de bacterias formadoras de flóculo, tal como existe en los reactores conocidos como Selectores, desarrollados inicialmente por Chudoba. 6 La carga en los selectores puede ser tal alta como 12-20 kg DBO kg SSVLM± d± . 7 No obstante, Kappeler y su mujer han reportado buenos resultados 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 tratamiento de aguas residuales que contiene una alta concentración de sacáridos. El desbalance nutricional puede traer como consecuencia el crecimiento fuera de 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 los sistemas de baja carga del lodo que en los de alta carga. Por otra lodo, en reactores de flujo de pistón (poca mezcla longitudinal y alto gradiente de concentración de sustrato), el crecimiento de microorganismos filamentosos es más adverso que en reactores completamente mezclados. Este fenómeno ya fue discutido con anterioridad.

4.2. PARÁMETROS BÁSICOS Hay una serie de parámetros del proceso del lodo activado, que por su importancia pueden ser denominados básicos, que deben quedar claramente definidos antes de trabajar con las expresiones matemáticas de este tratamiento. Para la definición de los parámetros básicos se toma como referencia el diagrama de la figura 4.4.

123


Simbología 1. criba 2. desarenador 3. sedimentador primario 4. tanque de aereación (TA) 5. sedimentador secundario 6. recirculación de lodo 7. afluente al TA 8. lodo a digestión

So: S2: X: Xr:

DBO ó DQO afluente DBO ó DQO efluente concentración de lodo en el TA concentración de lodo en la recirculación X2: concentración de lodo en el efluente Qw: flujo de exceso de lodo Qr: flujo de recirculación

Fig. 4.4. Esquema de tratamiento.

4.2.1. Tiempo de retención hidráulico El 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:

ș

V Q0

(h ó d)

(4.1)

Cuando existe recirculación Qr :

șm

V Q0 Qr

124

(h ó d)

(4.2)

Lodo Activado

4.2.2. Relación de recirculación R

Qr Q0

(4.3)

El tiempo de retención hidráulico puede ser expresado en función de la relación de recirculación:

V Q0 1 R

șm

h

ó d

(4.4)

4.2.3. Carga volumétrica Se denomina carga volumétrica a la masa de sustrato que se aplica, expresado como DBO o DQO, por unidad de volumen del tanque de aereación, en la unidad de tiempo. La carga volumétrica, también llamada en ocasiones carga orgánica, no es más que el flujo másico de DBO ó DQO por unidad de volumen efectivo del reactor.

Bv

Q0 S0 V

S0 ș

kg m

3 1

d

ó

(4.5) (4.6)

Las ecuaciones 4.5 ó 4.6 se utilizarán dependiendo de si hay o no recirculación.

4.2.4. Razón de carga volumétrica La razón de carga volumétrica es un parámetro que puede asociarse, en un sentido físico, con la velocidad másica de remoción del sustrato por unidad de volumen efectivo del tanque de aereación.

ǻ Bv

Q0 S0 S2 kg m 3d 1 V

(4.7)

o sea,

ǻ Bv

S0 S2 kg m 3d 1 ș

125

(4.8)


4.2.5. Carga de lodo Se 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 sólido orgánico en el lodo.

Q0 S0 kg kg 1d 1 VX

Bx

(4.9)

Combinando las ecuaciones 4.9 y 4.5, se obtiene la ecuación 4.10, que es otra forma de expresar la carga del lodo:

Bv X

Bx

(4.10)

Cuando se utiliza la recirculación, la carga del lodo puede calcularse según:

Q0 Qr Sm

Bx

kg kg

VX

1 1

d

(4.11)

4.2.6. Razón de carga de lodo Este parámetro también se conoce como la relación F/M (alimento/microorganismo), y en esencia no es otra cosa que la remoción específica de la DBO o DQO. Q0 S0 S 2

ǻ Bx

VX

kg kg

1 1

d

(4.12)

La ecuación 4.12 puede expresarse de forma más sencilla:

ǻ%x

S0 S2 șX

kg kg

1 1

d

(4.13)

o también, combinando las ecuaciones 4.13 y 4.7:

ǻ%x

ǻ Bv X

kg kg

1 1

d

(4.14)

4.2.7. Edad del lodo El 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 del lodo activado. 126

Lodo Activado

La edad del lodo puede calcularse a partir de la relación que existe entre la masa del lodo que está presente en el sistema y la masa del lodo que se extrae diariamente.

șx

VX G X w Qw X 2 Q0 Qw

(4.15)

donde: G: Masa del lodo en el sedimentador secundario y en las tuberías. Generalmente no se comete mucho error si se supone que G = 0 Si los lodos del proceso forman buenos flóculos y poseen buenas propiedades de sedimentación, puede suponerse que la cantidad del lodo o biomasa que se pierde en el sobrenadante del sedimentador secundario es despreciable cuando se compara con la que se extrae por la corriente Qw: X 2 Q0 Qw ¢ ¢ X w Qw

(4.16)

Cuando se está en presencia de lodos no floculentos, la pérdida de biomasa en el sobrenadante del sedimentador secundario puede ser apreciable, pudiendo llegar hasta 40 y 60 % del lodo total que se extrae, y no puede obviarse la pérdida del lodo por este concepto. En el caso en que las condiciones de los flóculos son tales que se cumple la expresión 4.16, se tiene que:

VX Qw X w

șx

(4.17)

Por otro lado, si la extracción del lodo se realiza directamente del tanque de aeración: X

Xw

la ecuación 4.17 se transforma:

șx

V Qw

(4.18)

Un aspecto importante a tener en cuenta es que en aquellos casos en los que no exista recirculación, se cumple que el tiempo de retención medio celular es igual al tiempo de retención hidráulico. Tx = T cuando R = 0 (4.19)

127


4.3. PRINCIPALES MODIFICACIONES TECNOLÓGICAS El proceso del lodo activado puede definirse como aquel en el que la biomasa floculenta está circulando continuamente en íntimo contacto con la materia orgánica que se desea eliminar o remover, en presencia de oxígeno. Usualmente el oxígeno es suministrado a partir de las burbujas de aire que se incorporan a la mezcla lodo-líquido (licor mezclado) en forma turbulenta, mediante el empleo de aereadores mecánicos o de aire comprimido. El proceso implica una etapa de separación sólido-líquido. Parte del sólido que se obtiene en esta segunda etapa o sedimentación, es recirculado y mezclado con el agua residual que se alimenta a la etapa de aereación. En el tanque de aereación ocurre: 1. La adsorción y coagulación rápida de los compuestos orgánicos solubles y coloidales por la acción de la biomasa. 2. Una progresiva oxidación de los compuestos adsorbidos y otros que son continuamente removidos de la solución. 3. La síntesis de nueva biomasa, en la que se emplea como sustrato la materia orgánica contenida en el agua residual. 4. La oxidación y dispersión de las partículas del lodo cuando la aeración se extiende por periodos prolongados. Los diferentes cambios que ocurren en los procesos del lodo activado se muestran en la figura 4.5. Así por ejemplo, para un albañal cualquiera en el que la mayor fracción de la DBO está en forma suspendida y coloidal, el tiempo de retención necesario para la remoción rápida de la DBO por adsorción de los coloides y floculación de los sólidos en suspensión se representa por t1 . Como se observa en la figura 4.5, para el tiempo t2 ya la materia orgánica es eliminada por oxidación y síntesis. Esto ocurre entrada ya la zona de respiración endógena. Si se desea que ocurra nitrificación, el tiempo de retención debe ser lo suficientemente alto, t 3 , como para que las bacterias nitrificantes puedan crecer y existir en número lo suficientemente grande como para ejercer su acción oxidante sobre el NH 3 en un grado tal que sea detectable. A modo de resumen puede decirse que los mecanismos que ocurren durante el proceso del lodo activado pueden enumerarse como sigue: 1. Remoción inicial de sólidos suspendidos y coloidales por aglomeración física y floculación, así como por adsorción sobre los flóculos biológicos. Estos compuestos orgánicos de estructura generalmente algo compleja son hidrolizados y descompuestos por la acción biológica durante la aereación. 128

Lodo Activado

2. Una remoción, relativamente lenta, de los compuestos orgánicos solubles. Esta acción, que es debida a la actividad de microorganismos, da lugar a la formación de productos finales oxidados, CO 2 y H2 O y a la síntesis 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 , NH 3 , H 2 O y fósforo. Adicionalmente se obtiene un residuo no biodegradable, constituido tanto por sustancias que con estas características forman parte de la biomasa, como por una fracción contenida en el afluente, y que pasa a través del tratamiento sin alteración, según lo discutido en el epígrafe 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 modificaciones al proceso del lodo activado. En la tabla 4.1 se reportan algunas de las características más importantes de estas modificaciones.

129


Tabla 4.1. Diferentes variantes del proceso del lodo activado (los parámetros de carga están expresados como DBO5 y sólidos suspendidos volátiles, SSV)

Variantes

Bv (kg·m-3·d-1) Sistemas de baja carga 0,1-0,3 Sistemas de carga 0,5-1,5 media Estabilización por contacto Sistemas de alta carga ! 1,5 Lodo activado en dos etapas: Primera etapa 10 Segunda etapa 0,5-1,0

Bx (kg·kg-1d-1) 0,05-0,10 0,2-0,5

Tx (d) ! 25 3-15

T (h) 24-72 4-12

! 0,5

3

1-2

1-2 0,2-0,5

1 3-15

1 4-6

4.3.1. Sistemas de baja carga Estos sistemas son diseñados para tratar pequeños volúmenes de aguas residuales de origen doméstico o industrial, siempre que no sobrepasen los 7000 m3 d± . Los sistemas de baja carga requieren una edad del lodo alta, veinticinco días o más, para promover la oxidación de la biomasa que se produce durante la síntesis. Teóricamente la pequeña cantidad del lodo que se produce en estos sistemas está constituida fundamentalmente por sustancias no biodegradables. Debido a que los sistemas de baja carga por lo común no se diseñan con sedimentación primaria, en el tanque de aereación existirá una mezcla del lodo primario y biomasa. Como el proceso de estabilización aerobia de los lodos es lento, el tiempo de retención hidráulico debe ser también mucho mayor que el requerido para la remoción de los constituyentes orgánicos solubles y coloidales del agua residual. En la práctica estos sistemas, conocidos comúnmente como de aeración extendida, se diseñan como unidades compactas (figuras 4.6 y 4.7) o como canales de oxidación (figura 4.8).

130

Lodo Activado

Fig. 4.6. Esquema de unidad compacta del lodo activado. Aereación extendida. 1: afluente. 2: efluente, 3: sección de aereación. 4: sedimentación 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 media Estos son los sistemas del lodo activado más frecuentemente empleados y pueden diseñarse con régimen de flujo de pistón o de mezcla completa.

131


Los sistemas de flujo a pistón tienen un diseño de tanque de aereación llamado corredor. Sus dimensiones varían dentro de los siguientes límites: Ancho: Profundidad: Longitud:

(4-12) m (4-6) m (20-120) m

Los sistemas de mezcla completa tienen la ventaja de amortiguar los efectos de las variaciones de las concentraciones de entrada al tanque de aereación y disminuir, dentro de ciertos límites, las posibles consecuencias de la presencia de sustancias tóxicas. Entre los sistemas de carga media se destacan el convencional, la aereación escalonada, 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 sólidos 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 aguas residuales, 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 entrada 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 para satisfacer la demanda, surgió la variante de la aereación escalonada (figura 4.10.b). 132

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 convencional. b) Dosificación gradual. c) Aereación escalonada. d) Estabilización por contacto. 1. Sedimentador primario. 2. Tanque de aereación. 3. Sedimentador secundario. 4. Entrada de aire. 133


Dosificación gradual Esta variante es conocida como sistema Gould. Para uniformar la carga aplicada y la velocidad de consumo de oxígeno a lo largo del tanque de aereación, se dosifica la alimentación, introduciéndola por varios puntos a lo largo de la longitud del tanque (figura 4.11). El tanque de aereación se divide por medio de deflectores en tres o más cámaras 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 se logra una eficiencia de remoción entre 85 y 95 %. 10 Estabilización por contacto Cuando el agua residual tiene una alta concentración de contaminantes en forma suspendida no sedimentable y en forma coloidal, puede obtenerse una buena eficiencia en la remoción por adsorción en el lodo bien aereado y previamente estabilizado. Esta variante del lodo activado se basa en el postulado de que la eliminación de la DBO tiene lugar en dos etapas. La primera es la fase de adsorción ya 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 eficiencia de remoción entre 60 y 75 %, producen un efluente de características comúnmente poco deseables debido a que no están adecuadamente estabilizados, y que generalmente, el lodo no presenta buenas propiedades de floculación. Comúnmente los sistemas de alta carga se utilizan en dos etapas. La primera de las etapas para este tipo de sistema opera con elevada carga (Bv = 10 kg m± d± , Bx ±NJÂNJ± d± ) y la segunda de las etapas tiene características de cargas similares a la de los sistemas convencionales (figura 4.12). Los sistemas de alta carga son utilizados fundamentalmente en el tratamiento aerobio de residuales industriales de alta DBO.

134

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 orgánicos pueden ser utilizados con buena efectividad en la predicción de la eficiencia de los procesos del lodo activado.

4.4.1. Sistemas de flujo de pistón Para sistemas discontinuos (a templa) o continuos a flujo de pistón, la ecuación 3.24 puede expresarse: S

³

S0

dS Sn

kn

X0 S0

n

t

³ dt

(4.20)

0

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: S0 S

k0 X 0 t

(4.21)

Por tanto, la fracción removida viene dada por:

S0 S S0

k0

X0 t S0

(4.22)

Para primer orden (n = 1), de la ecuación 4.20 se obtiene: S S0

§ X · exp ¨¨ k1 0 t ¸¸ S0 ¹ ©

135

(4.23)


y

S0 S S0

§ X · 1 exp ¨¨ k1 0 t ¸¸ © S0 ¹

(4.24)

Para segundo orden (n = 2): S S0

y

S0 S S0

1 1 k2

X0 t S0

X0 t S0 X 1 k2 0 t S0

(4.25)

k2

(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 completa En los sistemas completamente mezclados, la concentración de salida es prácticamente igual a la concentración del sustrato soluble remanente en el tanque de aereación. Para obtener la expresión que permita predecir la eficiencia de remoción en sistemas completamente mezclados se requiere de un balance de sustrato alrededor del sistema (figura 4.13):

Fig. 4.13. Variante de esquema de un reactor de mezcla completa. 136

Lodo Activado

dS dt en estado estacionario

dS dt

n

§S · Q S Q0 S0 kn X ¨¨ ¸¸ 0 V V © S0 ¹

(4.27)

0 , y la ecuación 4.27, queda: S0 S X kn n S n ș S0

0

(4.28)

donde:

V Q0

ș

d

X: Concentración de SSVLM (mgL±). Resolviendo la ecuación 4.28 para: n = 0; n = 1; n = 2; se obtiene:

S0 S S0

n=0

n=1

n=2

S0 S S0

S0 S S0

k0

X ș S0

(4.29)

X ș S0 X 1 k1 ș S0 k1

X ș S0 X 2 k2 ș S0

1 4 k2

(4.30)

1 (4.31)

Cuando se compara las ecuaciones desarrolladas para sistemas de flujo de pistón y completamente mezclado, puede apreciarse que para igualdad de condiciones (S0, kn, X), solamente para n = 0 la predicción de la eficiencia de remoción arroja resultados similares (ecuación 4.21 y 4.29). Para n ! 0, las eficiencias de remoción que se predicen para sistemas de flujo de pistón siempre son mayores que para sistemas completamente mezclados. 137


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 sistemas completamente mezclados no sea menor que en los sistemas de flujo de pistón está en el mecanismo de remoción de sustrato multicomponente.10 Durante toda la remoción, la DBO sigue una curva (cinética de orden distinta a cero). Esta curva es la resultante de la suma de remociones lineales (orden 0) de los componentes individuales. Esta es posiblemente la razón por la que reactores del lodo activado completamente mezclados tienen la misma eficiencia de purificación que los reactores de flujo de pistón en igualdad de condiciones. Matemáticamente esto significa que las constantes de remoción de las ecuaciones (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 ; 6±6n ). Para aguas residuales municipales los valores de Sn varían en el intervalo comprendido entre 2 y 40 gm±. En residuales industriales este resultado puede ser mayor. En la práctica los valores de DQO y DBO se emplean indistintamente obviando la mayoría de las veces la fracción no biodegradable contenida en el agua residual.

4.5. FACTORES QUE INCIDEN EN LA EFICIENCIA DE PURIFICACIÓN Los factores que inciden en la eficiencia de purificación pueden ser clasificados 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 distinguirse: a) b) c) d)

Tiempo de retención. Concentración de biomasa. Temperatura. Concentración de contaminantes.

138

Lodo Activado

Factores o parámetros derivados a) Carga volumétrica. b) Edad del lodo.

4.5.1. Tiempo de retención El tiempo de retención es un factor determinante en la eficiencia de purificación del proceso del lodo activado. Tal como se refleja en la tabla 4.1, de acuerdo con la variante del lodo activado que se utilice, así será el tiempo de retención que se requiera. El tiempo de retención es un parámetro importante por cuanto define, entre otros factores, el volumen del tanque de aereación. Para todo sistema existe un tiempo de retención denominado crítico (Tc) por debajo 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. Como criterio, puede considerarse que para las aguas residuales municipales el qc es cercano a las cuatro horas.

4.5.2. Concentración y actividad del lodo activado La concentración de microorganismos en el tanque de aeración tiene, al igual que el tiempo de retención, un efecto importante en la eficiencia de purifi139


cación. Esto puede apreciarse en la figura 4.15. El gráfico de esta figura fue obtenido en un proceso a templa a partir del cual puede concluirse que existe una relación lineal entre la velocidad de remoción de DBO y la concentración inicial del lodo en el sistema.

Fig. 4.15. Dependencia de la velocidad de remoción de DBO con la concentración inicial de biomasa (lactosa como sustrato). Para sistemas continuos, la relación general entre la eficiencia y la concentración de SSVLM (X) se ilustra en la figura 4.16, en la cual puede apreciarse que existe un valor de X (Xc) por encima del cual la eficiencia prácticamente no se 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 (T , ' 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 lograrse mediante la recirculación de lodo, o sea, aumentando la edad del lodo. Sin embargo, en la medida en que la edad del lodo se incrementa este envejece y disminuye la fracción de células activas en él. La relación existente entre la 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 consecuencia que, a partir de un cierto valor de edad del lodo, no se obtengan beneficios por aumentos posteriores de esta debido a que la actividad total de la biomasa por unidad de volumen no experimentará cambios apreciables. Esta es la razón 140

Lodo Activado

por la que la eficiencia de purificación se eleva con el aumento de la concentración del lodo, hasta un valor que se corresponda con la concentración crítica, y que incrementos por encima de esta concentración no se traduzcan en aumentos en la eficiencia.

Xc

Fig. 4.16. Influencia de la concentración de SSVLM en la eficiencia de purificación.

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 incremento de la concentración del lodo dará como resultado un aumento de la eficiencia de purificación. Teniendo en cuenta el efecto que tiene sobre la eficiencia de purificación la relación que existe entre el tiempo de retención (T ) y la concentración de biomasa (X), es que se definió la carga de lodo:

Bx

S0 (kg kg±d±) X 141


No se reconocen evidencias de una posible relación entre la carga del lodo y la eficiencia de purificación. De existir esta relación se obtendría la misma eficiencia de purificación para distintos pares de valores de X y T (X, T ); (X/2, 2T); (2 X, T /2), etc.

4.5.3. Temperatura La 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 una constante 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:

ln K

E ln A RT

(4.33)

Para dos temperaturas, T1, T2 y sus correspondientes constantes, K1, K2 puede obtenerse:

ln

K1 K2

E R

§ T1 T2 · ¨¨ ¸¸ © T1 T2 ¹

(4.34)

En la práctica del tratamiento de aguas residuales el intervalo de temperatura no es muy amplio, por tanto, el producto T1T2 es aproximadamente constante y la ecuación 4.34 puede escribirse:

K1 K2

Ȟ T1 T2

en la que n = exp (E/RT1T2) 142

(4.35)

Lodo Activado

La ecuación 4.35 generalmente se utiliza de la forma: kt

k

20 qC

Ȟ t 20

(4.36)

El valor del coeficiente Q varía para diferentes procesos en el intervalo de 1,01 a 1,10. Wuhrman13 y Eckenfelder14 han reportado valores para Q de 1,074 y 1,085, respectivamente. Precisando más estos valores, Wuhrman15 ha comprobado que para Bx 0,5 kgkg±d± se obtiene que el valor del coeficiente Q es aproximadamente 1,0 Por otro lado, para valores de carga del lodo superiores a 0,5 (Bx ! 0,5 kgkg±d±) el valor de Q 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 en cierta medida de los valores del tiempo de retención y la concentración de los sólidos suspendidos volátiles del licor mezclado. Hay evidencias que apuntan que a medida que son mayores estos dos parámetros, el efecto de la temperatura tiene menos importancia.

4.5.4. Composición y concentración La 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 1000 gm± hasta 10 gm±, eso significa una eficiencia de 99 %. Para obtener esa misma eficiencia con un agua residual que tiene una concentración en el influente de 100 gm±, se requiere que la DBO decrezca hasta 1 gm±, y esto es prácticamente imposible. Por tanto, la eficiencia decrece al disminuir la contaminación orgánica. Este fenómeno recibe el nombre de efecto de la concentración. Por otro lado, del ejemplo anterior puede deducirse que la eficiencia de remoción reportada en por ciento no brinda una información suficiente sobre el comportamiento del proceso del lodo activado. Una visión clara de este proceso solo puede obtenerse comparando los valores absolutos de DBO y DQO en el afluente y efluente. La eficiencia de purificación puede afectarse además como consecuencia de un desbalance nutricional del agua residual a tratar. De estos los más importantes son el nitrógeno y el fósforo. Mientras las aguas residuales municipales contienen estos elementos en exceso, muchos residuales industriales carecen de ellos. Para propósitos de proyecto, la cantidad necesaria de estos elementos puede estimarse aproximadamente utilizando la siguiente relación empírica DBO5: N: P = 100: 5: 1. Esta relación de DBO5: N: P se cumple mejor para sistemas de carga media. Para sistemas de baja carga la demanda es menor ya que la demanda de nutrientes aumenta en la medida que se incrementa la carga del sistema. 143


4.6. PRESENCIA DE COMPUESTOS ORGÁNICOS EN EL EFLUENTE Los compuestos orgánicos degradables en el efluente secundario pueden dividirse en dos grupos: a) sólidos o compuestos suspendidos (SS). b) sólidos solubles o disueltos (SD). La concentración de compuestos solubles depende del comportamiento del proceso del lodo activado. Por otro lado el contenido de sólidos suspendidos en el efluente está determinado en gran medida por la eficiencia del sedimentador secundario, que rara vez alcanza valores mayores del 95 %. Los sedimentadores secundarios operando en buenas condiciones generalmente producen un efluente con un contenido de sólidos suspendidos entre 10 y 30 g m±. Estos sólidos están constituidos por un flóculo fino del lodo activado. Los flóculos contienen microorganismos vivos que consumen oxígeno y que al mismo tiempo su presencia en el agua representa un aporte de DBO debido a su naturaleza orgánica. La DBO del efluente de un tratamiento biológico es por tanto el resultado de la suma de la DBO ejercida por los compuestos orgánicos disueltos y por los sólidos suspendidos: DBO 5 total

DBO 5 disuelto DBO 5

suspendido

(4.37)

Es posible obtener una relación entre la concentración de sólidos suspendidos en el efluente (X2, ver figura 4.4) y la DBO ejercida por ellos:

DBO5 s

0,86 f o X2 1 0,066 ș x

(4.38)

donde: DBO5)s = DBO5 suspendida (mg L±). T 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 en función de la edad del lodo (figura 4.18).13 La expresión analítica de esta relación empírica es: fo

SSV SS 144

0 ,85 șx 0 ,1

(4.39)

Lodo Activado

Por otra parte, si:

K

0,86 f o 1 0,066 ș x

(4.40)

sustituyendo 4.40 y 4.38 en 4.37 se obtiene:

DBO5 T

DBO5 d K X 2

(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 dependencia de la edad de lodo. Para sistemas de baja carga, suponiendo T x = 30 d f0 = 0,60 y la ecuación 4.41 queda:

DBO5 T

DBO5 d 0,173 X 2

(4.42)

Para sistemas de carga media, suponiendo T x = 5 d. f0 = 0,72 y la ecuación 4.41 queda:

DBO5 T

DBO5 d 0,465 X 2

(4.43)

Para sistemas de alta carga, suponiendo T x = 1 d, f0 = 0,85 y de la ecuación 4.41 se obtiene:

DBO5 T

DBO5 d 0,686 X 2

(4.44)

Si en lugar de trabajar con la DBO5 el sistema se está analizando en función de la DBO última o de la DQO, la concentración de estas que aportan los sólidos suspendidos del efluente secundario puede calcularse:14

DBOu s

1,42 f o X 2

145

(4.45)


Cuando el valor de X2 se toma en función de los sólidos suspendidos volátiles en lugar de los sólidos suspendidos, el valor de f 0 es igual a la unidad en todos los casos. De todo lo anterior puede concluirse que los valores totales de DBO5 y DQO en el efluente secundario tienen una dependencia significativa de los flóculos finos que salen en el líquido claro del sedimentador secundario. Algunos autores plantean que en los efluentes de los sistemas de carga baja y media 50 a 75 % de la DBO 5 ) total es producida por los sólidos suspendidos. Su remoción o disminución incide en una mejor calidad en las características del efluente.15

4.7. PRODUCCIÓN DE BIOMASA Y LODO Las aguas residuales contienen compuestos orgánicos disueltos y sólidos suspendidos, tanto de origen orgánico, como inorgánico. Aunque los sólidos suspendidos se remueven en el tanque de sedimentación primaria, esta nunca es completa. 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 tanque de aereación. Una parte de los sólidos suspendidos que entran al tanque de aereación es degradable biológicamente, y otra parte no lo es. La fracción degradable ejerce DBO y puede ser considerada como sustrato. Los sólidos no degradables, tanto de origen orgánico como inorgánico, son denominados sólidos inertes. Estos sólidos inertes atrapados en el tanque de aeración, forman parte del lodo activado. El lodo activado es, por tanto, una mezcla del lodo biológico (biomasa) y sólidos suspendidos inertes. Solamente en aquellos casos en que el agua residual no contenga sólidos suspendidos inertes, el lodo activado estará constituido en su totalidad por biomasa. Para simplificar el tratamiento matemático de los procesos del lodo activado, generalmente no se toman en consideración los sólidos suspendidos que entran al tanque de aereación y se supone que la biomasa que entra con el residual es igual a cero.

4.7.1. Concentración de biomasa y su producción Como una primera aproximación al problema, que muchas veces no se aleja de lo que para fines prácticos puede suponerse, se considerará que todos los sólidos a la entrada, disueltos y suspendidos, están reflejados en la DBO ó DQO. 146

Lodo Activado

Fig. 4.19. Esquema de un proceso del lodo activado para balance de masa. Tomando como referencia el esquema de la figura 4.19 y haciendo un balance de biomasa total:

Cambio total en Incremento Disminución Disminución el TK = debido al + debido a la + debido a la + crecimiento muerte eliminación del exceso Disminución por lo que (4.46) (4.46) sale en el efluente Cada uno de los términos de la ecuación 4.46 puede plantearse: Cambio total en el tanque:

dX b dt

Incremento debido al crecimiento: Disminución debido a la muerte:

dX b dt

dX b dt

Y

dS dt

S0 S2 Q0 V

kb X b

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)

V Considerando que: Q 0

ș

147


ǻS

S0 S2

Qw X b,w Q0 Qw X b,2 V Xb

1 șx

dX b 0 , puede simplificarse la ecuación 4.47 y dt despejar el término Xb que representa la concentración de biomasa en el reactor o tanque de aeración. y que en estado estacionario

Y șx ǻ S ș 1 kb ș x

Xb

(4.48)

La ecuación 4.48 brinda la relación entre la concentración de biomasa en estado estacionario y las variables edad del lodo, tiempo de retención y remoción de DBO una vez que son conocidos el rendimiento (Y) y la constante de autooxidación (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 un proceso aeróbico16 Residual Municipal Industria Azucarera Papel Residual Lácteo

Y (base DBO) 0,4 ± 0,8

0,35 ± 0,06

Y (base DQO) 0,3 ± 0,4 0,33

kb -1 (d ) 0,04 ± 0,08 0,04

0,36 0,2 ± 0,4

0,07 0,04 ± 0,06

No obstante que en la literatura se pueden encontrar valores de Y y kb para el tratamiento de distintos residuales, siempre que se pueda, estos deben ser hallados a nivel de planta piloto o laboratorio mediante un procedimiento relativamente sencillo tal como se describirá en el epígrafe 4.8. basta con destacar ahora que la ecuación 4.47 puede transformarse para obtener:

1 șx

Y ǻ Bx kb

donde:

ǻ%x

ǻS Xb ș 148

(4.49)

Lodo Activado

Al graficar el inverso de la edad del lodo en función de 'Bx (figura 4.20), se obtiene:

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 de materiales, fue obtenida hace más de 40 años de forma empírica por Heukelekian. 17 La cantidad de biomasa producida puede calcularse a partir de una modificación de la ecuación 4.49. ǻ; b

Y ǻ%v k b X b

kg m

3 1

d

(4.50)

La producción total de biomasa viene dada por: PB

kg d 1

ǻ; b V

(4.51)

donde: V: Volumen efectivo del tanque de aereación. La ecuación 4.50 puede reordenarse y obtener de ella otro parámetro importante, el rendimiento verdadero o rendimiento observado, Yob:

ǻ; b ǻ%v El término

Y kb

1 ǻ%x

(4.52)

ǻ; b ǻ%v de la ecuación 4.52 tiene las mismas dimensiones que Y, kg

kg± y es denominado rendimiento observado:

Yob

Y

kb ǻ%x

149

(4.53)


Otra forma útil de expresar el Yob , independientemente del valor de ' S cuyo conocimiento lleva implícito la ecuación 4.53, puede obtenerse de la ecuación 4.50:

Yob

Y 1 kb ș x

(4.54)

Todo el desarrollo hasta aquí se ha basado en la suposición de que toda la biomasa es degradable, sin embargo, una discusión alrededor de la ecuación 4.54 puede ser útil para justificar la necesidad de introducir el criterio de que toda la biomasa no es biodegradable. De la ecuación 4.54 puede inferirse la influencia que tiene la edad del lodo sobre Yob. Mientras menor sea la edad del lodo, la Yob se aproximará más al valor de Y. Esa conclusión responde a la realidad ya que mientras más pequeña sea la edad del lodo menos acentuada será la autooxidación o fase endógena. De hecho, tanto la ecuación 4-54 como las precedentes pueden utilizarse sin mucho error siempre que T x 5 días. El alcance o validez de la ecuación 4.54 es más limitado cuando la edad del lodo es superior a los diez días. Si se supone un caso extremo, T x o f entonces Yob o 0 Esta 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 de la biomasa orgánica producida es no degradable bajo condiciones aeróbicas, y por tanto, aparece reflejada en la Yob18, 19 Consecuentemente con esto, el balance de biomasa debe contemplar tanto la fracción degradable como la no degradable utilizando 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). Xb

X b , D X b , N X b ,M

(4.55)

De estas tres fracciones, solo Xb,D es degradable de acuerdo con la expresión:

dX b dt

kd X b,D

donde: kd: Constante de velocidad de descomposición de la fracción degradable de la biomasa (kg kg±d±).

150

Lodo Activado

Si E es la fracción no degradable aeróbicamente de biomasa orgánica y Y0, el coeficiente de producción de biomasa total, entonces E Y0 es el coeficiente de producción de la parte de la biomasa orgánica que es no degradable y (1 - E ) Y0 es el coeficiente de producción de biomasa orgánica degradable. Sea considerado además f 0m 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

>f

0

@

m / 1 f 0m Y0 ǻ S es la parte inorgánica de la biomasa producida. Un balance de masa de la biomasa degradable da origen a una ecuación similar a la 4.47. Tomando en consideración que en estado estacionario la edad del lodo de la biomasa total T x es la misma para la parte degradable y no degradable, se podrá escribir:

1 ȕ Y0 ǻ6 ș

X b ,D

k d X b ,D

0

șx

(4.56)

despejando Xb,D

1 ȕ Y0 ǻ6 ș x ș 1 kd ș x

X b ,D

(4.57)

Mediante un balance de masa de la parte orgánica no degradable se obtiene: ȕ Y0 ǻ6 X b , N ș șx

0

(4.58)

despejando Xb,N:

X b ,N

ȕ Y0 ǻ6 șx ș

(4.59)

La concentración de biomasa orgánica (Xb,o), se obtiene de la suma de las ecuaciones 4.57 y 4.58: X

b,o

Y 0 ǻ6ș x § 1 ȕ kd ș x ¨ ¨ 1 k ș ș d x ©

· ¸ ¸ ¹

(4.60)

De acuerdo con lo anterior, la fracción degradable de los constituyentes orgánicos de la biomasa, fd, es igual a fd

X b,D X b,o

1 ȕ

1 ȕ kd șx 151

(4.61)


Al hacer el balance de la parte mineral se supone que la fracción mineral de las nuevas células es f 0m. Entonces: f 0 m Y0 ǻ6 X b . M șx 1 f 0m ș

0

(4.62)

despejando Xb,M: f 0 m Y0 ǻ6 ș x ș 1 f 0m

X b ,M

(4.63)

La concentración total de biomasa se obtiene sumando las ecuaciones 4.60 y 4.63: Xb

Y0 ǻ6 ș x ș

§ 1 ȕ kd ș x f 0m · ¸ ¨ 0 ¸ ¨ 1 k ș 1 f m d x ¹ ©

(4.64)

Teniendo en cuenta que: X b ,o ǻ6 șx ș La ecuación 4.60 puede escribirse: Y0 ,ob

Y0 , ob

§ 1 ȕ kd șx Y0 ¨¨ © 1 kd șx

· ¸ ¸ ¹

(4.65)

para șx o 0

Y0 ,ob o Y0 obteniéndose un resultado que es lógico. Por otra parte, para aquellos casos en los que: șx o f

Y0 , ob o ȕ Y0

Este último resultado de que para altas edades del lodo el valor del coeficiente Y0,ob tiende a la fracción no degradable de la biomasa, es coherente con la realidad práctica. De aquí puede concluirse que para edades del lodo pequeñas y moderadas, pueden utilizarse las ecuaciones 4.48 hasta la 4.54. Para altas edades del lodo deben tenerse en cuenta las consideraciones que le siguen hasta la ecuación 4.65. 152

Lodo Activado

4.7.2. Influencia de los sólidos suspendidos de la alimentación en la concentración del lodo activado Los sólidos suspendidos primarios, X0, al igual que la biomasa, están constituidos por tres fracciones: a) Orgánica degradable (XO, D ) b) Orgánica no degradable (XO, N ) c) Mineral (XM )

X0

X O,D X O,N X M

(4.66)

Si X0 es la concentración total de los sólidos suspendidos primarios en el agua residual, fo la fracción orgánica y a la fracción no degradable, se pueden establecer las siguientes relaciones: XO, D = (1 - D ) fo X0

(4.67)

XO, N = D fo X0

(4.68)

XM ±fo) X0

(4.69)

Puede suponerse que la fracción orgánica degradable está incluida en la DBO5 y que de acuerdo con el producto Y 0 ' S es convertida en nueva biomasa. La suposición de que Y0 tiene el mismo valor para el material orgánico, sea soluble o insoluble, es aceptable desde el punto de vista práctico. La concentración en estado estacionario en el tanque de aereación de las dos fracciones que no experimentan degradación, X1,N y X1,M, puede obtenerse por un balance de masa. El balance de masa de la fracción no degradable da origen a una ecuación similar a la 4,58. Į f o X 0 X 1,N ș șx

0

(4.70)

despejando:

X 1,N

Į f o X 0 șx ș

(4.71)

Del balance de la fracción mineral:

1 f o ș

X 1,M șx

153

0

(4.72)


X 1,M

1 fo X 0 șx

(4.73)

ș

La concentración total del lodo primario se obtiene sumando las ecuaciones 4.71 y 4.73: fo X 0 ș x ș

X1

§ 1 fo · ¨Į ¸ ¨ f o ¸¹ ©

(4.74)

La concentración total del lodo activado en el tanque de aeración en condiciones de estado estacionario viene dado por la suma de la concentración total de biomasa (ecuación 4.64) y la de los sólidos suspendidos primarios (ecuación 4.74): Xt

X b X1

Y0 ǻ6 ș x § 1 ȕ kd f 0m ¨ ¨1 k ș ș 1 f 0m d x ©

· ¸ ¸ ¹

(4.75)

f o X 0 șx § 1 fo · ¨Į ¸ ¨ fo ¸¹ ș ©

Tabla 4.3. Valores de constantes para biomasa y sólidos suspendidos primarios para aguas residuales domésticas17

Asociados a los SSP

Asociados a la biomasa

Constante

Intervalo

D fo E f0m Y0 kd

0,3 ± 0,4 0,70 ± 0,75 0,18 ± 0,24

Valor recomendado 0,3 0,73 0,22 0,05 0,65 0,15 (20 oC)

Ejemplo 4.1 Se desea mantener un sistema del lodo activado operando a una edad del lodo de tres días para las siguientes condiciones de trabajo y de acuerdo con el esquema de la figura 4.19. Q0 = 15000 m3 d±

154

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) Yob

0 ,5 1 0 ,03 3

0,46

PB = Yob Q0 (S0±S2). PB = 0,46 (15 000) (0,45). PB = 3 105 kg d±. b) X b

3 0,5 0 ,45 2 ,477 kg m 3 0,25 >1 0,03 3 @

Suponiendo X2 | 0:

3

3 750 2,477 Qw 5,662

Qw = 546,8 m3 d±. d) Suponiendo: X2 | 0 (Q0 + Qr) X = Xw Qw + Xw Qr Qr

37 155 3 095,98 10 693,57 m 3 d 1 3,185

Ejemplo 4.2 En una planta que emplea lodo activado está siendo tratada un agua residual con las siguientes características: Sólidos suspendidos totales = 0,275 kg m± Flujo de agua residual = 3 785 m3d± Volumen efectivo del tanque de aereación = 7 570 m3 DBO5 de los sólidos totales = 0,3 kg m± DBO5 de los sólidos disueltos = 0,15 kg m± Toda la DBO5 es removible, por tanto ' S = 0,3

155


Determine, en estado estacionario: a) b) c) d)

Concentración de biomasa. Concentración de sólidos primarios. Concentración total del lodo activado en el tanque de aeración. 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:

T x = 10 d t = 26 oC k

d 20

o

fo = 0,73 (para los sólidos primarios) D = 0,3

0 ,15 d 1

C

Y0 = 0,65

E= 0,22 fom = 0,05 a) kd 26 o C

0,15 1,047

26 20

0,197 d 1

0,78 0,65 0,3 10 2>1 0,197 10 @

0,256 kg m 3

X b, N

0,22 0 ,65 0 ,3 10 2

0,21 kg m 3

X b, M

0,05 0,65 0,3 10 0,05 kg m3 0,95 2

XbD

Xb = 0,256 + 0,210 + 0,050 = 0,516 kg m± b) X 1

0,73 0,275 10 § 0,27 · ¨ 0 ,3 ¸ 0,672 kg m 3 0,73 ¹ 2 ©

c) X = 0,516 + 0,672 = 1,188 kg m± d) X2 = 0,1 (0,256) = 0,0256 kg m± Para el lodo, considerando que șX = 10 d: fo = 0,67 (de la figura 4.18) DBO5 T

0 ,35 0,0256 103

156

9 mg L1

Lodo Activado

4.8. DETERMINACIÓN DE CONSTANTES A ESCALA DE LABORATORIO Una unidad del lodo activado a escala de banco es la que se utiliza comúnmente para la determinación en el laboratorio de las constantes Y y kb entre otras. Las condiciones a las que se opera la unidad son las mismas supuestas en las secciones precedentes para la obtención de las ecuaciones a partir de los balances de masa. Elementos esenciales para la obtención de buenos resultados son el mantener un flujo continuo de residual al reactor y un sistema completamente mezclado en él. Para lograr suficientes datos, la unidad debe operarse a varias edades de lodo, generalmente en el intervalo de 3 a 20 días. La manera más sencilla de mantener constante la edad del lodo es la extracción diaria de una cantidad constante de licor mezclado del propio reactor o tanque de aereación. Las muestras a cada edad del lodo no deben considerarse como representativas del proceso hasta que no haya transcurrido un tiempo que sea igual o mayor a cinco veces la edad de lodo. Solo así podrá considerarse que el sistema está trabajando en estado estacionario. 21 La temperatura, pH y el oxígeno disuelto son parámetros que deben permanecer constantes o al menos ser registrados mientras duren las pruebas. La información requerida para el cálculo de los parámetros de operación 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 el tiempo de retención (ecuación 4.1) y la razón de la carga del lodo (ecuación 4.12). Si el exceso del lodo se extrae directamente del tanque de aeración, el volumen diario a extraer viene dado por:

Qw

V șx

157


Los pares de valores de

1 șx y ǻ%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 el valor del rendimiento Y y el intercepto con el eje de ordenadas el valor de la constante de autooxidación kb.

Fig. 4.21. Esquema de un arreglo de equipamiento para calcular las constantes a escala de laboratorio. Ejemplo 4.3 Se desea determinar los parámetros Y y k b de un agua residual de origen industrial utilizando un tanque de aereación con un volumen efectivo de 10 L. El agua residual sedimentada se alimentó a un flujo de 20 L d ± para obtener un tiempo de retención de 12 horas durante todo el experimento. La extracción del lodo se hizo directamente del tanque de aereación una vez al día, excepto para la primera de las corridas, que por ser relativamente elevado, el volumen de extracción, se hizo en dos partes (tabla 4.4).

158

Lodo Activado

Tabla 4.4. Datos experimentales

S0 Se -1 (mgL ) (mgL-1) 750 75 800 96 775 116 825 148 850 170

Qw (L d-1) 2,4 3,0 3,9 4,8 5,4

X (mgL-1) 2700 2347 1757 1504 1360

Xe (mgL-1) 10 5 2,5 2,5 2,7

Como la concentración de SSV en el efluente es baja, la edad del lodo puede calcularse directamente a partir de la extracción Qw. A partir de los datos anteriores puede obtenerse la tabla 4.5. Tabla 4.5. Datos obtenidos

Al graficar

Tx

1 Tx

' Bx

(d) 4,16 3,33 2,56 2,08 1,85

(d-1) 0,24 0,30 0,39 0,48 0,54

(kg kg-1 d-1) 0,50 0,60 0,75 0,90 1,00

1 șx contra ' Bx se obtiene la recta de la figura 4.22.

Fig. 4.22. Ejemplo 4.3 (1/T X vs ' Bx).

159


Rendimiento, Y = 0,53 Constante de auto-oxidación, kb = 0,007 d± Ejemplo 4.4 A partir de la información suministrada en el ejemplo anterior, determine la constante de velocidad de reacción:

' Bx -1 -1 kgkg d S S0

1,00

0,90

0,75

0,60

0,50

0,20

0,18

0,15

0,12

0,10

S Graficando ' Bx contra S de acuerdo con una modificación de la ecuación 0 4.28, se obtiene la constante k de velocidad de reacción de la pendiente de la recta (figura 4.23). k = 5d±

Fig. 4.23. Ejemplo 4.4 (' Bx vs S/S0).

4.9. REQUERIMIENTOS NUTRICIONALES La formación de biomasa y las buenas propiedades de sedimentación de un lodo pueden verse afectadas si el nitrógeno y fósforo no están presentes en cantidades suficientes. Otros muchos elementos también son necesarios para el metabolismo, pero en concentraciones tales que raras veces están en déficit. De acuerdo con el modelo de Lawrence y McCarty,22 el contenido de nitrógeno y fósforo de la biomasa producida es de 12,3 % y 2,6 % respecti160

Lodo Activado

vamente. Por otra parte, a medida que disminuye la carga orgánica o aumenta la edad del lodo, existirá una acumulación de residuos celulares no biodegradables 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 requerimiento de estos nutrientes puede ser estimado a partir de la cantidad de estos dos elementos que están contenidos en el lodo que se extrae del proceso, se tiene que la necesidad de ambos elementos será:

0,78 f d fd PB 0,07 PB 0,78 0,78

(4.76)

0,78 f d fd PB 0,01 PB 0,78 0,78

(4.77)

0,123

0,026

N kg d 1

P kg d 1

donde: PB: Producción de biomasa (ecuación 4.51)

fd

1 ȕ

, 0,78 (1 - ȕ )

1 k d ȕ ș X

§ X b,D · ¸ fd: fracción degradable de los SSVLM ¨¨ f d X b ,o ¸¹ © En las ecuaciones 4.76 y 4.77 se ha considerado que 77 % de la fracción degradable es biológicamente activa.19

Notas bibliográficas 1 PAVÓN, J. L., M. W. TENNEY AND W. F. ECHELBORGER:³%DFWHULDOH[RFHOOXODU SRO\PHUVDQGELRORJLFDOIORFXODWLRQ´-RXUWater Poll. Control Fed., vol. 44, no. 3, 1972. 2 BISOGNI, J. J. AND W. LAWRENCE:³5HODWLRQVKLSEHWZHHQELRORJLFDOVROLGVUHWHQ WLRQWLPHDQGVHWWOLQJFKDUDFWHULVWLFVRIDFWLYDWHGVOXGJH´SWater Res., vol. 5, no. 9, 1971. 3 CHAO, A. C. AND T. M. KEINATH:³,QIOXHQFHRISURFHVVORDGLQJLQWHQVLW\RQ VOXGJHFODULILFDWLRQVDQGWKLFNHQLQJFKDUDFWHULVWLFV´Water Res., vol. 13, no. 2, 1979. 4 LOVETT, D. A., B. V. KAVANAGH AND L. S. HERBERT:³(IIHFWRIVOXGJHDJHRQ substrate composition on the settling and dewatering characteristics of DFWLYDWHGVOXGJH´Water Res., vol. 17, no. 4, 1983. 161


5 CHUDOBA, J., V. OTTOVA AND V. MADERA:³&RQWURORIDFWLYDWHGVOXGJHILOD mentous bulking I. Effect of the hydraulic regimen of degree of mixing LQDQDHUDWLRQWDQN´Water Res., vol. 7, no. 6, 1973. 6 CHUDOBA, J., P. GRAU AND V. OTTOVÁ:³&RQWURORIDFWLYDWHGVOXGJHILODPHQ WRXVEXONLQJ,,6HOHFWLRQRIPLFURRUJDQLVPVE\PHDQVRIDVHOHFWRU´ Water Res., vol. 7, no. 9, 1973. 7 CHIESA, S. C. AND S. R. LINNE:³'LVFXVVLRQRIWKHHIIHFWVRIVOXGJHDJHDQG selector configuration on the control of filamentous bulking in the actiYDWHG VOXGJH SURFHVVV´ 5HVHDUFK - Water Poll. Control Fed., vol. 62, no. 6, 1992. 8 KAPPELER, J. AND W. GUJER:³9HULILFDWLRQDQGDSSOLFDWLRQRIDPDWKHPDWLFDO PRGHOIRUDHURELFEXONLQJ´Water Res., vol. 28, no. 2, 1994. 9 GREENBERG, A. E., G. KLEIN AND W. KAUTMAN:³(IIHFWRISKRVSKRURXVRQ WKHDFWLYDWHGVOXGJH SURFHVV´Sewage and Industrial Wastes, vol. 27, no. 3, 1955. 10 CHUDOBA, J., C. MENÉNDEZ Y J. PÉREZ: Fundamentos Teóricos de Algunos Procesos para la Purificación de Aguas Residuales, Ed. ISPJAE, Ciudad de La Habana, 1986. 11 T UCEK, F. AND J. CHUDOBA:³0RGHOLQJRIZDVWHZDWHUWUHDWPHQWSURFHVV´ Water Research, vol. 3, no. 2, 1969. 12 WEDDLE, C. L. AND D. J ENKINS:³7KHYLDELOLW\DQGDFWLYLW\RIDFWLYDWHG VOXGJH´Water Res., vol. 5, no. 8, 1971. 13 WUHRMANN, K.: Biological Treatment of Sewage and Industrial Wastes, vol. I, Ed. Mac Cabe, 1956. 14 ECKENFELDER, W. AND'2¶ CONNOR: Biological Waste Treatment, Pergamon Press, Oxford, 1961. 15 WUHRMANN, K.:³+LJK5DWH$FWLYDWHG6OXGJH7UHDWPHQWDQG,WV5HODWLRQ WR6WUHDP6DQLWDWLRQ´-RXUWater 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:³)DFWRUVDIIHFWLQJ WKHTXDQWLW\RIVOXGJHSURGXFWLRQLQWKHDFWLYDWHGVOXGJHSURFHVV´Sewage Industrial Wastes, vol. 23, no. 8, 1951. 18 SIMONS, J. M. AND E. MC KINNEY:³7KHELRFKHPLVWU\RIQLWURJHQLQWKH V\QWKHVLVRIDFWLYDWHGVOXGJH´Sewage and Industrial Wastes, vol. 30, no. 7, 1958. 19 WASHINGTON, D. R. AND L. J. HETLING: ³9RODWLOHVOXGJHDFFXPXODWLRQLQDFWL YDWHGVOXGJHSODQW´-RXUWater Poll. Control Fed., vol. 37, no. 4, 1965. 162

Lodo Activado

20 CHUDOBA, J. AND F. T UCEK:³3URGXFWLRQGHJUDGDWLRQDQGFRPSRVLWLRQRI DFWLYDWHGVOXGJHLQDHUDWLRQV\VWHPVZLWKRXWSULPDU\VHGLPHQWDWLRQ´ Jour. Water Poll. Control Fed., vol. 57, no. 3, 1985. 21 VANDEVENNE , L. AND W. ECKENFELDER:³$FRPSDULVRQRIPRGHOVIRUFRP SOHWHO\PL[HGDFWLYDWHGVOXGJHWUHDWPHQWGHVLJQDQGRSHUDWLRQ´Water Res., vol. 14, no. 7, 1980. 22 KOUNTZ, R.R. Y C. F ORNEY:³0HWDEROLFHQHUJ\EDODQFHLQDWRWDOoxidation DFWLYDWHG VOXGJH V\VWHP´ Sewage and Industrial Wastes, vol. 31, no. 7, 1959.

163

Transferencia de Oxígeno

CAPÍTULO 5

TRANSFERENCIA DE OXÍGENO

5.1. INTRODUCCIÓN La transferencia de oxígeno es un elemento clave en los procesos biológicos aerobios. Exceptuando casos particulares, la oxigenación de un medio se realiza mediante la aereación aprovechando el hecho de que el aire contiene aproximadamente 21 % en volumen de oxígeno. La transferencia se puede realizar a través de la introducción de aire u oxígeno en el agua o exponiendo el líquido a la atmósfera en forma de pequeñas gotas. Cualquiera que sea el procedimiento seleccionado para producir la aereación, existe una serie de elementos básicos del proceso en sí que son comunes en todos ellos.

5.2. CONSIDERACIONES FUNDAMENTALES DE LA TRANSFERENCIA DE OXÍGENO En cualquier proceso de transferencia, la velocidad de esta se puede expresar como el producto de una fuerza impulsora y un coeficiente de transferencia. En la aereación, la fuerza impulsora es el gradiente de la concentración de oxígeno. Lewis y Whitman, 1 desarrollaron el concepto de la doble película que considera películas estacionarias en las interfases del gas y del líquido respectivamente, 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 transferida a un medio líquido puede expresarse según, M = KL A (Cs - C) = Kg A (Pg - P) (5.1)

165


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 respectivamente (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 la transferencia es la de líquido. Para gases relativamente solubles, controla la película de gas. Para el primero de los casos, al aumentar la turbulencia disminuye el espesor de la película de líquido y aumenta el coeficiente de transferencia del 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 y Whitman. Para aquellos procesos controlados por la película de líquido, la ecuación 5.1 puede transformarse:

1 M V donde: k L a K L

dC k L a Cs C dt

A , coeficiente global de transferencia de oxígeno, h±. V 166

(5.2)


Cuando los términos vinculados a la transferencia de oxígeno se relacionan tal como aparece en la ecuación 5.2, vienen referidos, por problemas de comodidad, para agua de acueducto (agua limpia), 20 0C y una presión de 101,3 kPa.

5.2.1. Concentración de oxígeno en condiciones de saturación La 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 profundidad del tanque de aereación, la concentración de saturación se calcula:

Cs,m

Cs

Pa 0,5Ph Po

(5.3)

Cs: concentración de saturación a la temperatura de trabajo y presión normal mgL±. Cs,m: concentración de saturación promedio a la temperatura de trabajo y a una profundidad que es igual a la mitad de la altura del tanque de aeración 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 Temperatura °C 16 17 18 19 20 21 22 23 24 25 26 27 28 29 30

Concentración de cloruro en agua mgL-1 0 10,0 9,7 9,5 9,4 9,2 9,0 8,8 8,7 8,5 8,4 8,2 8,1 7,9 7,8 7,6

5 9,5 9,3 9,1 8,9 8,7 8,6 8,4 8,3 8,1 8,0 7,8 7,7 7,5 7,4 7,3

167

10 9,0 8,8 8,6 8,5 8,3 8,1 8,0 7,9 7,7 7,6 7,4 7,3 7,1 7,0 6,9

15 8,5 8,3 8,2 8,0 7,9 7,7 7,6 7,4 7,3 7,2 7,0 6,9 6,8 6,6 6,5

20 8,0 7,8 7,7 7,6 7,4 7,3 7,1 7,0 6,9 6,7 6,6 6,5 6,4 6,3 6,1


Para tener en consideración además los constituyentes del agua residual se define el coeficiente E .

ȕ

solubilida d en el agua residual solubilida d en el agua limpia

Cs,w Cs

Los valores de E suelen variar entre 0,7 y 0,8 como consecuencia de las variaciones de la solubilidad del oxígeno debido a la presencia de sales, sólidos suspendidos y sustancias tensoactivas.3

5.2.2. Coeficiente global de transferencia de oxígeno El coeficiente de transferencia de oxígeno depende del implemento de aereación y de las características físicas y químicas del sistema que se desea oxigenar:4 1. Temperatura. Al aumentar la temperatura aumenta el valor del coeficiente de transferencia, k L a t k L a 20 o C ș t 20

(5.4)

El valor de T es función de las condiciones de trabajo. Se suele situar en el intervalo 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 aumento en el coeficiente de transferencia. 3. Altura del líquido. El efecto que tiene la altura de la columna del líquido bajo aereación sobre el coeficiente global de transferencia de oxígeno depende en cierta medida del método empleado en la aereación. Para muchos sistemas de aereación por difusión kLa varía con la altura de acuerdo con la relación: k L a1 k L a2

§ H1 · ¨¨ ¸¸ © H2 ¹

n

(5.5)

donde el exponente n tiene un valor cercano a 0,7 para la mayoría de los sistemas. 4. Características del medio. El valor del coeficiente de transferencia de oxígeno del agua pura puede diferir considerablemente del de un medio que contenga compuestos orgánicos u otras sustancias en disolución. Con el objetivo de comparar la velocidad de transferencia de oxígeno en el agua con la de otro medio cualquiera para un implemento de aereación particular se define el coeficiente D. 168


Į

k L a del medio k L a del agua limpia

El valor de D puede no ser constante y variar durante el proceso que tiene lugar en el bio-reactor. En la tabla 5.2 se reportan valores típicos de D para diferentes implementos de aereación. La ecuación 5.2 queda entonces:

dC Įk L a ȕ CsC 1,02t 20 dt

(5.6)

y si se toma en consideración la profundidad del tanque:

dC dt

Įk L a ȕ Cs,mC 1,02 t 20

(5.7)

Tabla 5.2. Valores típicos de D

Implemento de aereación Difusor de burbuja gruesa Difusor de burbuja fina Eyector de aereación Aereador superficial Turbinas

Valor tipo 0,85 0,50 0,75 0,90 0,85

5.2.3. Cálculo del coeficiente global de transferencia de oxígeno Para poder aplicar la ecuación (5.7) en cualquier sistema aerobio, se requiere conocer o determinar previamente los coeficientes kLa, D, y E. En agua limpia la velocidad de transferencia de oxígeno puede plantearse según la ecuación:

dC dt

k L a CsC mgL± h±

(5.8)

Como se aprecia de la ecuación anterior, la velocidad de la transferencia es proporcional al déficit de oxígeno y al coeficiente global de transferencia de oxígeno, kLa, tal como ya fue expresado.

169


El valor del coeficiente kLa depende, a su vez, de la turbulencia en la interfase aire - líquido. Por tanto, es función del sistema de aereación, la geometría del tanque de aereación, las características del líquido y de la temperatura. El método que se describe a continuación para determinar el coeficiente de transferencia de oxígeno se basa en estimar el tiempo necesario para que la diferencia entre el oxígeno de saturación, Cs y el oxígeno disuelto en un instante dado, C, disminuya 90 %. Integrando la ecuación 5.8 entre t1 y t2 se obtiene:

2,3 log

CsC1 CsC2

kL a t2 t1

(5.9)

Suponiendo que (Cs - C2) = 0,1 (Cs - C1), la ecuación 5.9 queda:

kLa

2,3 t90

(5.10)

t90: tiempo durante el cual la diferencia entre la concentración de oxígeno en condiciones de saturación y la del oxígeno disuelto disminuye 90 %.5 Figura 5.2.

5.2.4. Procedimiento Cálculo de kLa El procedimiento general comprende la eliminación del oxígeno disuelto en un volumen conocido de agua, mediante la adición de sulfito de sodio, y la posterior reoxigenación hasta valores cercanos a la concentración de saturación.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 de sodio a razón de 7,88 mg por cada mg de oxígeno disuelto del agua. Cuando se desea acelerar la etapa de de-oxigenación puede utilizarse una solución de Co2+ como catalizador a razón de 5 mgL±. 3. Una vez que la concentración de oxígeno disuelto alcanza un valor cercano a 0,5 mgL± se pone en funcionamiento el implemento de aereación. 4. A partir del momento en que la concentración de oxígeno sea igual a 1 mgL± se hacen mediciones de la concentración a intervalos regulares de tiempo. 5. Se tabulan los resultados y se procede según se ilustra en el ejemplo 5.1. 170


Fig. 5.2. Cálculo del coeficiente de transferencia de oxígeno.

5.2.5. Capacidad de oxigenación Con el objetivo de poder comparar las posibilidades de los distintos implementos para suministrar oxígeno, es necesario introducir el término capacidad de oxigenación (CO). La capacidad de oxigenación de un implemento de aereación se define como la cantidad de oxígeno que puede ser suministrado por ese implemento, en la unidad de volumen y de tiempo, cuando la concentración de oxígeno disuelto es cero. 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 de trabajo, mgL±. Por tanto, para determinar la capacidad de oxigenación solo se requiere conocer el coeficiente de transferencia de oxígeno, y la concentración de saturación 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 de paleta a tres velocidades diferentes. A partir de los datos obtenidos, calcule el coeficiente de transferencia de oxígeno a cada velocidad (tabla 5.3). 171


t = 25 oC

Cs = 8 mgL±

Solución: 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 para 3 velocidades diferentes de agitación

Tiempo (min) 0 0,5 1,0 1,5 2,0 2,5 3,0 3,5 4,0 4,5 5,0 6,0 7,0 8,0 9,0 10,0 11,0 13,0 15,0 20,0 25,0

Diferentes velocidades de rotación del aereador I II II III III I Cs-C O2 Cs-C O2 Cs-C O2 mgL-1 mgL-1 mgL-1 1.00 7.00 1,00 7,00 1,00 7,00 2,00 6,00 1,55 6,45 1,40 6,60 2,90 5,10 2,02 5,98 1,75 6,25 3,70 4,30 2,55 5,45 2,05 5,95 4,35 3,65 3,00 5,00 2,40 5,60 4,85 3,15 3,40 4,60 2,70 5,30 5,35 2,65 3,80 4,20 3,00 5,00 5,80 2,20 4,20 3,80 3,25 4,75 6,15 1,85 4,50 3,50 3,50 4,50 6,40 1,60 4,80 3,20 3,75 4,25 6,70 1,30 5,05 2,95 3,95 4,05 7,15 0,85 5,55 2,45 4,40 3,60 7,40 0,60 5,95 2,05 4,75 3,25 7,60 0,40 6,25 1,75 5,10 2,90 7,70 0,30 6,55 1,45 5,40 2,60 7,80 0,20 6,80 1,20 5,65 2,35 7,90 0,10 7,00 1,00 5,90 2,10 7,95 0,05 7,30 0,70 7,50 0,50 6,60 1,40 7,80 0,20 7,20 0,80 7,40 0,60

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 min Velocidad II t90: 13,0 min Velocidad III t90: 21,2 min 172


Por tanto, considerando que kL a

2,3 t90 , de la figura 5.3 se tiene:

Velocidad I kLa = 20,35 h± Velocidad II kLa = 10,60 h± Velocidad 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 ejemplo 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 de biomasa en suspensión constituye una etapa importante en las actividades de diseño y evaluación de una instalación de tratamiento. En la medida que se conozca la cantidad de oxígeno que es necesario para un proceso dado, se estará en mejores condiciones de seleccionar el equipamiento adecuado para suministrarlo.

173


La velocidad de consumo de oxígeno en los sistemas de biomasa en suspensión puede representarse por la siguiente ecuación empírica: rX

Y c ǻ% X b

(5.12)

r X

(5.13)

ǻ6 șX

(5.14)

rX

donde:

ǻ%X

y

r: velocidad de consumo de oxígeno mgL±d±. X: concentración de sólidos suspendidos volátiles (SSV) en el tanque de aereación mgL± . Y c: 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±. T = tiempo de retención hidráulico d. La ecuación 5.12 puede expresarse también tomando como base la DQO. Valores típicos de Y c y b se reportan en la tabla 5.4. Tabla 5.4. Valores típicos de Y´ y b

Base DBO5 DQO DQO DBO5 DQO DQO

b Yc -1 (d-1) (kg kg ) 0,50 0,10 0,40 0,13 0,27 0,11 0,55 - 0,80 0,03 - 0,17 0,33 - 0,54 0,3 - 0,17 0,35 0,08

Tipo de residual Municipal Municipal Pulpa y papel Municipal Municipal Tenería

Fuente 1 1 4 7 7 3

Los coeficientes Y c y b pueden ser calculados a escala de laboratorio. (Epígrafe 5.3.1). El valor de rx depende en gran medida de la actividad del sistema. Por ejemplo, para un proceso convencional de lodo activado, Eckenfelder 6 ha reportado valores de 0,84 kg kg± d± a la entrada y de 0,2 kg kg± d± a la salida del proceso. Para residuales teneros en Cuba tratados mediante lagunas aereadas,7 se han obtenido valores de 1,43 kg kg±d± y 0,79 kg kg±d± para uno 174


y tres días de tiempo de retención, respectivamente. Desde Hoover y Porges 8 se acepta como intervalo para el valor de la velocidad específica de consumo de oxígeno para la fase de respiración endógena el comprendido entre 0,15 y 0,50 kg kg±d± . En estado estacionario las condiciones de trabajo son tales que el suministro de oxígeno debe ser igual a su requerimiento: r = D kLa (E 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, aproximadamente entre 0,2 y 2,0 mgL± . Por debajo de este valor crítico la velocidad de las reacciones metabólicas aerobias se ven limitadas. 9,10,11 El requerimiento mínimo de aire aplicado por kilogramo de DBO alimentado al tanque de aereación es función de las características del sistema en particular. Para sistemas de carga media debe ser aproximadamente de 90 kg de aire por kilogramo de DBO mientras que para aereación extendida puede llegar a alcanzar 120 kg por kilogramo de DBO. Estas demandas están calculadas sobre la base de suponer que el implemento de aereación es capaz de transferir al menos 1 kg de oxígeno por cada kilogramo de DBO aplicado. En todos los casos es recomendable garantizar una concentración mínima de oxígeno disuelto de 2 mgL± .

5.3.1. Cálculo de los coeficientes Y' y b Como ya se afirmó anteriormente, los coeficientes Y c y b pueden ser calculados 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 la remoción específica, ' Bx, se obtiene una recta cuya pendiente es Y c, y el intercepto con el eje de ordenadas, b. Figura 5.5. Procedimiento Se realizan corridas experimentales a diferentes edades de lodo, 3 como mínimo. Para cada corrida se registran los valores promedios de los siguientes parámetros: So, S, X, T . Para cada corrida: 1. Se toma una muestra representativa del licor mezclado del reactor y se introduce en un recipiente en el que se pueda medir la disminución en el tiempo de la concentración de oxígeno disuelto. 175


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 respiración r. 5. Para cada corrida se divide el valor de la velocidad de consumo de oxígeno determinado (r) por la concentración de SSV. 6. Se prepara una tabla de rx vs ' Bx con tantos puntos experimentales como edades de lodo se hayan prefijado. 7. Se grafica rx vs ' Bx. Figura 5.5.

Fig. 5.5. Cálculo de Y´ y b. 176


Ejemplo 5.3 Los datos que se dan a continuación fueron obtenidos a escala de laboratorio trabajando a cuatro edades de lodo diferentes y midiendo en cada caso la velocidad de respiración r de la biomasa obtenida en el licor mezclado. Determine los coeficientes Y c y b. (Tabla 5.5) Tabla 5.5. Datos experimentales

Tx (d) 3 5 7 10

X (mg L-1) 800 1 200 1 800 2 500

r (mg L-1 h -1) 26,6 35,0 30,0 20,8

' Bx (kg kg -1 d -1) 1,25 1,00 0,50 0,25

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 -1 -1

rx (kg kg d ) ' Bx (kg kg-1d-1)

0,8 1,25

0,7 1,0

0,4 0,5

0,2 0,25

Se grafica rx contra ' Bx según la figura 5.5. De la pendiente se obtiene el valor de Yc y del intercepto en el eje de ordenadas el valor de b. Yc = 0,6 b = 0,075

5.3.2. Capacidad de oxigenación necesaria Una vez que se conoce la capacidad de oxigenación del implemento de aereación, debe compararse con la que necesita el sistema, o sea, la capacidad de oxigenación necesaria (CO)n. Cuando se diseña un tanque de aereación debe calcularse la (CO)n de forma de conocer el oxígeno que se necesita para garantizar el suministro que requieren las reacciones bioquímicas que tienen lugar y para el mantenimiento de las condiciones aerobias en el medio.

177


CO n Y c ǻ%V

b X

Cs,m Cs,m C

(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:

(CO) n

G 10 3 k L a20 ºC Cs, m20 º CV

(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 5.4 Determine la capacidad de oxigenación necesaria para satisfacer las exigencias de un proceso de lodo activado del que se dispone de la siguiente información: t: 28 0 C Yc : 0,40 b: 0,10 d ± ' Bv: 0,5 kg m± d± X = 1,5 kg m ± OD mínimo permisible = 2 mgL± Altura del tanque de aereación = 3 m Presión atmosférica = 101,8 kPa Solución: La concentración de saturación de oxígeno a 28 0C es (Tabla 5.1): Cs = 7,9 mgL± De acuerdo con la ecuación 5.3:

Cs,m

Cs

Pa 0,5Ph Po

Pa = 101,8 kPa Po = 101,3 kPa Ph = 0,0098 U x h U = 990 kg m± h=3m Ph = 29,1 kPa 178


Cs,m

7 ,9

101,8 0,529,1 101,3

9 ,07mgL1

(CO)n = 0,45 kg m± d±

5.3.3. Otro procedimiento para determinar la necesidad de oxígeno En ausencia de cálculos más sofisticados, puede asumirse que para la remoción de la DBO carbónica es necesario utilizar 1,1 kg O2 por cada kg de DBO5 aplicado, para el caso de procesos convencionales. Para la aereación extendida el requerimiento de oxígeno puede tomarse aproximadamente como 1,8 kg de O2 por cada kg de DBO. Por otro lado, haciendo consideraciones teóricas, la necesidad de oxígeno puede ser determinada a partir de la DBO del agua residual y de la cantidad de biomasa que diariamente se extrae del proceso. Por tanto, la demanda teórica de oxígeno para la remoción de las sustancias carbonosas 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 C 5 H7 N O2 . De acuerdo con esto, k gO2 d

1

Q S 0 S 10 3 kg / g f

1,42 ǻP

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 oxígeno para satisfacer las necesidades de consumo del agua residual y de la biomasa. 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 y mantener una concentración de oxígeno disuelto en el reactor, que no inhiba el proceso aerobio (generalmente superior a 0,2 mgL±). 179


5.4. IMPLEMENTOS DE AEREACIÓN El equipamiento para producir aereación que es más comúnmente utilizado puede clasificarse en: a) sistemas de aire difundido, b) sistemas de aereación mecánica.

5.4.1. Aire difundido Los sistemas de aire difundido están constituidos por difusores sumergidos en el agua, las líneas o tuberías conductoras de aire, los sopladores o compresores, y su equipamiento auxiliar. Básicamente se conocen dos tipos de difusores: los que producen burbujas pequeñas a partir de un medio poroso y aquellos que utilizan tuberías horadadas o algún otro dispositivo para producir burbujas grandes o medianas. Todos estos implementos son muy diversos en dependencia de los fabricantes. Figura 5.6. Los difusores se distribuyen a ambos lados y en toda la longitud del tanque de aereación. Figura 5.7. Como elemento práctico puede señalarse que para mantener una mezcla adecuada, el ancho del tanque de aereación debe ser aproximadamente el doble de su profundidad. Este ancho puede duplicarse si además se concibe una línea central de unidades de difusión. También puede apuntarse que la ubicación de los difusores debe ser tal que los puntos de salida del aire deben estar unos de otros a una distancia comprendida entre 15 y 75 cm. Los difusores de burbuja fina se construyen de granos de sílice u óxido de aluminio. Otras unidades son tubos recubiertos de diversos compuestos como nylon, dracón y saran. El diámetro de la burbuja suele estar comprendido entre 2 y 2,5 mm. Estas unidades se diseñan para lograr un flujo de aire por 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 diámetro. Estas burbujas grandes son la causa de que estos difusores presenten menor rendimiento que los porosos, pero por otro lado presentan las ventajas de tener menor costo, y menos necesidades de mantenimiento y de limpieza de aire. La aereación mediante difusores es recomendada fundamentalmente para profundidades de líquido en el reactor entre 2,5 y 5,0 m y valores de velocidades de consumo de oxígeno inferiores a 1 mgL ± min± .

180


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 mecánica Los aereadores mecánicos pueden ser superficiales o sumergidos, y ambos a su vez, de eje vertical o de eje horizontal. En los aereadores mecánicos el oxígeno se toma de la atmósfera. Hay modelos de aereadores mecánicos sumergidos, las turbinas, en los que además se introduce aire por la parte inferior del tanque de aireación. Figura 5.8.

181


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.

(b) Fig. 5.8 Aereadores mecánicos. a) Aereador superficial. b) Aereador de turbina. 182


5.4.2.1. Aereadores superficiales Los aereadores de superficie, equipos para la introducción de grandes cantidades de aire, y por tanto de oxígeno, consisten en turbinas de alta o baja velocidad o en unidades flotantes de alta velocidad que giran en la superficie del líquido, parcialmente sumergidos. Cualquier superficie de agua tiende a absorber oxígeno del aire. Este proceso se acelera cuando hay turbulencia en la superficie. Los aereadores superficiales llevan este proceso a una etapa superior al romper mecánicamente la superficie del líquido y crear una interfase gas-líquido en forma atomizada de pequeñas gotas de agua y burbujas de aire, arrastradas dentro del líquido. Además el volumen total de líquido circula y se mezcla de manera tal que el agua oxigenada se reemplaza continuamente por líquido de otras zonas. Los aereadores superficiales de eje vertical pueden montarse sobre una estructura rígida o sobre flotadores. Los de eje horizontal tienen su origen en 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 la exposición a la superficie de grandes volúmenes de agua atomizada. Para los implementos de eje vertical, la cantidad de oxígeno transferido al líquido es función de la potencia.

183


La velocidad de transferencia depende de: diámetro del implemento, velocidad de rotación y profundidad del elemento rotatorio. En condiciones óptimas de inmersión, la velocidad de transferencia por potencia consumida es relativamente constante dentro de un amplio intervalo de valores de diámetro del impelente. Kormanik13 obtuvo una correlación entre la velocidad de transferencia de oxígeno y la potencia por unidad de área. Así, para aereadores superficiales de alta velocidad, puede considerarse la expresión: Np = 1,973 P 1,0045 Np: kg O2 (kW-h)± P: kW m± Para mantener una concentración uniforme de oxígeno disuelto se necesita disponer de niveles de potencia de 1,2 a 2 Wm± . Para mantener sólidos biológicos en suspensión es recomendable una velocidad mínima en el fondo de 12 cm · s± cuando la concentración es de 5gL± de SSLM. Cuando se emplea este tipo de aereador, la altura mínima de tanque recomendada 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 de oxígeno del sistema está en el intervalo de 1,0 a 1,4 mgL±min±. Para mayores velocidades 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 aire comprimido mediante la acción cortante de un impelente rotatorio y promoviendo además la mezcla del contenido del tanque de aereación. Los aereadores sumergidos de eje horizontal funcionan por el mismo principio que los superficiales excepto que la agitación del agua se lleva a efecto con discos o paletas acoplados al eje. Las turbinas se distribuyen en el tanque de aereación de manera tal que exista una cada 85 a 220 m2. Las potencias de los aereadores mecánicos disponibles varían de 0,75 a 100 kW.

184


5.4.3. Capacidad de los aereadores Los fabricantes de equipos de aereación generalmente ofrecen la capacidad de transferencia de oxígeno de su equipamiento sobre la base de la masa de oxígeno transferido por unidad de energía (kg de oxígeno transferido por kW h) en condiciones normales (C.N.). Las condiciones normales o estándar están definidas para agua de acueducto, a 20 0 C, cero concentración de oxígeno disuelto y la presión correspondiente al nivel del mar (P = 101,3 kPa). Esto no es más que la capacidad de oxigenación del implemento. Para las condiciones de campo o reales (C.R.) la capacidad de transferencia o rendimiento, No, reportada en (C.N.) por el fabricante, deben ser rectificadas,

N

N0

ȕ Cs,m C Cs20 oC

Į 1,02t 20

(5.18)

N: capacidad de transferencia de oxígeno en condiciones de trabajo o reales kg 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 de 20 0C mgL±. Cs,m: concentración de saturación de oxígeno disuelto en agua limpia a la temperatura 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 de aire difundido, es necesario valorar no solo la eficiencia de los difusores, sino también la capacidad de los sopladores o compresores. Esta información está disponible generalmente en los manuales de operación y mantenimiento que ofrecen los proveedores de los equipos. Por tanto, para determinar la transferencia de oxígeno del sistema de aereación por difusión en kgd±, además de necesitar la capacidad de transferencia de los difusores en condiciones reales, debe conocerse la capacidad de los sopladores en condiciones estándar (m3min± a 20 qC y la presión de 101,3 kPa). Con estos dos elementos puede calcularse la masa de aire que el sistema es capaz de entregar. Ver el ejemplo 5.8. Cuando la capacidad de transferencia que se necesita calcular sea la de un aereador superficial, debe determinarse la potencia de trabajo del motor, m, y la capacidad o rendimiento, kg O 2 (kw-h)± , del aereador en particular. En el caso de no existir otra información, puede asumirse que la eficiencia del 185


motor es 90 % y la de los elementos mecánicos del aereador 85 %. De acuerdo con esto ha de considerarse que 75 % de la potencia nominal del motor del aereador superficial es convertido en energía para la transferencia de oxígeno. Ver ejemplo 5.9. Tabla 5.6. Intervalos típicos de valores de capacidad de transferencia de oxígeno para algunos de los tipos de aereadores

Tipo de aereador Superficial (baja velocidad) Superficial (alta velocidad) Turbina Rotor de cepillo y placas Difusores de burbuja fina Difusores de burbuja gruesa

No kg O2 (kW·h)±1 1,21 ± 3,04 1,21 ± 2,19 1,21 ± 2,25 0,91 ± 2,19 1,80 ± 3,20 0,90 ± 1,50

5.4.4. Eficiencia de la transferencia de oxígeno La 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±de oxígeno suministrado. Los fabricantes definen la Eficiencia Estándar de Transferencia de Oxígeno (Eo) (Standard Oxygen Transfer Eficiency, SOTE) de sus implementos de aeración para agua de acueducto, a 20 0 C, cero oxígeno disuelto y a nivel del mar.

E

k L a20 o C Cs20 o C 16,56 Qs

(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 normales de trabajo, (eficiencia real o actual de transferencia de oxígeno, E), (AOTE),

E

E0

ȕ Cs,m C Į1,02 t 20 Cs20 oC

186

(5.20)


La eficiencia de absorción también puede ser calculada directamente,

E

k L a 20 o C ȕ Cs,m C Į 1,02t 20 V 16 ,56 Qs

(5.21)

En la tabla 5.7 se brinda información típica de la eficiencia de transferencia de oxígeno de varios tipos de difusores. Tabla 5.7. Valores típicos de eficiencia estándar de transferencia de diferentes difusores14

Tipo de difusor Domos de cerámica Discos de cerámica Placas de cerámica Tubo plástico rígido poroso Tubo plástico rígido poroso Difusor no poroso de eje longitudinal

Profundidad (m) 4,2 3,7 4,5 4,0 4,5 4,5

E0 (%) 29,0 26,0 30,0 27,0 30,0 12,0

5.4.5. Correlaciones para la transferencia de oxígeno Eckenfelder15 ha desarrollado una correlación general para la transferencia de oxígeno a partir de burbujas que ascienden a través de una columna de líquido en reposo:

K L d s 13 H DL

§d ȣ ȡ· C ¨¨ B B ¸¸ © ȝ ¹

(5.22)

H: profundidad del líquido. dB: diámetro de la burbuja. X B: velocidad de la burbuja. U : densidad del líquido. P : viscosidad del líquido. C: constante. Si se considera que para burbujas de aire en el tanque de aereación se cumple que:

A V

6 Qs H d B ȣB V 187

(5.23)


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 se cumple que, dB ~ Qs n (5.24) Las ecuaciones 5.20, 5.21 y 5.22 pueden combinarse para obtener una expresión general para la transferencia de oxígeno por difusión

kL a

C c H 2 / 3 Qs 1 n V

(5.25)

La ecuación 5.25 puede ser transformada en términos de masa de oxígeno transferida por unidad de difusión G

Cc H 2 / 3 Qs 1 n Cs C

(5.26)

G = masa de oxígeno transferida en la unidad de tiempo El comportamiento de todas las unidades de aereación por difusión puede expresarse utilizando una forma modificada de la ecuación 5.26 G CQsn H mW p D(ECs, m C ) 1,02t 20

(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: G

C N t Qs n d v ȕCsC Į 1,02 t 20 x

(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 el diámetro equivalente del tanque de aereación entre 0,1 - 0,2 y una velocidad periférica del impelente comprendida entre 3,1 - 5,5 m s±.

188


Ejemplo 5.5 Con el propósito de aerear un reactor de 5 000 m3 de volumen efectivo se requieren 300 kgO2h±. Diseñe el sistema de aereación mediante difusores para las siguientes condiciones: temperatura 28 0C concentración de oxígeno disuelto límite = 2 mgL± E = 0,90 Pa = 101,8 kPa Presión de aire requerida en la descarga = 156,5 kPa La información que se dispone del proveedor se detalla: Qs = 0,2 m3 min± unidad± a 20 0C y 101,3 kPa D = 0,8 C = 0,2076 n = 1,05 m = 0,70 p = 0,32 Solución: Profundidad seleccionada (H) = 4,5 m ancho = 8,0 m (d 2 H) longitud = 139 m Cálculo de Cs,m: a 28 0C: Cs = 7,9 mgL± U = 990 kg m± H = 4,5 m

Cs,m

Cs

Pa 0,5P h Po

Ph = 0,0098 U·h (kPa) Ph = 0,0098 · 990 · 5,0 Ph = 43,66 kPa Cs,m

7 ,9

101,8 0 ,5 43,66 101,3

9,64 mgL1

Cálculo de las condiciones reales de trabajo de los difusores: G = C Qsn Hm W±p D (E Cs,m - C) 1,02 W± G = 0,2076 · 0,2 1,05 · 4,5 0,70 · 10 ± >0,8 (0,90 · 9,64 - 2,0)@ 1,02 8 G = 0,329 kg h± unidad± a 28 oC 189


Número de unidades necesarias: ȣ

300 kgh 1 0,329 kgh 1 unidad 1

912 unidades

Espaciamiento entre unidades,

139 m 912 unidades

0,15 m

Flujo de aire del compresor, Qs = 0,2 x 912 = 182,4 m3 min± Potencia 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.

potencia kW

Q s ǻ3 E

182,4 54,7 0,7 x 60 seg min 1

PT

237 kW

Capacidad de transferencia necesaria en condiciones reales.

N

GX PT

0,329 912 1, 27 kgO 2 (kWh) -1 237

Capacidad de transferencia requerida en condiciones estándar.

No

No

N Cs20 0 C

ȕCs,mC Į 1,02t 20 1,27 9,2 >0.909,64 2 @ 0,80 1,028

No 1,86 kO 2 kWh 1

Se necesita disponer de un implemento cuya capacidad de transferencia en condiciones estándar sea superior a 1,86 kg O2 (k w h)±. Eficiencia de la transferencia de oxígeno,

190


E

O2 absorbido 100 O2 suministra do

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:

Eo

E

Cs20 º C (ECsm C ) D1,02t 20

Eo = 15 % El dispositivo que se utilice debe tener además una eficiencia de transferencia de 15 % en condiciones estándard. Ejemplo 5.6 Para el mismo caso del ejemplo anterior, considere el diseño de un sistema de aereación con turbinas. Información adicional del proveedor: Eo = 20 % a = 0,85 Pd = 0,95 Solución: Cs,m = 9,83 mgL± Se asume como condición de trabajo que el oxígeno absorbido por el sistema debe ser igual al oxígeno que se requiere = 300 kg h± Oxígeno suministrado = 16,56 Qs

Eo

oxígeno absorbido oxígeno suministrado 0,2

0,20

300 16,56 Qs

Qs = 90,5 m3 min± (20 °C, 101,3 kPa) Potencia requerida por el compresor (Pc): e = 70 % 'P = 54,7 k Pa

Pc

90,5 54,7 117,9k W 0,7 60 191


Potencia requerida por la turbina (Pt ):

Pd

Pt Pc

Pt = 0,95 · 117,9 = 112 k W Capacidad de transferencia que se requiere: 300 1 1,25 kgO2 kW h Pc Pt

N

Capacidad de transferencia necesaria en condiciones ideales

N0

N Cs20 0 C

ȕ Cs,mC Į 1,02t 20

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 aereación por 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 la compresión el aire se comporta como un gas ideal (lo que es una buena aproximación), Wc

ª § P ·A º § 1 · A ¨ ¸ R T1 « ¨¨ 2 ¸¸ 1» « © P1 ¹ » © 29 ¹ ¬ ¼

A

Ȗ 1Ȗ

192

(5.30)


b = constante adiabática =

Cp Cv

1,4 (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, ª§ P ·0 ,286 º 1» Wc 0 ,2398T1«¨¨ 2 ¸¸ (5.31) «© P1 ¹ » ¬ ¼ La potencia real del compresor está determinada por el rendimiento global del mismo, K , K = KT · Km (5.32) K T: rendimiento termodinámico (desviación de las condiciones de reversibilidad adiabática) K m: rendimiento considerando las pérdidas en el motor y la transmisión

P

Pc Ș

(5.33)

Para el cálculo del requerimiento de potencia en el caso que se empleen turbinas, ha de considerarse tanto el accionamiento del rotor como el funcionamiento del compresor, (5.34) PT = Pc + Pr 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 oxígeno (N) óptima de un aereador de turbina está vinculado a la relación entre la potencia del rotor y la del compresor:

Pd

Pr Pc

(5.35)

Las mejores condiciones de trabajo se presentan cuando el valor de Pd es cercano a 1.

193


La potencia requerida por el impelente decrece en la medida que aumenta la cantidad de aire introducido como consecuencia de la disminución de la densidad 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 distribuidos en el perímetro del recipiente. Para tanques cuadrados se colocan 2 tabiques 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± de oxígeno. 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. g) Según el proveedor, el flujo másico de oxígeno entregado por cada unidad de difusión es 0,8 kgO2 h± (20 0C, 101,3 kPa, 0 mgL± OD). D = 0,90 E = 0,92 La concentración de oxígeno mínima deseada en el tanque de aereación es 2,5 mgL±, Cs20 ºC = 7,9 mgL± (101,3 kPa)

U agua = 990 g L± (28 0 C) Solución: a) Cs,m

Cs

Pa 0,5Ph Po

Po = 101,3 k Pa. Pa = 99,96 k Pa. Ph = 0,0098 U,h = 0,0098 · 990 · 4,0.

194


Ph = 38,81 k Pa. Cs,m = 9,31 mgL± La relación entre la transferencia de oxígeno en las condiciones reales y las de referencia viene dada por:

ȕ Cs,m C Į 1,02t 20

E Eo E

0,8

9,2

0,92 9,31 2,5 9 ,2

0 ,90 1,028

E = 0,556 kg O2 h± por unidad de difusión b) Número de unidades de aereación: U

720 0,556

1295 unidades

c) Pc = 1,1628 · m · Wc Wc

ª§ P · 0 ,286 º 1» 0,2398 T1 «¨¨ 2 ¸¸ «¬© P1 ¹ »¼

P1 = 99,96 kPa T1 = 28 0C = 301 0K P2 = Po + Ph = 101,3 + 38,81 = 140,11 k Pa Wc = 7,32 kcal kg± m = 720 kg h± Pc = 6128 W (potencia teórica) Ejemplo 5.8 Una planta tiene 3 sopladores centrífugos, cada uno de ellos con una capacidad en condiciones reales de trabajo de 43 m3 min±. Dos de ellos están en operación y el tercero en reposo. Determine la cantidad de aire que es capaz de entregar 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 m Presión = 101, 5 kPa; T = 28 qC; Densidad del agua = 990 kg m± D = 0,85; E = 0,90 195


Cs 28 °C = 7,92 mgL±Cs 20 °C = 9,2 mgL±; C = 2,0 mgL± Cs,m Ph

0,0098 ȡh

C s,m

7 ,92

E

Po 0 ,5 Ph 101,3

Cs

0,0098 990 3,5

101,5 0,5 33,96 101,3

0 ,12

0 ,90 9 ,262 9 ,2

E

0,082

E

8,2%

33,96 kPa

9,26 mgL 1

0,85 1,02

8

El cálculo del flujo másico de oxígeno que entregan los 2 aereadores se realiza utilizando la eficiencia actual de los difusores y la capacidad estándar de los sopladores. Convertir la salida de los sopladores de las condiciones reales a las estándar (20 oC, 101,3 kPa):

r m3 min 1

· § Ps · s m min .§¨ Tr ¸¨ ¸ Ts Pr

T en o R R

3

1

©

¹©

9 o C 491,67 5

Ts

9 20 491,67 5

527 ,67 o R

Tr

9 28 491,67 5

542,07 o R

§ 527,67 · § 101,5 · 43 ¨¨ ¸¸ ¨¨ ¸¸ © 542,07 ¹ © 101,3 ¹

196

¹


s = 41,9 m3 min ±. El flujo másico de oxígeno que entregan los 2 aereadores se calcula utilizando la eficiencia actual de los difusores y la capacidad de los sopladoes en condiciones 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 = 3430 por tanto, dos sopladores, que cada uno entrega 41,9 m3min ± van a transferir 3430 kg d±. Ejemplo 5.9 En una instalación existen dos aereadores superficiales mecánicos de 40 kW cada uno que son utilizados simultáneamente. Según reporta el fabricante, el SOTR es de 1,8 kg O2 (kW - h)± . Calcule el oxígeno transferido si además se brinda la siguiente información: D = 0,85; E = 0,90; Csm28 C = 7,92 mgL± C = 2 mgL±

T = 28 oC;

N

N0

ȕ Cs C Cs20

Į 1,02 t 20

§ 0 ,9 7 ,92 2 · N 1,8 ¨ ¸ 0 ,85 1,02 8 9,2 © ¹ 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 kW O sea, el oxígeno transferido es, kg O2 d ± = N · pkW = 0,99 · 60 · 24 h d ± = 1426 kW

Notas bibliográficas 1 LEWIS, W.K. AND W. G. WHITMAN³3ULQFLSOHVRIJDVDEVRUSWLRQÍnd. Eng. Chem., vol. 16, no. 8, 1924. 2 DANCKWERTS, D. V.³6LJQLILFDQFHRIOLTXLGILOPFRHIILFLHQWLQJDVDGVRUSWLRQ´ Ind. Eng. Chem, vol. 43, no. 1, 1951. 197


3 TEWARI, P. K. AND J. K. BEWTRA:³$OSKDDQG%HWDIDFWRUVIRUGRPHVWLFZDV WHZDWHU´-RXURIWater Poll. Control Fed., vol. 54, no. 9, 1982. 4 ECKENFELDER, W. W.: Water Quaility Engineering for Practicing Engineers, CBI Publishing, EE.UU., 1980. 5 MENÉNDEZ, C. L. Y J. PÉREZ:³&DSDFLGDGGHR[LJHQDFLyQGHUHDFWRUHVELROyJL FRVHQHOWUDWDPLHQWRGHDJXDVUHVLGXDOHVÍng. Hidráulica, vol. 3, no. 2, 1982. 6 ECKENFELDER, W. W. AND J. OcCONNOR: Biological Waste Treatment, Pergamon Press, Oxford, 1981. 7 MENÉNDEZ, C. L. Y L. GUERRA:³/DJXQDDHUHDGDHQHOWUDWDPLHQWRGHUHVLGXD OHVWHQHURVÍng. Hidráulica, vol. 9, no. 4, 1988. 8 HOOVER, S. R. AND S. H. PORGES:³$QLQWHUSUHWDWLRQRIWKH%2'WHVWLQWHUPV RI HQGRJHQRXV UHVSLUDWLRQ RI EDFWHULD´ Sewage and Industrial Wastes, vol. 24, no. 7, 1957. 9 CHUBOBA, J., C. MENÉNDEZ Y J. PÉREZ: Fundamentos Teóricos de Algunos Procesos para la Purificación de Aguas Residuales, Ed. ISPJAE, Ciudad de La Habana, 1986. 10 MENÉNDEZ, C. L.: Wastewater Treatment from the pulp and paper industry, Ph.D. Thesis, Prague, 1986. 11 VASICEK, P.³8VHRIDNLQHWLFVWXG\WRRSWLPL]HWKHDFWLYDWHGVOXGJHSURFHVV´ Jour. of Water Poll. Control Fed., vol. 54, no. 6, 1982. 12 CLOUGH, G. F.: ³3K\VLFDO FKDUDFWHULVWLFV RI PHFKDQLFDO DHUDWRUV´ -RXU RI 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.³7UDQVIHUHIILFLHQF\PHDVXUHPHQWVLQPL[HGOLTXRU XVLQJ RIIJDV WHFKQLTXHV´ -RXU RI Water Poll. Control Fed., vol. 55, no. 11, 1987.

198

Filtros Percoladores

CAPÍTULO 6

FILTROS PERCOLADORES

6.1. INTRODUCCIÓN Los filtros percoladores o más correctamente denominados lechos bacterianos, son sistemas de depuración biológica de aguas residuales, en los que la oxidación de la materia orgánica se produce al hacer pasar, a través de un medio poroso cubierto de una película biológica, aire y agua residual. El agua residual fluye sobre la superficie del medio poroso o empaque en una delgada capa que está en contacto con la película biológica por un lado y con el aire en los espacios intersticiales del empaque por el otro. El fundamento del proceso está basado en las acciones producidas en todo el espesor de la película biológica. A favor del empleo de los filtros percoladores está el hecho demostrado, que los cultivos fijos a un soporte o medio son afectados en menor medida, que los cultivos suspendidos ante cambios de las condiciones ambientales, que prevalecen en un momento dado en las condiciones de trabajo del dispositivo de tratamiento.1 La película biológica está constituida por un conjunto complejo de microorganismos aislados y colonias de ellos, embebidos en una matriz de polímeros, cuya estructura y composición es función de la edad de la biopelícula y de las condiciones ambientales. 2 Como sucede con todos los sistemas de tratamiento biológico de aguas r esiduales, los tipos y pr opor ciones de las diferentes especies de microorganismos presentes en la población microbiana dependen de las condiciones de operación del sistema, especialmente la carga, y la composición del agua residual. Las condiciones aerobias se mantienen por el flujo de aire a través del empaque o empaquetadura del lecho. La circulación del aire se realiza de forma natural o forzada, a contra corriente o en el mismo sentido del flujo de agua. Este flujo de aire es inducido por la diferencia entre el peso específico del aire atmosférico dentro y fuera de la empaquetadura. En estos 199


sistemas, en muy raros casos, se emplea la ventilación forzada. En la figura 6.1 se muestra una vista de una planta depuradora que emplea filtros percoladores.

Fig. 6.1. Vista de una instalación que emplea filtros percoladores. Periódicamente existen desprendimientos de la película biológica. Esto hace necesario el empleo de sedimentadores secundarios para la separación del sólido de la corriente de líquido tratado. La sección transversal de un filtro se muestra en la figura 6.2. También es recomendable el uso de sedimentadores primarios para evitar tupiciones en el material de relleno que dificulten el libre paso de agua y aire a través del mismo.

Fig. 6.2. Sección de un filtro percolador circular de brazo móvil rotatorio. 200


6.2. PARTES DE LAS QUE CONSTA UN FILTRO PERCOLADOR. MECANISMO DE REMOCIÓN DE LA DBO 6.2.1. Partes de que consta Los filtros percoladores constan de 3 partes principales: Sistema de distribución. Empaquetadura. Sistema recolector. El sistema de distribución debe proporcionar una carga hidráulica uniforme sobre la superficie del filtro. Por tanto, han de evitarse atascos y paradas. Los aspersores para la distribución del agua residual pueden ser fijos o circulares dependiendo de que 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 consisten en brazos giratorios, 2 ó 4, que se disponen radialmente, y son movidos por carga hidráulica. La pérdida de carga prevista para estos casos es aproximadamente 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. 201


A través del sistema recolector se extrae el efluente del tratamiento y se produce 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 dispositivo de drenaje en el fondo del lecho bacteriano. Este sistema debe tener previsto un sistema de canales de recogida, con la característica fundamental de que no debe existir sedimentación en los mismos, ya que el agua residual 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 de agua, para que pueda realizar su función como canal de aereación. Una recomendación de diseño indica que la zona de salida al falso fondo de agua y 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 se define como los m2 de superficie de relleno por m3 de volumen total del empaque o relleno. Cuanto mayor sea la superficie específica mayor será la cantidad de limo biológico presente por unidad de volumen. Por otra parte mientras mayor sea la proporción de huecos en el empaque, se podrá trabajar con mayores valores de carga hidráulica y con menor riesgo de que ocurra inundación por tupiciones. El objetivo de los medios de empaque es el de proporcionar un soporte sólido y estable para el limo biológico, y exponer la máxima área superficial al flujo del líquido 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. 202


Aunque el material de relleno puede ser de granito, coke o escoria entre otros materiales, los medios más comúnmente empleados son el estándar de piedra y material plástico. Medio de piedra a) b) c) d)

Tamaño de la piedra 3-15 cm. Área específica Av = 40 - 80 m2 m±. Peso específico U = (2 - 3). 103 kg m±. Espacio vacío 50 % del volumen del empaque.

Material plástico a) b) c) d)

Medio de diferentes formas, tamaño y materiales. Área específica Av = 20 - 250 m2 m±. Peso específico U = 50 - 90 kg m±. Espacio vacío 90-95 % del volumen del empaque.

Las principales ventajas que sobre el medio estándar de piedra tiene el medio 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 contienen bacterias del tipo zoogleas, protozoos y macroinvertebrados. Teniendo en cuenta que generalmente los filtros percoladores con empaques plásticos operan comúnmente a mucha mayor carga hidráulica que los convencionales de piedra, la eliminación del exceso de limo o película biológica es el resultado de la acción de lavado por el flujo de agua más que por la acción de la actividad de los organismos macroinvertebrados. La principal desventaja del medio plástico es su alto costo, aunque compensado en cierta medida por el menor costo de las paredes y piso de la estructura que lo 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 pueden ser de distribución ordenada o distribución aleatoria, también llamada caótica o desordenada. El empaque que se oferta para colocar en disposición ordenada se presenta, generalmente, en paquetes (estructuras modulares) de configuración paralelepípeda, de hojas conformadas y encoladas (por ejemplo, Flocor o Plasdek). También pueden ser de forma tubular (tubos de 8 a 10 cm de diámetro) que llevan tabiques internos para aumentar la superficie específica; estos tubos se 203


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 dentro de estructuras de sección circular, y los sistemas modulares en estructuras rectangulares. Por lo tanto, el tipo de empaque plástico prácticamente define también el sistema de distribución a emplear. La altura del empaque dentro del filtro percolador comúnmente oscila entre 1,5 y 8 metros. Cuando se emplea un medio convencional de piedra la altura más utilizada es la de 2 m.

Fig. 6.6. Filtro percolador tipo torre con empaque plástico. 204


Los tamaños de árido recomendados, como ya fue expresado, oscilan de 3 a 15 cm de diámetro. Especial atención debe prestarse a la uniformidad del medio, ya que mientras más uniforme sea su tamaño, mayor proporción de huecos o espacios vacíos tendrá el empaque, para un tamaño dado del mismo. Los materiales disponibles para su distribución dentro de la estructura del filtro de forma aleatoria están constituidos por elementos individuales de un tamaño de 4 a 10 cm, dispuestos directamente en el lecho sin ninguna combinación (por ejemplo, Norpac). Figura 6.7.

Fig. 6.7. Algunos tipos de empaques plásticos: a) Bionet. b) Norton. Actifil. c) Norpac. d) Plasdek. 205


6.2.2. Mecanismo de remoción de la DBO El 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 poniéndose en mayor contacto con el limo biológico. Los contaminantes suspendidos son rápidamente removidos por adsorción y coagulación. La oxidación ocurre fundamentalmente en la fracción del flujo que tiene mayor tiempo de retención.3 La materia orgánica contaminante del agua es degradada en la película biológica. Esta película no debe tener más de 3 mm de espesor ya que no se puede asegurar la acción del oxígeno en espesores mayores.4,5 La película biológica se forma por adherencia de los microorganismos al árido y a las partículas orgánicas, formando la biopelícula . Al aumentar el espesor de la biopelícula, las capas más internas de biomasa van tornándose anaerobias al irse reduciendo paulatinamente la concentración de oxígeno disuelto disponible. En la capa más cercana al medio soporte, completamente anaerobia, se produce desprendimiento de gases y rotura de la película, perdiendo la capacidad de adherencia al medio poroso. Se desprende la película, siendo arrastrada por el agua residual y conducida a la decantación secundaria, donde se producirá la sedimentación. Figura 6.8.

Fig. 6.8. Representación esquemática de la película biológica sobre un elemento de empaquetadura.

6.3. PARÁMETROS BÁSICOS DEL PROCESO. DEFINICIONES Los principales parámetros que caracterizan la operación de los filtros percoladores son la carga hidráulica, carga orgánica, la eficiencia de purificación y la relación de recirculación. 206


Carga hidráulica (m3 de agua residual aplicada por m2 por día) ȣ

Qo 3 ± ± Af (m 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) Bv

Qo So Af H

ȣ

So ± ± H (kg m d ),

(6.2)

S0: DBO5 del afluente H: Profundidad o altura del empaque (m) Eficiencia de purificación

E

S o S2 100 (%) So

(6.3)

S2: DBO5 del efluente Relación de recirculación R

Qr Qo

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) Sedimentador primario. 2) Filtro. 3) Sedimentador secundario.

6.4. CLASIFICACIÓN DE LOS FILTROS PERCOLADORES Los filtros pueden clasificarse, de acuerdo con los parámetros tecnológicos bajo los cuales se operan, en cuatro grupos: a) De baja velocidad. b) De velocidad media. 207


c) De alta velocidad. d) De velocidad super alta. Filtros de baja velocidad: Generalmente no emplean recirculación X ±P3 m± d± Bv = 0,2 kg m± d± Filtros de velocidad media: La dosificación es continua, con recirculación X ±P3 m± d± Bv ±NJP± d± Filtros de alta velocidad Usualmente de empaque sintético y recirculación X ±P3 m± d± Bv ±NJP± d± Filtros de velocidad super alta

Empaque sintético y recirculación Profundidades mayores a los 6 m X ±P3 m± d± Bv ±NJP± d±

Los filtros con empaque de piedra no deben operarse con cargas hidráulica y orgánica con valores en el intervalo de 5,0 a 15 m3 m± d± y 0,2 a 0,7 kgm± d± respectivamente. Al operar un filtro de piedra en este intervalo se corre el riesgo de tupición del mismo. Esto no ocurre con los filtros con empaquetaduras plásticas. Estos últimos pueden ser operados dentro de todo el intervalo de valores de cargas. 6

6.5. RECIRCULACIÓN Una de las razones que justifican la introducción de la recirculación es para evitar la tupición del filtro. Para flujos elevados el limo o cieno biológico se remueve más fácilmente del filtro a través de la autolimpieza. La aplicación de la recirculación tiene como consecuencia además una dilución de la concentración de las sustancias orgánicas del agua residual.

208


La concentración de DBO de la mezcla puede calcularse por un balance de materiales a la entrada del filtro, S m Qo Qr

Qo So Qr S 2

(6.4)

So R S2 1 R

Sm

Para el empleo del empaque de piedra en el tratamiento de aguas residuales urbanas usualmente se recomienda que la DBO5 del agua residual a la entrada al filtro no sobrepase de 100 a 150 mg/l. Puede considerarse que un agua residual urbana decantada tiene una DBO5 media del orden de 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 un sedimentador primario a la entrada del filtro, fundamentalmente cuando la empaquetadura de este sea de piedra. Si el agua residual contiene bajo nivel de sólidos suspendidos y el medio filtrante es de material plástico puede obviarse en ocasiones el uso de la sedimentación primaria.

6.6. FACTORES QUE INCIDEN EN LA EFICIENCIA DE PURIFICACIÓN Entre los factores que inciden en la eficiencia de purificación pueden citarse, como los principales, el tiempo de contacto con el limo biológico, la temperatura, la cantidad y actividad de los microorganismos en el limo y la transferencia de oxígeno a la película de limo.

6.6.1. Tiempo de contacto El tiempo de contacto promedio a través del filtro puede expresarse por la relación: 8

t

C

H ȣn

donde: H: Profundidad del filtro. X: Carga hidráulica. C y n: Constantes que varían con el tipo de empaque.

209

(6.5)


La experiencia demuestra que el tiempo de contacto promedio en el filtro varía entre 5 y 60 minutos en dependencia de la carga hidráulica.9 La existencia del limo también incrementa el tiempo de retención. Este tiempo tiende a incrementarse debido al almacenamiento de agua por capilaridad. No obstante, Mehta y col.,10 señalan que los análisis del tiempo de retención en los percoladores carecen de importancia y solo dificultan distinguir los aspectos fundamentales en discusión. El efecto de la carga hidráulica del filtro sobre la eficiencia se ilustra en la figura 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, independientemente de la concentración del afluente. Por otro lado, para un valor fijo de DBO de entrada, la eficiencia de remoción disminuye cuando se incrementa la carga hidráulica.11 Como se verá más adelante, esta propiedad es reflejada en el modelo de primer orden que describe el comportamiento de los filtros percoladores.

Fig. 6.10. Influencia de la carga hidráulica sobre la eficiencia.

6.6.2. Temperatura El efecto de la temperatura sobre el funcionamiento de los percoladores es el resultado de dos efectos opuestos. Por un lado, la difusividad de los contaminantes y el oxígeno aumenta al elevarse la temperatura, así como también se incrementa la actividad biológica; por otra parte, la solubilidad del oxígeno en el agua disminuye. El efecto neto resultante de los dos ha sido reflejado en diferentes expresiones empíricas que establecen la relación entre la temperatura y la eficiencia del proceso. Tal es el caso de Shriver y Bowers12 entre otros. 210


Sin embargo, teniendo en cuenta que el efecto de la temperatura sobre los filtros percoladores es similar al que tiene este parámetro sobre todos los procesos biológicos, el mismo puede expresarse mediante la ecuación 6.6, de base también empírica, 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 limo La 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 en la medida que se desciende a través de la altura del empaque, ya que disminuye la concentración de materia orgánica biodegradable. Se estima que para filtros de baja velocidad la cantidad de biopelícula varía de 4,7 a 7,1 kg por cada metro cúbico de empaque, mientras que para filtros de alta carga la masa de limo que se logra está comprendida entre 3,3 y 6,5 kg m± . 6 La eficiencia de remoción de DBO no está tan directamente relacionada con la cantidad de biomasa presente como con la fracción de esta que actúa como un oxidante activo. Por otra parte, el espesor de la biopelícula normalmente está comprendido entre 0,1 y 2,0 mm. Existe un efecto perjudicial en la operación del filtro percolador si dicho espesor es superior a los 2,0 mm, pudiendo presentarse una obstrucción del relleno, dificultando el flujo del agua residual y la transferencia de oxígeno a los microorganismos aerobios. Jenkins18 determinó que el espesor de la biopelícula que proporciona la máxima eficiencia está alrededor de 0,25 mm. Sin embargo, en este sentido hay resultados muy diversos. Mientras que Bruce19 sitúa la profundidad aerobia activa en un espesor entre 0,05 y 0,1 mm, Kornegay y Andrews20 señalan profundidades críticas entre 0,07 y 0,15 mm, La Motta21 las sitúa entre 0,012 y 0,065 mm. Por su parte, Williams, 22 reporta buenos resultados tratando aguas residuales del procesamiento de alimentos, con espesores de biopelícula de hasta 8 mm de espesor. La cantidad de fracción activa varía con la carga orgánica, la carga hidráulica y la temperatura.16 El espesor de película activa depende además de la profundidad de la película a través de la cual penetra el oxígeno para mantener las condiciones aerobias. Además del efecto que posee la carga hidráulica sobre el espesor de la biopelícula, existe un control natural como consecuencia de la acción depredadora 211


ejercida por macroinvertebrados, larvas y gusanos que coexisten con las bacterias, protozoos y hongos, en el limo acumulado.

6.6.4. Transferencia de oxígeno a la película del limo El 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 y agua, con el caudal y dirección del aire, formulando una ley lineal del siguiente tipo: 4D .7D±7/7 (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 7D±7/ = 6 ºC, el caudal de aire garantizado es aproximadamente 18 m3m±h±. El esquema de la circulación del aire puede verse en la figura 6.11, deducido de 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. 212


Halvorson determinó que es necesaria una corriente de aire mínima de 0,3 m·min± para que se realice una buena oxigenación. Por tanto, las diferencias ideales entre la temperatura del agua en el interior del filtro y la GHO DLUH HQ HO H[WHULRU VHUiQ DTXHOODV VXSHULRUHV D y D ± & (Q HO intervalo definido por estos valores la aereación es deficiente y por tanto se pueden producir procesos anaerobios indeseables. Tal como se afirma anteriormente, la fracción activa de la biopelícula depende en cierta medida del nivel de penetración del oxígeno a través del espesor de la misma. Esta profundidad puede ser estimada por las relaciones que siguen. Durante la operación en estado estacionario de un filtro percolador, la velocidad de transferencia de oxígeno del líquido a la película biológica puede obtenerse por:6

M

DL A C1 C2 kgh± h

(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 película puede expresarse: M

k I W A h

(6.10)

donde: W: Gravedad específica de la película. kI: Constante de velocidad (h±). En condiciones de estado estacionario la velocidad de consumo de oxígeno es igual a la velocidad de transferencia, por lo tanto,

DL A C1 C2 kI W A h h

(6.11)

La penetración máxima de oxígeno ocurrirá cuando la concentración de oxígeno C2 a la profundidad h sea cero, y h

DL C1 kI W

La máxima profundidad de la zona aeróbia es de 2 a 3 mm. 213

(6.12)


6.7. DISEÑO DE FILTROS PERCOLADORES En la actualidad son reconocidos muchos modelos para el diseño de filtros percoladores. En este texto se abordará el estudio de dos de los más reconocidos. El modelo de Eckenfelder (primer y segundo orden),24 que tiene su fundamento en los estudios de Velz 25 y Howland,8 y el modelo empírico del National Research Council (NRC).26

6.7.1. Modelo de Eckenfelder Con el objetivo de describir el comportamiento de los filtros percoladores, se han desarrollado diferentes modelos matemáticos. Muchos de estos modelos se basan en la suposición de que la velocidad de remoción de compuestos orgánicos biodegradables, siguen una cinética de primer orden, asumiendo el modelo de flujo tubular o de pistón. El modelo de reacción de primer orden puede obtenerse como sigue:

dS dt

k1 S

(6.13)

Asumiendo el comportamiento de flujo a pistón:

S2 So

e k1 t

(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),

S2 So

k1 C

e

H ȣn

(6.15)

La constante de velocidad depende de la temperatura de acuerdo con la ecuación 6.6: kT

k20 t 20

La constante de velocidad también depende de la cantidad de microorganismos en la película. Esta cantidad es proporcional a la superficie específica del medio utilizado. 214


Sustituyendo la ecuación (6.6) para k1 en (6.15) y combinando todas las constantes en una sola: S2 So

§ k -t 20 ¨ 20

e©

Av H ȣ n ·¸ ¹

(6.16)

AV: Área específica del empaque, m2m±. El modelo descrito por la ecuación (6.16) es conocido como modelo de Eckenfelder.24 El exponente n varía entre 0,5 y 1,0 en dependencia del medio de empaquetadura empleado. Benjes 27 ha fijado el valor de n en 2/3 para empaque de 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 volumen necesario de empaque. Así: a) Cuando no hay recirculación,

V

ª S0 º « ln S » 2 » « « kAV H » »¼ «¬

n

Q0 H

(6.17)

Q0 Qr H

(6.18)

b) Cuando hay recirculación,

V

ª Sm º « ln S » 2 » « « kAV H » »¼ «¬

Sm

R

n

So R S2 1 R

(6.19),

Qr Qo

(6.20)

Sin embargo, la mayoría de las aguas residuales contienen sustratos complejos con diferentes velocidades de remoción. Esto hace necesario utilizar una forma retardada de la ecuación que describe la remoción global del

215


proceso. Esta ecuación retardada puede ser obtenida del modelo de reacción de segundo orden como sigue:

dS dt

k2 S 2

(6.21)

Asumiendo el comportamiento de flujo a pistón:

S2 So

1 1 k2 S o t

(6.22)

Utilizando el mismo procedimiento que para el modelo de primer orden: S2 S0

1 1 So k 20 į t 20 Av H ȣ n

(6.23)

El exponente n varía en el intervalo comprendido entre 0,85 y 1,25 en dependencia del medio de empaquetadura empleado. Para el modelo de segundo orden el volumen de la empaque se calcula según: a) Sin recirculación,

V

n ª So S2 º » « S « 2 » Q H « S kA H » o « o V » » « ¼ ¬

(6.24)

b) Con recirculación,

V

n ª Sm S2 º » « S « 2 » Q Q H « S kA H » r 0 « 0. V » » « ¼ ¬

(6.25)

Ejemplo 6.1 Se desea tratar 3217 m3·d± de un agua residual industrial con una DBO de 850 mg·L± hasta obtener un efluente de 280 mg·L±. Se empleará una torre de 6 m de altura cuyo empaque tiene un área específica de 100 m2·m±. 216


Determine la car ga hidráulica, ár ea de columna y r elación de recirculación. La máxima DBO que debe existir a la entrada del filtro percolador es de 570 mg·L± . Considere que se cumple el modelo de primer orden y, k = 0,008 m·d± t = 28 qC

n = 0,5

Cálculo de R,

S

S R S o 1 R

m

850 R 280 1 R

570

R = 0,96 | 1,0 Cálculo de la carga hidráulica, Q,

S Sm

exp k Av H ȣ n

280 570

exp 0,008100 H ȣ 0 ,5 , n = 44 m3·m±·d±

Área,

A

Q R Q o o ȣ

3217 1.3217 146,23 44

A = 146,23 m2 Volumen de empaque, V = H·A = 877,38 m3 Carga orgánica, Bv

Sm Qo Qr 103 V

4 ,18 kg·m±·d±

Los valores de carga hidráulica y orgánica chequean para el tipo de filtro deseado. Ejemplo 6.2 Determine el volumen de relleno necesario para tratar 1200 m3d± de un agua residual cuya DBO 5 es de 200 gm± si se desea obtener 90 % de remoción. Considere el modelo de primer orden, empaque plástico,

217


Av = 150 m2m±

t = 26 qC H = 3,0 m k20 qC = 0,071 md±

n = 0,5

Asumiendo que kt k 20 1,047 t 20 Se tendrá que k26qC = 0,01 a) Sin recirculación,

V

V

ª S0 º « ln S » » « « kAV H » ¼ ¬

n

Q0 H

200 º ª ln » « 20 » « « 0 ,01 150 3,0 » ¼ ¬

0 ,5

1200 3,0

V = 940 m3 Si H = 3 m, entonces el diámetro de filtro a utilizar será: 20 m Comprobando los valores de carga hidráulica y carga orgánica: Carga hidráulica: ȣ

Q0 A

Carga orgánica: BV

S 0 Q0 V

1200 313

3,8 m3m±d±

200 1200 103 940

BV = 0,25 kgm±d± Aun cuando el valor de la carga hidráulica está dentro del intervalo recomendado para filtros sin recirculación, la carga orgánica tiene un valor algo superior al recomendado. No obstante, podría considerarse que no es necesario el uso de la recirculación a menos que se desee una mayor flexibilidad en la operación. Hoy día lo más común, aun en casos como este, es concebir la recirculación para seguridad de la operación y obtener una mayor flexibilidad de trabajo. Además de la ventaja que ofrece la recirculación en cuanto a evitar tupiciones en 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 utilizado en el empaque sea más ligero.

218


b) Con recirculación,

V

n

ª Sm º « ln S » » « « kAV H » ¼ ¬

Q0 Qr H

Sm = 140 mgL±

Si R = 0,5

V

140 º ª ln « 20 » « » « 0,01150 3,0 » ¬ ¼

0 ,5

1200 600 3,0

V = 1009 m3 Si H = 3,0 m, entonces el diámetro de filtro a utilizar será: 21 m Comprobando los valores de carga hidráulica y carga orgánica: Carga hidráulica: ȣ

Q0 Qr A

Carga orgánica: Bv

Sm Q0 Qr 140 1800 103 1009 V

1800 336

5,3 m3m±d±

BV = 0,25 kgm±d± Tal como se aprecia, los valores de carga hidráulica y carga orgánica obtenidos 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 - altura La 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 el factor por el que se afecta el volumen de la empaquetadura al aumentar la profundidad para distintos valores de n.

219


Tabla 6.1. Factor por el que se afecta el volumen del filtro al aumentar la altura H, para 5 valores de n ALTURA

n 0,4 0,5 0,7 0,8 1

1,5 H 0,54 V 0,67 V 0,84 V 0,91 V V

2H 0,35 V 0,5 V 0,75 V 0,83 V V

3H 0,19 V 0,33 V 0,62 V O,75 V V

Fig. 6.12. Variación del volumen de empaque con la profundidad para distintos valores de n.

6.7.1.2. Efecto de la recirculación Es importante destacar el efecto de la recirculación sobre la eficiencia de depuración así como sobre las cargas hidráulica y orgánica del filtro. Estos efectos pueden apreciarse en las figuras 6.13 y 6.14. La eficiencia del filtro, disminuye al aumentar la recirculación, cuando esta es medida con respecto a la DBO de entrada (Sm) según la figura 6.9. Sin embargo, cuando se calcula sobre la base de S0, se mantiene constante, independientemente del flujo de recirculación. Figura 6.13. Por otro lado, tal como se observa en la figura 6.14, el efecto de la recirculación sobre la carga hidráulica es más notable que sobre la carga orgánica. Esto se debe a que en esta última el incremento del flujo de entrada es compensado en parte por la disminución de la concentración que experimenta la DBO a la entrada. 220


Fig. 6.13. Efecto de la recirculación sobre la eficiencia. 1. Calculada a partir 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=2m S0 = 300 mgL-1 k = 0,02 R Ef/S0 Ef/Sm 0 0,5 1,0 1,5 2,0 2,5

85,0 84,7 84,9 85,3 85,6 86,0

85,0 78,0 74,0 69,8 66,5 63,8 221

AV = 72 m2m-3 V = 3905 m3 BV X kgm3d-1 m3m-2d-1 0,34 2,30 0,37 3,46 0,40 4,61 0,42 5,76 0,44 6,92 0,47 8,07


6.7.2. Modelo del NRC Más que un modelo que pretenda explicar la respuesta de un proceso ante la incidencia de diferentes factores, el método del NRC trata de un sistema de cálculo. Este método es el resultado de un estudio realizado en la década de los años cuarenta del siglo pasado en bases militares en Estados Unidos de Norteamérica. En el método son obviados algunos parámetros como el área específica de la empaquetadura y la influencia de la carga hidráulica en la eficiencia de la depuración. De acuerdo con el NRC, el volumen de la empaquetadura de un filtro percolador puede calcularse según, 2

V

ª 0,443 E º W « » ¬100 E ¼ F

(6.26)

donde: V: volumen m3. W: carga de DBO kgd±. E: eficiencia de depuración %. F: factor asociado a la recirculación, F

1 R R· § ¨1 ¸ © 10 ¹

2

(6.27); R

Qr Q0

Ejemplo 6.3 Estime el volumen de empaque necesario para tratar 2500 m3 d± de un agua residual urbana cuya concentración de DBO5 es 250 mgL± si se requiere un efluente con una DBO de 25 mgL ± . Considere una altura de empaque de 2,0 m. E = 80 % Asumiendo inicialmente R = 0, F=1 W = 250 · 2500 · 10± = 625 kgm3d± 2

V

ª 0,443 E º W « » ¬100 E ¼ F

222

Filtros Percoladores 2

V

ª 0,443 80 º 625 1962,5 m3 « » ¬ 100 80 ¼ 1

Si H = 2,0 m, entonces el área será, A = 981,25 m2 Verificando los valores de carga hidráulica y carga orgánica: 2500 981,25

ȣ

BV

2 ,55 m3m± d±

625 1962,5

0,32 kgm3d±

La carga hidráulica está dentro del intervalo que corresponde a los sistemas sin recirculación. Sin embargo, el valor de la carga orgánica es superior al valor máximo de 0,2 kgm3 d± recomendado para esta variante de R = 0. Asumiendo R = 1, F = 1,65 2

ª 0,443 80 º 625 1189 m3 « » , 100 80 1 65 ¬ ¼

V

Si H = 2,0 m, entonces el área será, A = 594,5 m2 Verificando los valores de carga hidráulica y carga orgánica: ȣ

BV

5000 594,5

625 1189

8,41 m3m± d±

0,52 kgm3d±

Ahora tanto la carga hidráulica como la orgánica se corresponden con los valores del intervalo para filtros de velocidad media. Por lo tanto, el volumen a utilizar de empaque es de 1189 m3 y R = 1.

223


6.8. CÁLCULO DE LAS CONSTANTES DEL MODELO DE PRIMER ORDEN 6.8.1. Determinación de n y k a temperatura constante La 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 los parámetros n y k. En el caso de n, esta información puede obtenerse de las firmas que ofertan el material de empaque. El valor de k puede conocerse de diferentes fuentes bibliográficas. Por otro lado, los valores de k y n pueden ser calculados en pruebas realizadas en plantas piloto o semipiloto. En la figura 6.15 se presenta el diagrama de una instalación tipo semipiloto de filtro percolador.

Fig. 6.15. Filtro percolador semipiloto. Esta planta puede operarse tanto con empaque de piedra como de material plástico. Este último permite mayor profundidad de empaque. El procedimiento consiste en realizar pruebas a varios valores de carga hidráulica y diferentes alturas de empaque. Para ello el filtro debe tener previsto tomar muestras a diferentes profundidades. Generalmente se utili224


zan entre 3 y 5 valores diferentes de carga hidráulica, en un intervalo que dependerá del tipo de empaque disponible, y 4 alturas o profundidad de empaque. Una de las mayores dificultades para la realización de estas pruebas se encuentra en la formación del limo. Esta se puede lograr en un término de 3 a 4 semanas. Debe conocerse de antemano el área específica (AV) del material que se utilizará como empaque. Procedimiento 1. Para la puesta en marcha de la instalación, con la salida del filtro cerrada, se alimenta una vez al día el agua residual que se desea tratar, y se recircula durante 24 horas. 2. Transcurridas 24 horas se extrae el agua residual y se alimenta una nueva carga. Esta operación se repite de 2 a 3 semanas. Se sugiere que la carga hidráulica sobre el filtro en esta etapa no debe ser mayor de 4 m3 m± d± . Si en ese periodo se logra la formación de limo sobre el empaque, se debe cerrar la recirculación e iniciar la operación normal del filtro a la menor carga hidráulica de las que se seleccione para trabajar en las siguientes etapas. 3. Determinar los valores de carga hidráulica de trabajo así como las alturas a las que se tomarán las muestras. 4. Para cada valor de carga hidráulica se tomarán muestras a las diferentes alturas. 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: S S 0

kA Hȣ V e

n

,

(6.27)

se representa en papel semilogarítmico el % de DBO remanente en función de la profundidad, H: § S · ln ¨ ¸ ¨S ¸ © 0¹

kAV Hȣ n

§¨ kA ȣ © V

n· ¸H ¹

(6.28)

De esta manera puede obtenerse una familia de rectas, dependiendo de la cantidad de cargas hidráulicas seleccionadas, y cuya pendiente en cada caso será, en valor absoluto, kAVX±n. Figura 6.16 del ejemplo 6.4. 225


7. En un gráfico doble logarítmico (log-log) se representan los valores absolutos de las pendientes de las rectas obtenidas en el paso 6, (k·AV·X ±n), en función de la carga hidráulica que le dio origen: log pendiente

log kAV n log ȣ

(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 kAVX ±n. Del valor de n así como del valor de la menor carga hidráulica de las utilizadas, puede obtenerse la constante k. Ejemplo 6.4 Para determinar los valores de los parámetros n y k se opera una instalación semipiloto con un material sintético de empaque cuya área específica es de 200 m2m±. Las pruebas se realizaron a 5 cargas hidráulicas diferentes, tomando muestras a 4 profundidades de filtro. Las mediciones de DBO en cada caso arrojaron los resultados que aparecen en la tabla 6.1, reportados como S/S0. Calcule n y k. Tabla 6.3. Valores de S/S0 · 100 a diferentes cargas hidráulicas y alturas Ejemplo 6.4.

Altura m 1,5 3,0 4,5 6,0

15 70 49 33 23

Carga hidráulica m3m-2d-1 27 36 46 64 62 58 41 38 33 26,5 23 19 17 14 11

70 48 23 11

1. Para cada carga hidráulica se grafica el % DBO remanente en función de la profundidad, § S · ln ¨ ¸ ¨S ¸ © 0¹

§¨ kA ȣ © V

n· ¸H ¹

obteniendo la familia de rectas de la figura 6.16. Al calcular la pendiente (-kAVX ±n) de cada una de las rectas,

226


Tabla 6.3.a. Valor de la pendiente a diferentes cargas hidráulicas X m3m-2d-1 Pendiente (kAVX -n)

15 -0,490

27 -0,370

36 -0,330

46 -0,295

70 -0,247

S 100 S0

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 la carga hidráulica. Figura 6.17. log pendiente

log kAV n logȣ

La pendiente de esta recta es la constante n = 0,44 3. Para obtener el valor de k: se toma la ordenada que corresponde con X = 15 m3m±d±, que al ser la menor de las cargas hidráulicas, representa el origen, kAVX ±n = 0,49 como: X ±n = 15 ± = 0,30 y AV = 200, entonces, k = 0,008 md± 227


Fig. 6.17. Representación gráfica de kAVH en función de X .

6.8.2. Cálculo de la dependencia de k con la temperatura En la ecuación 6.16 quedó expresada la relación que existe entre el valor de k a una temperatura de referencia, 20 qC, y su valor a cualquier otra temperatura. Esta relación permite que pueda conocerse el valor de las constantes de un filtro percolador a cualquier temperatura, y a partir de él, determinarla a una temperatura de interés. En este epígrafe se describe, mediante el ejemplo 6.5 un procedimiento para calcular, experimentalmente el valor del parámetro - de la ecuación 6.16. En el propio ejemplo se aplica una variante del procedimiento descrito en el epígrafe 6.8.1 para el cálculo de k y n cuando se dispone de información de una sola profundidad de empaque. Ejemplo 6.5 Los datos de la tabla 6.4 fueron obtenidos para tres temperaturas diferentes, 20 qC, 25 qC, y 30 qC. Determine los parámetros n y kt, para el modelo de primer orden, así como una expresión que permita conocer la influencia de la temperatura sobre la eficiencia de depuración. Profundidad del filtro 1,83 m; AV = 72 m3m±d±. R=0 228


La ecuación (6.16) puede escribirse:

§ S · ln ¨¨ ln 0 ¸¸ © S2 ¹

ln kt AV H n ln ȣ

(6.30)

§ S0 · graficando ln ¨¨ ln S ¸¸ en función de lnQ ha de obtenerse una línea recta cuya 2 ¹ © 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 qC. Para las restantes 2 temperaturas se procede de manera similar. Tabla 6.4. Modelo cinético de primer orden No. Temp qC 1 2 3 4 5 6 7 8 9 10 11 12 13 14 15 16 17 18 19 20

20

S0 (mgL-1) 213

25

197

30

212

S2 (mgL-1) 44 64 87 102 26 55 61 72 96 95 107 112 22 42 49 64 88 110 114 129

X (m3m-2d-1) 2,176 4,901 6,529 8,705 2,176 4,901 6,529 8,705 10,881 13,602 16,322 21,762 2,176 4,901 6,529 8,705 10,881 13,602 16,322 21,762

Ln X 0,777429 1,589386 1,876321 2,163933 0,777429 1,589386 1,876321 2,163933 2,387035 2,610246 2,792500 3,080182 0,777429 1,589386 1,876321 2,163933 2,387035 2,610246 2,792500 3,080182

§ S0 · Cuando se grafica ln ¨¨ ln ¸¸ vs ln X a cada temperatura, se obtienen 3 © S2 ¹ juegos de valores de n y kt. Tabla 6.5. 229


Tabla 6.5. Procesando los datos

Temperatura qC 20 25 30

n 0,537 0,579 0,701

kt 0,0189 0,0246 0,0351

Valor promedio de n = 0,6 Con el valor promedio de n y aplicando la ecuación 6.30, se recalculan los valores de kt para cada uno de los puntos experimentales.

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 primer orden, se obtienen las tablas 6.6 a 6.8. Tabla 6.6. Procesando datos Temp. 20 qC n = 0,6 1 2 3 4

Valor de kt obtenido considerando n = 0,6 y aplicando la ec. 6.30 0,0189655 0,0236824 0,0209484 0,0204717 0,0210170

§ S · ln ¨¨ ln 0 ¸¸ © S2 ¹

0,4493926 0,1843271 -0,1105025 -0,3060914 promedio

230


Tabla 6.7. Procesando los datos Temp. 25 qC n = 0,6 5 6 7 8 9 10 11 12

Valor de kt obtenido considerando n = 0,6 y aplicando la ec. 6.30 0,0245044 0,0251293 0,0274279 0,0279839 0,0228488 0,0265038 0,0247442 0,0272058 0,0257240

§ S · ln ¨¨ ln 0 ¸¸ © S2 ¹

0,7056226 0,2436287 0,1589931 0,0065163 - 0,3300949 - 0,3156333 - 0,4936819 - 0,5714521 promedio

Tabla 6.8. Procesando los datos Temp. 30 qC n = 0,6 13 14 15 16 17 18 19 20

Valor de kt obtenido considerando n = 0,6 y aplicando la ec. 6.30 0,0274138 0,0318858 0,0342697 0,0332994 0,0279469 0,0238429 0,0251501 0,0239331 0,0284677

§ S · ln ¨¨ ln 0 ¸¸ © S2 ¹

0,8178148 0,4817572 0,3816955 0,1804057 - 0,1286866 - 0,4214331 - 0,4774105 - 0,6996203 Promedio

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 qC 0,0257240 a 25 qC 0,0284677 a 30 qC Para calcular la influencia de la temperatura, se hace uso de una ecuación similar a la 4.33,

ln kt

a p

231

1 T


Tabla 6.9. Procesamiento de datos Temperatura Kelvin 293 298 303

1 /T

kt

ln kt

0,003412969 0,003355705 0,003300330

0,021017 0,025724 0,028467

- 3,8624236 - 3,6603309 - 3,5589852

Aplicando estos datos a la ecuación anterior se obtiene,

ln kt

12,4497 2693,9

1 T

para 2 temperaturas K diferentes, por ejemplo, 298 y T, § k · T 298 ln ¨¨ T ¸¸ 2693,9 298T © k298 ¹

298 T | (298)2 = 88 804, entonces, § k · ln ¨¨ T ¸¸ 0,030 T 298 © k 298 ¹ kT

k 298 1,030t 20

Notas bibliográficas 1 PEDERSEN, K.:³%LRILOPGHYHORSPHQWRQVWDLQOHVVVWHHODQG39&VXUIDFHV´ in drinking water, Water Res., vol. 24, no. 1, 1990. 2 LAZAROBA, V. AND MANEM:³%LRILOPFKDUDFWHUL]DWLRQDQGDFWLYLW\DQDO\VLVLQ ZDWHUDQGZDVWHZDWHUWUHDWPHQW´Water Res., vol. 29, no. 10, 1995. 3 ECKENFELDER, W.W. AND'-2¶&ONNOR: Biological waste Treatment, Pergamon Press Ltd., London, 1964. 4 VASEL, J. AND P. SCHROBITGEN:³2[\JHQWUDQVIHULQWULFNOLQJILOWHUV´Water Res., vol. 25, no. 1, 1991. 5 FRUHEN, C.³6SDWLDOGLVWULEXWLRQRIVSHFLHVLQELRILOP´Water Sci. Technol., vol. 23, no. 8, 1991. 6 CHUDOBA, J., C. MENÉNDEZ Y J. PÉREZ: Fundamentos Teóricos de Algunos procesos para la depuración de Aguas Residuales, Edit. ISPJAE, Cuba, 1986. 232


7 IMHOFF , K. W.J. MULLER, AND T HISTLETHWAYTE : Disposal of Sewage and other Waterborne Wastes, Edit. Butterworths, 1971. 8 HOWLAND, W.E.³)ORZRYHUSRURXVPHGLDDVLQWULFNOLQJILOWHU´Proc. 12th Ann. Ind. Waste Conf. Purdue Univ., 1958. 9 BLOODGOOD, D.E., G.H. TELETZKE, AND F.G. POHLAND:³)XQGDPHQWDOK\GUDXOLF SULQFLSOHVRIWULFNOLQJILOWHUV´Sewage and Ind. Wastes, vol. 31, no. 3, 1959. 10 MEHTA, D.S., H.H. DAVIES, AND R.P. KINGSBURY: Oxygen theory in biological treatment plant design, J. San. Eng. Div. ASCE, 98 (SA 3), 1972. 11 BRUCE, A.M. AND J.C. M ERKENS:³)XUWKHUVWXGLHVRISDUWLDOWUHDWPHQWRI VHZDJH E\ KLJKUDWH ELRORJLFDO ILOWUDWLRQ´ Water Poll. Control, vol. 72, no. 5, 1973. 12 SHRIVER , L.E. AND D.M. BOWERS³2perational practices to upgrade filter SODQW SHUIRUPDQFH´ -RXU Water Poll. Contro Fed., vol. 47, no. 11, 1975. 13 SHULZE , K.L³/RDGDQGHIILFLHQF\RIWULFNOLQJILOWHUV´-RXUWater Poll. Control Fed., vol. 32, no. 3, 1960. 14 LAMB , R. A³6XJJHVWHGIRUPXODIRUWKHSURFHVVRIELRORJLFDOILOWUDWLRQ´ Water Poll. Control, vol. 69, no. 2, 1970. 15 WEF AND ASCE ³'HVLJQ RI PXQLFLSDO ZDVWHZDWHU WUHDWPHQW SODQWV´ vol. 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:³(IIHFWRIELRILOPWKLFNQHVVGLVWULEXWLRQRQVXEV WUDWHLQKLELWHGNLQHWLF´Water Res., vol. 28, no. 8, 1994. 18 JENKINS, D. ³6HZDJH WUHDWPHQW´ &DS HQ Biochemistry of Industrial Microorganisms, Eds. Rainbow, C and A.H. Rose, Academic Press, 1963. 19 BRUCE , A.M.:³3HUFRODWLQJILOWHUV´Process Biochem., vol. 4, no. 4, 1963. 20 KORNEGAY, B.H. AND J.F. ANDREWS:³.LQHWLFVRIIL[HGILOPELRORJLFDOUHDF WRUV´-RXUWater Poll. Control Fed., vol. 40, no. 2, 1968. 21 LAMOTTA, E.J.:³,QWHUQDOGLIIXVVLRQDQGUHDFWLRQLQELRORJLFDOILOPVÉnv. Sci. Technol., vol. 10, no. 8, 1976. 22 WILLIAMS, I.L.:³:DWHU3ROOĆontrol, vol. 78, no. 2, 1979. 23 HALVORSON, H.O., G.M.S AVAGE AND E.L. P IRET:³6RPHIXQGDPHQWDOIDF WRUVFRQFHUQHGLQWKHRSHUDWLRQRIWULFNOLQJILOWHUV´Sewage Works J., vol. 8, no. 6, 1936. 233


24 ECKENFELDER, W.W.: Industrial Water Pollution Control, Mc Graw Hill, 1989. 25 VELZ, C.J.: ³$ EDVLF ODZ RI SHUIRUPDQFH RI ELRORJLFDO EHGV´ Sewage Works J., vol. 20, no. 4, 1948. ³1DWLRQDO5HVHDUFK&RXQFLO7ULFNOLQJ)LOWHUV7UHDWPHQWDW0LOLWDU\,QV WDOODWLRQV ´Sewage Works J., vol. 18, no. 5, 1948. 27 BENJES , H.H.: Handbook of Biological Wastewater Treatment, Garland STPM Press, New York, 1980. 28 PORTER, E.K. AND E. SMITH:³3ODVWLFPHGLDELRORJLFDOILOWHUV´Water Poll. Control, vol. 78, no. 2, 1979.

234

Lagunas de Estabilización

CAPÍTULO 7

LAGUNAS DE ESTABILIZACIÓN

7.1. CARACTERÍSTICAS GENERALES El 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 constituidas por embalses naturales o artificiales, en tierra, expuestos al aire y al sol, por lo que las condiciones climáticas influyen significativamente en el funcionamiento de este dispositivo de tratamiento. Por esta razón el diseño de las lagunas es posiblemente, de todos los procesos de tratamiento biológico, el menos definido. De acuerdo a la naturaleza de la actividad biológica que tiene lugar en la misma, y por tanto al metabolismo que prevalece durante su funcionamiento, las lagunas de estabilización se clasifican en: ± Aerobias. ± Anaerobias. ± Facultativas.

7.2. LAGUNAS AEROBIAS Bajo esta denominación se incluyen aquellas lagunas en las que los compuestos biodegradables, sean estos suspendidos o disueltos, son estabilizados por la acción de microorganismos aerobios. El oxígeno es suministrado por la acción fotosintética de las algas y por el que se difunde del aire. Debido a que la luz solar es esencial para la producción de oxígeno mediante algas, la profundidad de estas lagunas está limitada de acuerdo con la penetración de la luz, y normalmente es menor de 50 cm. En el caso de aguas residuales domésticas típicas y algunos residuales industriales, se producen aproximadamente entre 0,5 y 0,6 kg de biomasa por kilogramo de DBO removido. Aunque estas lagunas admiten cargas de DBO relativamente altas, su poca profundidad hace que se requieran grandes áreas para su construcción y hoy día tienen uso limitado. 235


Las principales reacciones que pueden llevarse a cabo durante la estabilización en este tipo de lagunas son: degradación aerobia 6 C 6H12O6 16 O 2 4NH 3 o 4 C5 H 7 NO 2 16CO 2 28 H 2O

(7.1)

a su vez, las algas sintetizan materia orgánica que incorporan a su propio protoplasma. fotosíntesis NH 3 8 CO 2 4,5 H 2 O o C8 H12 O3 N 8,75 O2

(7.2)

nitrificación

N org o NH3 o NO 2 o NO3

(7.3)

7.3. LAGUNAS ANAEROBIAS Las lagunas anaerobias se construyen preferentemente para reducir la carga orgánica sedimentable. En las lagunas de este tipo, la materia orgánica es estabilizada mediante un mecanismo similar al que existe en los tanques de digestión anaerobios (formación de ácidos orgánicos y de metano). En las condiciones de climas tropicales la carga de estas lagunas puede variar entre 60 y 300 g DBO m± d±. La profundidad está limitada por elementos prácticos: nivel freático, tipo de suelo y facilidades para la limpieza eventual de los lodos o fangos que se depositan en el fondo con el transcurso del tiempo. Las ecuaciones simplificadas que representan las transformaciones que tienen lugar en una laguna anaerobia son:

CH 2O X

o X HCH 3COO

(7.4)

HCH 3COO o CH 4 CO 2

(7.5)

N org o NH 4

(7.6)

7.4. LAGUNAS FACULTATIVAS En las lagunas facultativas se distinguen dos zonas de trabajo bien diferenciadas: una región aerobia en la superficie y cercana a esta y una región anaerobia en el fondo. Entre ambas existe una zona, no muy bien delimitada, facultativa. Figura 7.1. 236


Una laguna de estabilización facultativa es una estructura simple de relativa poca 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 la laguna, ± para cargas orgánicas (CO) bajas 5-20g DBO 5 m±d± y temperaturas entre 20 y 30 ºC, el estrato superior se cubre de algas microscópicas (clorellas y euglenas), llegando el agua a sobresaturarse de oxígeno y ± la penetración de la luz es limitada (5 a 15 cm) y el estrato inferior es anaerobio.

7.1.b Fig. 7.1. a) Esquema de los mecanismos responsables de la depuración en lagunas facultativas. b) Simbiosis alga-bacteria en las lagunas. 237


No existe un límite bien definido de carga para garantizar si una laguna es facultativa o anaerobia. Para temperaturas entre 15 y 30 ºC hay una zona de ± ± transición entre 30 y 60 gm d . En Cuba hay centrales azucareros con refinería que en épocas en que no ± ± hay 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 lagunas ± pH, ± luz solar, ± temperatura, ± nutrientes y sustancias tóxicas y La influencia de la luz solar está relacionada con la fotosíntesis.

pH Producto 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 consiguiente aumento del pH. Por tanto el pH esta sujeto a variaciones horarias que se relacionan con la energía luminosa incidente.2

Radiación Solar Según 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 es de 9 langleys.d±. Ildeu Duarte, citado por Sáenz, reporta el valor de 6 langleys·d± 1 de radiación visible como valor de radiación mínima.5 En Cuba, los meses de menor radiación son diciembre y enero, con un valor mínimo calculado como promedio de 250 cal cm±d±.6 Esta es una de las razones de las excelentes condiciones de los países tropicales para el funcionamiento de las lagunas facultativas. No toda la energía solar que llega a la laguna es utilizada. Después de un cierto valor de intensidad de luz donde las algas se saturan, el resto no es utilizado excepto para elevar y mantener la temperatura. Así, por ejemplo, el valor de saturación estimado para un cierto tipo de clorella 5 es de 60 cal cm± d± . Debido a que la intensidad de la luz varía a lo largo del día y de acuerdo a la época del año, la velocidad de crecimiento de las algas varía también de la misma forma. Este fenómeno da lugar a dos efectos fundamentales: el oxígeno 238


disuelto y el pH del agua presentan valores mínimos en las últimas horas de la noche, y aumentan durante las horas de luz solar hasta alcanzar valores máximos a media tarde. A partir de ese momento, los valores decrecen al arribar nuevamente a la noche.2 En la figura 7.2 se refleja esta variación cíclica del oxígeno y el pH.

Fig. 7.2. Variación diaria de oxígeno y pH. Para lagunas aerobias, la producción de O2 por algas, está relacionada a la eficiencia de conversión de la luz y de su intensidad. Así, O2 = 0.28 F IL

(7.7)

O : producción de O . 2 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 OLPLWDD±FPG ±. La carga orgánica superficial (CO) que se recomienda debe ser menor de 25 g m±d± . La máxima producción de algas se obtiene cuando la profundidad no rebasa el intervalo comprendido entre 15 y 30 cm. Si lo que se busca es producción de O2, las profundidades deseables no deben ser mayores 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 )

239


Temperatura Como ocurre en todos los procesos biológicos, la temperatura ejerce una influencia marcada sobre las lagunas. En general, y para los intervalos de temperatura normales en las lagunas, se puede decir que la velocidad de la depuración aumenta con la temperatura, en especial en lo que concierne a la actividad de las bacterias. Sin embargo, y en lo que respecta a las algas, se han detectado disminuciones 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 que este fenómeno coincide con una gran actividad de las bacterias, y por tanto, grandes consumos de oxígeno, puede ampliarse la zona anaerobia en las lagunas facultativas durante la época de calor, y muy especialmente si el calentamiento se produce de forma brusca. Normalmente esta situación es solo transitoria y las lagunas vuelven a funcionar correctamente en la medida que la temperatura disminuye.

7.5. RÉGIMEN DE FLUJO EN LAS LAGUNAS Uno de los aspectos más controvertidos en las lagunas lo constituye el régimen de flujo que prevalece en las mismas. Hay varias hipótesis: a) mezcla completa, b) flujo a pistón y c) flujo disperso. Las dos primeras hipótesis describen condiciones de flujo extremas e ideales. La tercera, una intermedia entre ambas, se ajusta a las condiciones de flujo que realmente prevalecen en las lagunas. No obstante, condiciones muy cercanas al comportamiento de flujo de pistón o tubular se han encontrado en lagunas con una relación largo ancho mayor de 3:1. Ha sido demostrado que aún cuando se sabe que el régimen de flujo que prevalece en las lagunas es el de flujo disperso, no se comete mucho error, a los efectos de diseño, asumiendo un modelo de flujo de mezcla completa.7

7.5.1. Lagunas en serie y paralelo El mayor argumento para la construcción de una laguna grande está relacionada con el beneficio que ocasionan los vientos. Sin embargo, hoy se reconocen las ventajas de las baterías de lagunas, sean estas en serie o en paralelo. 240


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 pequeñas, ya que se llenan más rápido y ± mayor facilidad para la limpieza.

7.6. DISEÑO DE LAGUNAS DE ESTABILIZACIÓN Numerosas experiencias realizadas durante más de 40 años han estimulado los intentos para desarrollar modelos matemáticos para el diseño de lagunas de estabilización. Esto obedece al hecho ya expresado, de que el diseño de este tipo de dispositivo de tratamiento es, de todos los procesos de tratamiento biológico, el menos definido. Entre los diferentes métodos desarrollados para el diseño de lagunas pueden citarse los empíricos por carga superficial reportados por McGarry y Pescod,8, 9 el de Arceivala (WHO),10 y el empírico volumétrico de Herman y Gloyna.11 Otros métodos son el modelo racional de Marais12 y el de flujo disperso de Thirumurthi.2 Por su parte, Polprasert y Batharai 13 realizaron un aporte importante correlacionando el número de dispersión con las formas geométricas de la laguna y propiedades del fluido, para facilitar el empleo de este último modelo. Ninguno de los métodos de diseño de lagunas tiene una aceptación universal. Existe mucha literatura en ese sentido, muchas veces contradictoria, que puede 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 Marais y Shaw, racional de primer orden.

7.6.1. Criterio americano Dentro de ciertos límites, la velocidad de las reacciones de degradación aumenta con el aumento de la temperatura. Si to es el tiempo de degradación a la temperatura To y T la temperatura para el tiempo tT, se tiene que:

tT t0

ȣ T0

T

241

(7.9)


Aplicando la ecuación anterior, Gloyna y col., realizando una serie de experimentos, concluyeron que, para obtener una reducción de 80 a 90 % de la DBO a partir de un afluente de 200 mg L±, se hace necesario: a) tiempo de retención de 7 días, b) temperatura de 35oC, c) considerar Q = 1.085 y d) aguas negras domésticas. Teniendo en cuenta todo lo anterior, la ecuación 7.9 se transforma:

tr 7

1,085 35 T

(7.10)

Por tanto, el tiempo de retención, en días, necesario para una reducción de 80-90% de un afluente cualquiera de aguas domésticas de concentración y0 será:

t=

y0 tT 200

7 y0 1,085 35T 200

(7.11)

V Q

(7.12)

t=

si Sustituyendo 7.12 en 7.11: V

3,5 10 2 Q y0 1,085

35 T

(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 Pescod Este método destaca la importancia que tiene la temperatura sobre la carga orgánica que es capaz de asimilar una laguna facultativa, expresada en función del área, Carga orgánica máxima admisible: ȜMAX

6,03 1,0993

T

OMAX: gm±d± 242

(7.14)


T: temperatura mínima del año Carga orgánica mínima recomendable: O MIN = 2 T - 24

(7.15)

O MIN: gm±d± La carga orgánica de proyecto (O), ha de cumplir la relación, OMIN < O > OMAX

7.6.3. Método racional. Marais y Shaw Marais 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. De hecho se supone un comportamiento de mezcla completa en las lagunas. Esta suposición se basa en los grandes volúmenes que generalmente tienen las lagunas, el relativo alto tiempo de retención, y el efecto de mezcla proporcionado por las brisas. De esta forma, haciendo un balance de DBO alrededor de la laguna en estado estacionario (Figura 7.3), se obtiene que:

Qo So - Qo S + V

dS dt

0

(7.16)

donde:

dS : Velocidad de degradación de la DBO. dt 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,

dS dt

kS

sustituyendo 7.17 en 7.16 y transformando se obtiene, 243

(7.17)


S S0

1 1 k ș

(7.18)

donde: S: DBO efluente (mg L±). So: DBO afluente (mg L±). k: Constante de la reacción de primer orden (d±). T : Tiempo de retención hidráulico (d). Para lagunas en serie, la ecuación de Marais puede representarse según,

Sn

S0 k ș k 1 1 1 1 2 ș 2 .... 1 knșn

(7.19)

De acuerdo a la ecuación 7.17, se ha supuesto que la cinética de remoción de contaminantes en la laguna es de primer orden. La relación de las constantes de degradación a distintas temperaturas es igual a la relación de los tiempos de retención

k 35

șt

kt

ș35

ș 35 t

(7.20)

La ecuación 7.18 puede escribirse:

So S

1 k ș

(7.21)

Cuando a escala experimental se opera una laguna a distintos tiempos de retención (T), la constante de remoción puede calcularse como la pendiente de la ecuación 7.21. Figura 7.4. Generalmente el empleo de la ecuación de primer orden de Marais y Shaw arroja como resultado lagunas con sobre diseño. Sin embargo esto no ha invalidado su empleo.

7.6.3.1. La constante k Como en toda constante cinética, el valor de k depende, de entre otros factores, 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 qC. Marais12 recomienda asumir este valor, debido a que para tiempos de retención hasta de

244


40 días, una constante con ese valor corresponde a reducciones de la DBO inferiores a las observadas experimentalmente en lagunas primarias. kt

k35 ȣt 35 Q | 1,085

(7.22)

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 embargo, a partir de un determinado valor, un incremento de éste influye poco en la remoción de DBO. En la tabla 7.1 se aprecia que, independientemente de la temperatura de trabajo, el % de remoción tiene un límite, y este se alcanza a un menor tiempo de retención en la medida que la temperatura es mayor. En la práctica no deben esperarse las eficiencias de la tabla 7.1, ya que las 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 y baja DBO en el fondo.

245


Tabla 7.1. Eficiencia de remoción teórica de DBO para distintos tiempos de retención y valores de k (según la temperatura) -1

t(d) 7 10 15 20 30 40

0.24 62.7 70.6 78.2 82.7 87.8 90.6

VALORES DE k (d ) 0.35 0.53 0.80 71.0 78.7 84.8 77.8 84.1 88.9 84.0 88.8 92.3 87.5 91.4 94.1 91.3 94.1 96.0 93.3 95.5 97.0

1.2 89.4 92.3 94.7 96.0 97.3 98.0

Ejemplo 7.1 Dimensione una laguna facultativa para tratar 560 m3 d± de un agua residual 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 efluente debe ser menor de 50 mg L±.

0,14

Aplicando la ecuación 7.18

1 1 0,15 ș

T = 41 d Volumen = 560 · 41 = 22 960 m3 Asumiendo una profundidad de 1,8 m, Área de la laguna

A

22 960 12 756 m 2 1,8

Comprobando la carga orgánica:

CO

350 22 960 15 g m 2 d 1 41 12 752

por tanto la carga orgánica tiene un valor que corresponde al intervalo característico 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 T1 = T2 1 0,14 1 0,15 ș 2 Para 2 lagunas en serie:

246


T = 11,15 d Tiempo 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 laguna CO

350 6 244 11.15 6 936

para la segunda laguna CO

175 6 244 14 g m 2 d 1 11,15 6 936

28 g m 2 d 1

La carga orgánica de la primera laguna es algo alta, pero se puede ver compensada con la de la segunda. En la práctica, k1 ! k2, y como consecuencia de ello, no siempre es tan evidente la ventaja del empleo de 2 o más lagunas en serie para la remoción de DBO. La mayor justificación en el uso de este arreglo se encuentra en la remoción de patógenos.

7.7. RELACIÓN ÁREA: VOLUMEN PARA LAS LAGUNAS La carga orgánica superficial de la laguna determina su área en la superficie,

AS

QS CO

(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 el fondo depende de la inclinación del talud, y la profundidad que se seleccione para la laguna. Si la inclinación es 1:P, AS 2 . P H L a 2 P H

AF

2

(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,

V

H AS AF 3 247

AS AF

(7.25)


7.8. REMOCIÓN DE PATÓGENOS Una de las ventajas de las lagunas radica en la posibilidad de eliminación de patógenos. Mientras que la remoción de coliformes mediante otros tratamientos biológicos alcanza hasta 95 %, en las lagunas se aprecian frecuentemente valores de este indicador hasta (99,999,999) %.14 Las mayores remociones de patógenos en las lagunas se logran cuando se está en presencia de altos tiempos de retención, baja turbiedad, alto pH y bajos valores de DBO. Hoy día se reconoce que la incidencia de la radiación solar puede ser un elemento de consideración en la muerte de las bacterias.11 Sin embargo, teniendo en cuenta que la penetración de la luz en las lagunas solo alcanza unos (10 a 15) cm y que en la superficie raras veces se encuentran altas concentraciones de bacterias, la posibilidad de incidencia de la radiación solar sobre la reducción de patógenos es mayor en la medida que es menor la turbiedad, de manera que se favorezca la penetración de la luz. Altos valores de pH aceleran la muerte de las bacterias al exponerlas a un medio hostil. Una laguna que opere normalmente puede llegar a tener valores de pH entre 9 y 10 durante determinadas horas del día debido a la acción fotosintética de las algas.12,13 Estos valores favorecen la reducción de patógenos. Las bajas concentraciones de DBO en las lagunas favorecen la muerte de patógenos al carecer del sustrato necesario para su subsistencia. Es por ello importante mantener concentraciones de DBO 20 mgL± en las lagunas para propiciar una disminución apreciable de patógenos. El empleo de dos o más lagunas en serie también favorece este propósito. El empleo de altos tiempos de retención no está asociado solamente con la obtención de bajos valores de concentración de DBO en el efluente, sino con la intención de favorecer la eliminación de patógenos a través de la sedimentación.

7.9. BALANCE HÍDRICO DE LAS LAGUNAS Un aspecto importante de las lagunas de estabilización, no siempre tenido en cuenta, es el balance hídrico. El balance hídrico permite conocer si existe o no percolación en el dispositivo de tratamiento. El balance de flujo en la laguna puede formularse, 4H 4D3U3F ±(3H (7.26) Qe: Caudal efluente. 248


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 solución consiste en impermeabilizar la laguna. Esto último puede resultar más económico si se emplean lagunas anaerobias primarias. Estas últimas pueden tener 60 % del área de una equivalente facultativa, lo cual es muy importante desde el punto de vista hidráulico. La evaporación que ocurre en una laguna puede estimarse a través de la ecuación de Meyer,

E

Ȟ · § 15 Va -V H r ¨ 1 ¸ 16 ¹ ©

(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. Q : Velocidad del viento km.h±. Por otro lado, en aquellos casos en los que se disponga de información necesaria, las pérdidas por percolación pueden ser estimadas aplicando la ley de Darcy, Q=PIA (7.28) 3 ± Q: Caudal que percola m s . P: Permeabilidad del suelo m s±. A: Área expuesta m2.

I=

h L

gradiente hidráulico

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 K±/ 249

(7.29)


Cuando se emplea como impermeabilizante algún tipo de suelo (arcilla), por supuesto de menos permeabilidad que el suelo original, los valores de L y h son: L = espesor de la nueva capa de arcilla h = L + la altura del agua en la laguna. Ejemplo 7.3 Una laguna de estabilización de 10 000 m2 va a ser construida en un suelo cuya permeabilidad es de 10± m.seg± . El nivel de agua freática se encuentra 3 metros por debajo del nivel del fondo de la laguna. La máxima altura del agua en la laguna será de 1,5 m. Determine las pérdidas por percolación que tendrá la laguna en las condiciones anteriores, y en caso que se sustituyan 40 cm de material del fondo por una arcilla con una permeabilidad de 10± m.seg± .

Q

P.I.A

h L

9 ,5 3

Para el suelo natural:

I

Q 106 3,17 10 4

3,17

3,17 102 m3 seg 1

Sustituyendo 40 cm de suelo con una capa de arcilla cuya permeabilidad es 10 m·seg± , ±

250


I

1,9 0 ,4

Q 1010 4,75 10 4

4,75

4,75 10 6 m3 seg 1

7.10. CRITERIOS PARA LA OPERACIÓN Y MANTENIMIENTO DE LAS LAGUNAS DE ESTABILIZACIÓN No obstante la simplicidad de estos dispositivos de tratamiento, no están exentos de un conjunto de requisitos a tener en cuenta para su buena operación, así como medidas a considerar para su mantenimiento. Desconocer esto es frecuentemente la causa por la que no se obtienen las eficiencias de depuración que debían esperarse.

7.10.1. Lagunas facultativas Características de una buena operación Dos características muy fáciles de observar y que son indicadoras de que la laguna facultativa opera adecuadamente son: ± Poseer oxígeno disuelto en toda la masa líquida alcanzada por la radiación solar. ± El efluente presenta una coloración verde intensa, parcialmente transparente y sin sólidos flotantes. Una coloración ceniza claro indica que la carga a la que está siendo sometida la laguna es mayor a la admitida para 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) y ± exceso de detergentes. Olores desagradables. Puede deberse a: ± sobre carga de materia orgánica, tiempo nublado o baja temperatura, ± presencia de sustancias tóxicas,

251


± corto circuito y ± presencia 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 operación Elementos distintivos de una buena operación de las lagunas anaerobias y que se evidencian de manera inmediata lo constituyen la ausencia de oxígeno disuelto y la coloración oscura del agua.

Problemas frecuentes que pueden presentarse Los problemas que suelen presentarse en la operación de estas lagunas son muy similares a los que se observan en las facultativas, aunque se suman otras causales. Por ejemplo, debido a las características de los procesos que ocurren en el metabolismo anaerobio, los malos olores pueden ser producidos además por deficiencia de alcalinidad del medio.

7.10.3. Operaciones de control y mantenimiento Parámetros 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 de chorro de agua.

252


Notas bibliográficas 1 MENÉNDEZ, C.³3ULQFLSLRVGHGLVHxRGHODJXQDVGHR[LGDFLyQÍng. Hidráulica, vol. 10, no. 3, 1989. 2 MENÉNDEZ, C. Y L. GUERRA: Relaciones de alcalinidad y Ph en lagunas facultativas, Reporte de Investigación, ISPJAE, Ciudad de La Habana, 1990. 3 THIRUMURTHI, D.:³'HVLJQFULWHULDIRUZDVWHVWDELOL]DWLRQSRQGV´-RXUWater Poll. Control Fed., vol.49, no. 9, 1974. 4 ECKENFELDER, W.W.: Industrial Water Pollution Control, 2d. Ed. Mc Graw Hill, 1989. 5 SAENZ, R.: Lagunas de Estabilización, Manual DTIAPA, no. 14, CEPIS, Perú, 1988. 6 MARTÍN, M. Y C. MENÉNDEZ:³'LVHxRGHODJXQDVGHR[LGDFLyQÍngeniería en Procesos Químicos, vol. 3, no. 2, 1978. 7 MENÉNDEZ, C. Y L. GUERRA:³/DV/DJXQDVGH2[LGDFLyQ\OD3RVLELOLGDGGHO 8VR GHO 0RGHOR GH 0H]FOD &RPSOHWD´ 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. MIDDLEBROOKS³)DFXOWDWLYH:DVWH6WDELOL]DWLRQ3RQG'H VLJQ-RXU´Water Pull, Control Fed, vol. 52, no. 1, 1980. 10 WHO: ³:DVWHZDWHU6WDELOL]DWLRQ3RQGV3ULQFLSOHVRISODQQLQJDQGSUDFWL FH´:+2 EMRO Tech. Publication no. 10. World Health Organization. Regional Office for the Eastern Mediterranean, Alejandría, 1987. 11 HERMANN, E.R. AND E.F. GLOYNA:³:DVWHVWDELOL]DWLRQSRQGV´,,,)RUPXODWLRQ of design equations, Sewage and Ind. Wastes, vol. 30, no. 8, 1958. 12 MARAIS, G. VR.:³1HZIDFWRUVLQWKHGHVLJQRSHUDWLRQDQGSHUIRUPDQFHRI ZDVWHVWDELOL]DWLRQSRQGV´%XOOHWLQWorld Health Organization, vol. 34, no. 5, 1966. 13 P OLPRASERT, C. AND K. BHATTARAI³0RGHOIRU:DVWH6WDELOL]DWLRQ3RQGV´ Jour. Env. Eng. ASCE III, no. 1, 1985. 14 JAMES, A.³$QDOWHUQDWLYHDSSURDFKWRWKHGHVLJQRIZDVWHVWDELOL]DWLRQSRQGV´ Int. Conf. On Waste Stabilization Ponds, IAWPRC, Lisbon, Portugal, 1987.

253

Digestión Anaerobia

CAPÍTULO 8

DIGESTIÓN ANAEROBIA

8.1. INTRODUCCIÓN La descomposición anaerobia conduce a la degradación de la materia orgánica y su transformación, en ausencia de oxígeno libre, en compuestos más simples 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 reacciones diferentes, tal como se esquematiza en la figura 8.1. La principal aplicación de este tratamiento se halla en la estabilización de lodos con alto contenido de materia orgánica, así como en el tratamiento de 255


residuales de alta carga. Sin embargo, a través de los años se han desarrollado nuevas tecnologías basadas en el propio metabolismo anaerobio que facilitan el tratamiento ya no solo de los lodos, sino que pueden ser tratados exitosamente residuales orgánicos diluidos.

8.2. MECANISMO DE LA DIGESTIÓN ANAEROBIA Los microorganismos causantes de la descomposición anaerobia generalmente son clasificados en dos grandes grupos. El primer grupo hidroliza y transforma los compuestos orgánicos en ácidos volátiles, de los cuáles los más comunes son el acético y el propiónico. El segundo grupo convierte los ácidos volátiles formados en CH4 y CO2. Ambos grupos de microorganismos son necesarios para la descomposición anaerobia. Las bacterias formadoras de ácido no son capaces de producir CH4 y las formadoras de metano no pueden por sí mismas descomponer la materia orgánica original en compuestos más sencillos.

Fig. 8.2. Mecanismo de la digestión anaerobia. 256


Analizando en mayor detalle la descomposición de la materia orgánica, puede plantearse que mediante la acción hidrolítica, los microorganismos degradan los polímeros como los polisacáridos y proteínas, a monómeros. Posteriormente estos monómeros son convertidos en ácidos volátiles. Finalmente es que se produce la formación de CH4 y CO2 . Así en la digestión anaerobia se distinguen cuatro niveles tróficos: hidrólisis, acidogénesis, acetogénesis y metanogénesis. El metano se produce tanto a partir del ácido acético como del H2 y CO2 . 1 Figura 8.2. No en todas las etapas de la digestión ocurre disminución de la DBO. Así, la hidrólisis ocurre sin variación detectable de la DBO. En general durante la acidificación la disminución de la DBO es mínima. Por tanto es en la metanogénesis donde 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 que se utilizan, y son diversos los factores que inciden en que se emplee una u otra variante.

8.3.1. Reactores de primera generación Son aquellos en que la biomasa se encuentra en relativo reposo, con un mínimo contacto con el sustrato, o también en suspensión, pero sin recirculación de sólidos. Por esta razón la relación (edad del lodo/tiempo de retención hidráulico) es igual a 1, como es el caso de los reactores completamente mezclados. Ejemplos de reactores de primera generación son las fosas sépticas, los tanques Imhoff, los digestores convencionales, las lagunas anaerobias y los reactores completamente mezclados aplicados a la estabilización de los lodos de extracción de plantas de tratamiento de aguas residuales.

8.3.1.1. Digestores convencionales Estos digestores trabajan a flujo discontinuo, y debido a que no son agitados, están estratificados: una capa superior de nata, relativamente inactiva; una capa intermedia de la que sedimentan los sólidos; y una capa inferior de sólidos digeridos. Figura 8.3.

257


Fig. 8.3. Esquema de un digestor de lodo convencional. Los digestores convencionales son apropiados para el tratamiento de lodos 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 primera generación fueron inicialmente concebidos sin recirculación de lodos, existe una variante de estos que tiene incluida la recirculación para producir un incremento de la relación edad del lodo tiempo de retención hidráulico y hacer un proceso más estable. Esta variante se conoce como contacto anaerobio. Figura 8.4. En la tabla 8.1 se reflejan algunas de las características del contacto anaerobio.

8.3.1.2. Digestores completamente mezclados En 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 se genera en el proceso o a través del empleo de agitadores mecánicos.

258


Fig. 8.4. Esquema de un digestor de contacto anaerobio. Exceptuando que trabaja con cargas mayores, y la existencia de la agitación, son pocas las diferencias entre este tipo de digestor y el convencional. Tabla 8.1. Características del reactor de contacto anaerobio Ventajas x Soporta aguas con sólidos en suspensión. x Puede admitir aguas que forman precipitados. x Soporta picos orgánicos. x Arranque rápido con inóculo adecuado. x Se puede incorporar carbón activado en polvo para tratar aguas con compuestos inhibidores.

Desventajas x Recibe relativas bajas cargas orgánicas (6 kgm3d). x Grandes tiempos de retención y volúmenes de reactor. x Altamente dependiente de la calidad de la sedimentación del lodo anaerobio. x Costos energéticos asociados al mezclado y la recirculación.

8.3.2. Reactores de segunda generación Se caracterizan porque los microorganismos son retenidos en el reactor por la presencia de un soporte al que se adhieren o bien por su sedimentación. La primera versión de esta generación es el filtro anaerobio (Young y McCarty). 3 259


Posteriormente se desarrolló una variante más eficiente con la introducción de un soporte tubular, ordenándose de esta manera el empaque (Van D Berg y Lentz).4 Lettinga (1980)5 desarrolló el sistema UASB (Upflow Anaerobic Sludge Blanket) o Reactor Anaerobio de Manto de Lodos y Flujo Ascendente, con características de película fija pero sin material de soporte.

8.3.2.1. Filtro anaerobio Este dispositivo consiste en un reactor empacado con material inerte en el que los microorganismos crecen sobre la empaquetadura. No obstante, la experiencia demuestra que no toda el área disponible de empaquetadura es cubierta por la biopelícula. En el filtro anaerobio usualmente se presenta una relativamente alta fracción de biomasa que no se adhiere al medio soporte, sino que permanece atrapada en los espacios libres de la misma. 6 Los filtros pueden 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 mezclado que existe en su interior. Por lo tanto, se aprecia una tendencia de los microorganismos a distribuirse de acuerdo a sus requerimientos y las características del sustrato. La zona de mayor actividad es la del afuente, existiendo mayor fracción de microorganismos saprofitos facultativos y anaerobios que hidrolizan y degradan la materia orgánica compleja, que en la región más próxima al efluente. 260


La elevada concentración de microorganismos dentro del reactor hace que los tiempos de retención alcancen valores comprendidos entre 3 h y 6 h obteniéndose altas eficiencias y elevada producción de biogás. Teniendo en cuenta el alto tiempo de retención de los sólidos, en esta variante no se utiliza recirculación de biomasa. Jennett y Dennis7 han reportado remociones de DQO entre 80 y 98 % en el tratamiento de residuales líquidos de la industria farmacéutica con tiempos de retención entre 12 y 48 horas operando con cargas de 0,22 y 3,5 kg DQO m±d± respectivamente. Algunas de las características de los filtros anaerobios se resumen en la tabla 8.2. Tabla 8.2. Características de los filtros anaerobios x x x x x x

Ventajas Soporta 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.

x x x x

Desventajas Arranque lento. Riesgo de tupición. Muy sensible a la presencia de sólidos suspendidos en el afluente. Presencia de sólidos suspendidos en el efluente.

8.3.2.2. Reactores de manto de lodo de flujo ascendente La 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 sido siempre el mayor problema práctico de la aplicación de estos procesos, especialmente para residuales con demanda bioquímica de oxígeno relativamente baja (~ 5000 mgL±). Obviamente, en general, un proceso es más económico en la medida que los tiempos de retención requeridos son menores. La búsqueda de mayores edades de lodo en los reactores para lograr tratamientos más intensivos ha conducido a las diferentes variantes de reactores anaerobios. El digestor de manto de lodo busca este propósito. Este sistema fue descrito inicialmente por Coulter,8 pero debe su desarrollo actual y popularidad a Lettinga.5 Figura 8.6. Su característica principal está dada por la capacidad que poseen de retener biomasa sin necesidad de un soporte, como consecuencia de la formación de granos o pellets. Las principales características de este reactor se resumen en la tabla 8.3. 261


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 de reactor pueden citarse: ± Elevada concentración de biomasa, limitada solo por las condiciones del separador gas-líquido-sólido de la parte superior del reactor. La concentración 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 distribución del afluente debe garantizar el íntimo contacto residual-biomasa. ± Producción de biogás tal, que exista una buena distribución del lodo sobre el lecho y en la zona que corresponde a la biomasa dispersa.

262


Tabla 8.3. Características del reactor de manto de lodo

Ventajas x Soporta altas cargas (20 kg DQO/m3.d). x Su construcción es relativamente simple. x Con inóculo apropiado tiene arranque inmediato. x Aplicable a todas las escalas. x Operación sencilla.

Desventajas x La granulación es lenta y no controlable. x No todas las aguas favorecen la granulación. x Sensible a las grasas en el afluente. x Sensible a las aguas que forman precipitados.

En los reactores de manto de lodo de flujo ascendente el agua residual se alimenta por el fondo, se distribuye uniformemente por toda el área y asciende a través del manto biológicamente activo en el que experimenta las transformaciones típicas de la descomposición anaerobia. El CH 4 y CO 2 formados ascienden a lo largo del reactor y son extraídos por el domo superior. Su principio de funcionamiento se basa en la capacidad de sedimentación de la biomasa producida en el reactor. Esta se aglomera en forma de granos 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 tranquila que posibilita que estas partículas vuelvan a sedimentar. 9 En parte el éxito de este tipo de reactor se debe a los relativamente altos valores de concentración de sólidos que se obtienen en el lodo, entre 100 y 150 gL± . Han sido reportadas eficiencias de remoción de DBO mayores del 90 % con cargas orgánicas e hidráulicas del orden de 80 kgm±d± y 5 m3m±d± respectivamente, con tiempos de retención hidráulico de 8 h.10

8.3.3. Reactores de tercera generación Estos reactores contienen microorganismos en forma de biopelícula adherida a un soporte que se expande o fluidiza. Utilizan una corriente de recirculación para provocar un flujo ascendente y mantener fluidizado el lecho de partículas de soporte. Estas partículas pueden ser arena, material plástico o cerámico. El material soporte brinda una gran área superficial sobre la que se adhiere la biopelícula y mantiene una buena sedimentabilidad, garantizando la retención celular. 11 Figura 8.7. Las características de este reactor se reportan en la tabla 8.4. 263


En la tabla 8.5 se resumen además datos comparativos de diferentes procesos anaerobios.12

Fig. 8.7. Esquema de un reactor de lecho fluidizado. Tabla 8.4. Características del reactor de lecho fluidizado

x x x x

Ventajas Asimila muy altas cargas (40 kg DQO/m3·d). Pequeños tiempos de retención. Instalaciones compactas. Asimila sólidos suspendidos en el afluente.

Desventajas x Arranque lento y difícil. x Requiere energía para mantener la fluidización por bombeo. x Presencia de sólidos suspendidos en el efluente.

Tabla 8.5. Datos de rendimientos típicos de procesos anaerobios empleados en el tratamiento de residuales industriales. Adaptados12 Proceso De contacto UASB Lecho fijo Lecho fluidizado

Afluente DQO mgL-1 1500 5000 5000 15000 10000 20000 5000 10000

Tiempo de retención T h 2-10

BV kg DQOm-3d-1 0,5-6,0

% remoción DQO 75 - 90

4-12

4,0-20,0

75 - 85

24-48

1,0-15,0

75 - 85

5-10

5,0-10,0

80 - 85

264


8.4. FACTORES QUE CONTROLAN EL PROCESO DE DIGESTIÓN Los factores que controlan los procesos de digestión pueden clasificarse en dos grandes grupos: Factores básicos y factores ambientales.

8.4.1. Factores Básicos Dentro de los factores básicos que intervienen en el control de los procesos anaerobios se destacan: ± Bacterias. ± Sustrato. ± Tiempo de retención.

8.4.1.1. Bacterias Las formadoras de metano son las bacterias clave en la digestión anaerobia. Crecen más lentamente y son más sensibles a los cambios ambientales que las formadoras de ácido. La fermentación metánica es la etapa limitante de la digestión. Las formadoras de metano son bacterias estrictamente anaerobias, y por tanto, subsisten en completa ausencia de oxígeno molecular. Estas bacterias son poco abundantes en un medio dado, como consecuencia de que la mayor fracción de la energía que se libera en los procesos de oxidación anaerobia queda asociada al CH4 que se forma, por lo que resta menos energía para ser utilizada en el crecimiento.

8.4.1.2. Sustrato El sustrato para las bacterias está constituido por los compuestos orgánicos a ser estabilizados. Los compuestos orgánicos que se someten a digestión anaerobia comúnmente son de estructura muy compleja, que como ya fue mencionado, son transformados a través de sucesivas etapas hasta la obtención de los productos finales, constituidos fundamentalmente por CH4 CO2 y otros compuestos estables y de bajo contenido energético. El menor crecimiento de las bacterias anaerobias comparados con el de las aerobias para igual cantidad de sustrato consumido causa menor requerimiento de nutrientes. Los sistemas anaerobios producen aproximadamente 20 % menos lodo que los aerobios para el mismo sustrato, y los rquerimientos de 265


nutrientes decrecen en la misma proporción. Se han reportado relaciones DQO:N tan altas como 700:5. El valor de 250:5 parece ser razonable como relación para SURFHVRVFRQDOWDV FDUJDV± NJ'42NJ669G ±. Para procesos que operan a cargas más bajas, la relación DQO:N puede incrementarse de forma conservadora multiplicando la relación 250:5 por un factor igual al valor de la carga, dividido por 1,2.13

8.4.1.3. Tiempo de retención En 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 tiempo de retención hidráulico. La edad del lodo tiene mucha aplicación en el diseño y control de los reactores completamente mezclados, pero en película fija o reactores en los que la biomasa no es homogénea no tiene uso. Esto se debe a la dificultad práctica de medir la concentración de sólidos suspendidos volátiles (SSV) dentro del reactor. El tiempo de retención hidráulico para la estabilización anaerobia depende de la temperatura y la edad del lodo. Actualmente se conoce que los digestores pueden operar con tiempos de retención de hasta de un día o menos en la medida que la edad del lodo sea mayor que un cierto valor crítico (T X,cr). Esta edad del lodo crítica es el tiempo por debajo del cual la digestión se inhibe como resultado del lavado de las bacterias, cuyo crecimiento es lento.

ș X,cr

1 Yk k b

(8.1)

donde: T 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 a disminuir 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 igual que los básicos, han de ser tomados en cuenta además para el diseño. Entre los más importantes se destacan: ± Temperatura. 266


± pH. ± Sustancias tóxicas.

8.4.2.1. Temperatura El crecimiento de las bacterias metánicas es lento en comparación con la mayoría de los otros microorganismos. El tiempo requerido por estas bacterias para regenerar es función de la temperatura. A 35 qC algunas especies requieren cuatro días para duplicar su número, mientras que otras necesitan diez días o más. Una disminución de la temperatura implica un mayor tiempo de regeneración. Intervalos de temperatura de interés pueden ser los correspondientes al niYHOPHVyILOR±qC, con óptimo entre 28 y 33 q& \HOWHUPyILOR±qC, con óptimo entre 50 y 60 qC). Considerando la producción de gas como indicador de la degradación de los compuestos orgánicos, podría decirse que el intervalo termófilo es superior. De hecho, pueden obtenerse resultados similares con tiempos de retención hidráulico de 7 a 14 días en el intervalo termófilo, a los que se obtienen en el mesófilo con retenciones de 30 días. No obstante la ventaja de trabajar en el intervalo mesófilo en los países tropicales radica en el hecho que no es necesario el uso del calentamiento para mantener la temperatura dentro de los valores del intervalo. Harris y Dague15 han reportado la posibilidad de incrementos notables de la carga de los filtros anaerobios a 56 °C con resultados de eficiencia de remoción similares a los alcanzados a 32 °C con la mitad de la carga.

8.4.2.2. pH Las 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 la velocidad de la producción de los ácidos volátiles es mayor que la de su transformación en CH4, el proceso puede desequilibrarse, resultando en una disminución del pH, disminución de la producción de gas y aumento de las fracción de CO2 en el gas producido. El control del pH es por tanto esencial para garantizar una buena operación de los procesos anaerobios.

8.4.2.3. Sustancias tóxicas Aunque se reconoce una relación funcional entre algunos de los problemas de operación de la digestión anaerobia y la presencia de sustancias tóxicas, no 267


está clara la incidencia en las transformaciones bioquímicas que tienen estos compuestos tóxicos, especialmente el nitrógeno amoniacal y los ácidos volátiles a altas concentraciones. La toxicidad de los ácidos volátiles se debe no tanto a su concentración como al efecto del pH, ya que se ha demostrado17 que la toxicidad es originada por la fracción no ionizada de ellos. Kroeker 18 ha concluido que una concentración de ácidos volátiles no ionizados, en el intervalo comprendido entre 30 y 60 mgL± (como ácido acético) es tóxica e inhibe los procesos anaerobios. En la figura 8.8 se muestra que aunque la concentración de ácidos volátiles sea elevada, si el pH se mantiene relativamente alto, la concentración no ionizada de ácidos volátiles es pequeña y la digestión puede ocurrir sin dificultad. Por tanto, aunque altas concentraciones de por si no son dañinas. Sin embargo, su combinación con bajos valores de pH pueden producir 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. Entre estos pueden citarse el Na+, K+, Ca2+, y Mg2+. En la tabla 8.6 se ofrecen intervalos de concentraciones a las cuales estos cationes pueden ser inhibitorios. Otros cationes como el zinc, cobre y níquel son tóxicos aún a bajas concentraciones. El amoniaco es tóxico a concentraciones superiores a 3000 mgL± e inhibitorio a 1500 mgL±. La toxicidad de amoniaco está relacionada con el pH, ya que este compuesto es más nocivo en su forma molecular que como catión amonio.14

Fig. 8.8. Relación entre la forma molecular y disociada de los ácidos volátiles y su incidencia en la digestión. 268


Tabla 8.6. Concentraciones inhibitorias de distintos cationes 20 CATIÓN Na+ K+ Ca2+ Mg2+

Concentración mgL-1 Moderadamente Fuertemente inhibitorio inhibitorio 1500 ± 3000 3000 3500 ± 5500 8000 2500 ± 4500 12000 1000 - 1500 3000

8.5. PARÁMETROS INDICADORES DEL CURSO DE LA DIGESTIÓN Entre los diferentes parámetros que son de utilidad práctica para indicar si un digestor está operando o no en buenas condiciones, y aun para predecir futuras 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 gases El grado de estabilización de los compuestos orgánicos está directamente relacionada con la producción de gases y su composición. Así por ejemplo, la producción de gases puede disminuir abruptamente si el tiempo de retención cae por debajo de un determinado valor. Figura 8.9. Esto está íntimamente vinculado con la velocidad de crecimiento de las bacterias formadoras de metano, que como ya se ha reiterado, es menor que el de las formadoras de ácido.

Fig. 8.9. Influencia del tiempo de retención en la producción de biogás. 269


En condiciones de operación normal la producción de gases, a 101,3 kPa y 0 qC, está en el intervalo comprendido entre 0,2 y 0,7 m3 por cada kg de DQO removido ó 1 m3 por cada kg de sólido volátil estabilizado. En la tabla 8.7 se muestran algunos rendimientos teóricos de gas y su producción por kg de sólidos volátiles para sustancias que frecuentemente se encuentran 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 producidos están constituidos en 75 a 85 % por CH4 y el resto fundamentalmente por CO2. Un digestor operando en condiciones desfavorables puede mantener durante un tiempo constante la el volumen de gas producido y estar variando la fracción relativa de CH4 d CO2. Tabla 8.7. Rendimientos teóricos de biogás en función de los constituyentes del residual Compuesto Carbohidratos Proteínas Grasas

% CH4 en el gas 50 70 84

m3(kg SV digerido)-1 0,89 1,30 0,60

En la figura 8.10, donde se representa la variación de la relación de la composición de los gases con el pH del medio, puede apreciarse cuánto llega a cambiar esa composición ante condiciones desfavorables de operación. En este caso, del pH.

Fig. 8.10. Variación de la composición de los gases con el pH.

8.5.2. Contenido de ácidos volátiles, pH y alcalinidad Estas tres características de un digestor están muy relacionadas entre sí. 270


La alcalinidad desempeña un papel importante en los procesos anaerobios, compensando no solo la producción de los ácidos volátiles, sino también la de CO2. La alcalinidad natural de estos procesos es debida al bicarbonato, y da lugar 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 tratamiento anaerobio se requiere disponer de una alcalinidad de aproximadamente 1500 mgL± cuando el gas tiene en su composición 30 % de CO2. Cuando la alcalinidad necesaria no existe en el medio, debe ser adicionada.

Fig. 8.11. Alcalinidad del medio y composición de los gases en función del pH. Aunque la alcalinidad es esencial para una digestión balanceada, su valor en sí mismo no es un indicador adecuado que permita predecir posibles dificultades actuales o futuras del proceso. Esto se debe a que en la medida en que la alcalinidad al bicarbonato es consumida y destruida, se forma alcalinidad vinculada a los ácidos volátiles. Las determinaciones de alcalinidad y ácidos volátiles pueden utilizarse simultáneamente como indicadores de la condición de la digestión.21 La relación entre la alcalinidad total, la debida al bicarbonato y la concentración 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). 271


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 la existencia de problemas en el proceso. El pH del digestor comienza a descender 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: los que se basan en métodos empíricos, y los que utilizan criterios cinéticos.

8.6.1. Métodos empíricos Los 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 volátiles y fijos, de lodos crudos y digeridos. Tabla 8.8. Composición de los lodos

Lodo Crudos

Sólidos volátiles % Sólidos fijos % 70 a 75 30 a 25

Digeridos

50

50

8.6.1.1. Método de las cargas El 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 basen en la experiencia previa, sin extrapolar resultados anteriores a una nueva situación. Este método determina el volumen requerido de reactor en función de una carga asumida. El factor de carga más utilizado es que se basa en los kg de sólidos volátiles añadidos por cada m3 de reactor por día. La carga recomendada para los reactores 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 carga es posible utilizar cargas de hasta 1,6 a 6,4 kg de SV por cada m3 por día, para tiempos de retención de 10 a 20 días.

272


8.6.1.2. Método de la reducción de volumen A medida que la digestión tiene lugar, el lodo experimenta una reducción de volumen. Teniendo en cuenta esta característica, el volumen del reactor puede calcularse,

V

2 ª º « V f 3 V f Vd » . t ¬ ¼

(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 un lodo orgánico producido en otra etapa de tratamiento. Asuma que 75 % de los sólidos es volátil. Utilice el método de las cargas. Carga: 4 kg.m±·d± Sólidos volátiles en los 5000 kg de lodo = 5000 · 0,75 = 3750 kg

Volumen del digestor

3750 kg d 1 4 kg m -3 d 1

937 ,5 m 3

Ejemplo 8.2 Determine el volumen de un reactor para digerir 3500 kgd± (base seca) de un lodo que contiene 95 % de humedad. Asuma que 75 % de los sólidos es volátil. Considere que hay una reducción del 60 % de los sólidos volátiles, con una 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:

Vf

3500 1,02 . 0,05 . 10 3

68,63 m 3

La masa de lodo después de la digestión será 40 % de los volátiles que entraron más los fijos que no se degradan (25 % de los sólidos totales). Sólidos volátiles en los 3500 kg de lodo = 3500 · 0,75 = 2625 kg Sólidos fijos = 3500 · 0,25 = 875 kg 273


El lodo digerido, con 92 % de humedad, tiene un peso específico de 1,04 kgL±

Vd

875 2625 . 0,4 1,04 . 0,08 .10 V

V

3

23,14 m 3

2 ª « V f 3 V f Vd ¬

º» t ¼

2 ª º «68,63 3 68,63 23,14 » 25 ¬ ¼ V = 958 m3

8.6.2. Ecuaciones de diseño basadas en criterios cinéticos El uso principal que han recibido los modelos basados en criterios cinéticos, llamados en ocasiones modelos conceptuales, es en el control y simulación de los procesos.

8.6.2.1. Tiempo de retención y volumen del digestor Para un digestor anaerobio que opere a flujo continuo y mezcla completa, el tiempo de retención viene dado por

ș

ǻ S S0 Xk S

(8.4)

donde: ' S = S0±6 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) 3 ²

Q: flujo de entrada al digestor, m d .

274


8.6.2.2. Edad del lodo y producción de sólidos Aunque la producción de biomasa durante la digestión anaerobia es mucho menor que en los procesos aerobios, siempre hay que considerarla, pues ella va a garantizar en cierta medida que el reactor no se lave con la consecuente inhibición del proceso. ǻX

Y ǻ%V k b X 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 de SSV en el reactor igual a X, la edad de lodo requerida es,

șX

X d ǻ;

(8.7)

El valor de la edad de lodo siempre debe ser superior al valor crítico definido por la ecuación 8.1.

8.6.2.3. Volumen de gas producido La producción de gases en los procesos de digestión es muy variable y depende en alguna medida de la composición del agua residual.22 En términos generales, y tomando como base la DQO, puede estimarse la producción total de gas a TPN como, (8.8) GT = 0,5 (' BV±1,42 X)· V m3d±

ǻ Bv

ǻS ș

donde: Si lo que se desea es el volumen de CH4, G = 0,35 (' BV± 1,42 DX)·V m3d±

275

(8.9)


8.6.2.4. Nutrientes El N y P que se requiere en los procesos anaerobios es menor que los que exigen los aerobios, (8.10) N = 0,12 'X·V kgd± P = 0,025 ' X·V kgd±

(8.11)

Ejemplo 8.3 Determine las dimensiones de un digestor completamente mezclado para obtener 87 % de remoción de DQO de un agua residual cuyo flujo es de 750 m3 d± . DQO del afluente = 16000 mgL± Y = 0,1 kb = 0,02 d± k = 6 d± X = 6000 mgL± Edad del lodo mínima = 15 d Cálculo del tiempo de retención a partir de la información cinética:

ǻ6 S 0 kX S

ș

ș

13920 16000 6 . 6000 2080

3d

Volumen efectivo del digestor: V = q · Q = 3 · 750 = 2250 m3 Comprobación de la edad del lodo:

șX ǻX

ǻX

0 ,1

X ǻ;

Y ǻ%V k b X

13920 0,02 6000 344 3

g m - 3 d 1

Por tanto,

șX

6000 17 ,4 d 344

La edad del lodo es superior a la mínima fijada por las condiciones de diseño. 276


Producción de CH4 a TPN: G = 0,35 ('BV±DX)·V G ±Â Â± · 2250 G = 3269 m3d±

8.6.3. Método experimental para determinar los parámetros cinéticos El procedimiento de laboratorio que se detalla a continuación es en esencia el descrito por Eckenfelder y Ford.23

Procedimiento Para las pruebas en laboratorio se emplea un reactor con un volumen efectivo de 1 a 5 litros. El montaje del equipamiento necesario está esquematizado en la figura 8.12. 1. Tomar un volumen de lodo digerido activo de una instalación en operación. Filtrar el lodo a través de una malla gruesa para eliminar partículas como semillas, paja, etc. Si fuera necesario, diluir con agua corriente. 2. Introducir el lodo en el digestor. Mantener la temperatura constante a 35 °C y agitado en contenido del reactor durante todo el tiempo que dure la experiencia. 3. No alimentar agua residual ni extraer licor mezclado del reactor hasta que se aprecie producción de gas. Asegurar que el dispositivo esté hermético para evitar fuga de gas. 4. Una vez que se aprecie producción de gas, introducir residual aplicando una carga a 4 kg DBO m± d± , por un periodo no menor a un tiempo equivalente a un tiempo de retención. Es aconsejable, durante este periodo inicial de aclimatación, alimentar el reactor 2 ó 3 veces en el día, de manera 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 cuidadosamente durante la aclimatación. En caso de disminuir por debajo de 6, añadir alcalinidad para mantenerlo entre 6,5 y 7,5. El licor mezclado debe tender a crear su propio sistema tampón. 6. Proceder a la alimentación del residual con un flujo continuo, con una extracción diaria de un volumen igual al alimentado.

277


Fig. 8.12. Digestor anaerobio a escala de laboratorio. 7. Registrar la siguiente información: Tabla 8.9. Información a obtener en el laboratorio Residual crudo (afluente) pH DBO ó DQO

Efluente (licor mezclado) PH DBO ó DQO Alcalinidad Acidez SSV Ácidos volátiles

8. Registrar el volumen de gas producido diariamente y su composición (CH4, CO 2 ) 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 correspondientes. 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. 278


Tabla 8.10. Tabla de trabajo del ejemplo 8.4 T (d) 0,25 0,50 2,0 3,0 4,5 5,0

S0 (mgL-1) 15000 15000 15400 14800 15150 14750

S (mgL-1) 13500 12000 9000 7250 4500 3750

TX (d) 2 3 4 6,25 20 28

X (mgL-1) 1200 1500 1164 1260 3156 4400

a) Considerando que se cumple que

dS dt

kX

G (m3d-1) 14 15 17 24 27 25

S S0

se prepara la tabla 8.11 1

Tabla 8.11. Tabla de trabajo del ejemplo 8.4

' BX (kgkg-1d-1) S S0

Se grafica ǻ B X

5,0

4,0

2,75

2,0

0,75

0,50

0,9

0,8

0,58

0,49

0,30

0,25

contra

S S0

según la figura 8.13. La pendiente da el

valor de k = 6,7 d±

1 b) Para el cálculo de Y y kb, se grafica ș X a) contra ' BX de acuerdo con la tabla 8.12 y la figura 8.14 Tabla 8.12. Tabla de trabajo del ejemplo 8.4

' BX (kgkg-1d-1)

5,0

4,0

2,75

2,0

0,75

0,50

1 șX

0,5

0,33

0,25

0,16

0,05

0,036

279


'BX

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 UASB El diseño de los reactores de manto de lodo de flujo ascendente en general se basa en elementos hidráulicos para DQO menores de 1000 mgL ± y tiempos de retención inferiores a 8 h. La velocidad ascensional en la zona de paso del dispositivo separador superior debe ser mantenida menor que 3 m3 m± h± para lodos floculentos (no granulares). Esta velocidad puede llegar hasta 6 m3 m± h± para los lodos granulares típicos. En todos los casos se recomienda que en la zona de sedimentación la velocidad sea menor que 1 mh± .

280


Cuando el criterio de diseño es hidráulico el volumen efectivo del reactor se calcula, (8.12) V = T · Q Para aguas residuales con elevada DQO, el criterio de diseño se fundamenta en la carga orgánica volumétrica (BV). Por lo tanto, el cálculo del volumen será,

V

S0 Q BV

(8.13)

En la figura 8.15 se refleja la variación de la carga volumétrica recomendada en el diseño de reactores UASB, en función de la temperatura, para reactores con 25 kg SSV·m±. Para el tratamiento de aguas residuales diluidas, similares a las domésticas, la altura recomendada para los reactores es de 3 a 5 m. Para DQO entre 1000 y 5000 mgL± , los mejores resultados se obtienen con alturas de reactor de 5 a 6 m.

Fig. 8.15. Carga orgánica volumétrica en función de la temperatura para el diseño de reactores UASB. 10 En los reactores UASB el sistema de distribución del afluente y el separador gas-sólido-líquido, revisten especial importancia. Del sistema de distribución depende que el manto de lodos tenga un contacto más íntimo con el agua residual, evitando las zonas muertas y canalizaciones. La distribución se hace a través de boquillas. Las boquillas pueden distribuirse en 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 caso de BV 4 kg DQOm±d±.

281


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 la velocidad en los pasos entre colectores y en la zona de sedimentación. Se recomienda que el área de paso entre los colectores sea aproximadamente 20 % del área superficial del reactor.

8.7. PUESTA EN MARCHA DE LOS DIGESTORES ANAEROBIOS Sin duda, uno de los aspectos más complejos de la operación de los digestores es la puesta en marcha. Aun cuando cada digestor tiene sus especificidades y por lo tanto, su propia estrategia de puesta en marcha, se destaca un conjunto de aspectos que de manera 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 población de microorganismos que haya sido previamente adaptada al sustrato que va a ser utilizado. Además se prefiere el empleo de una mezcla de diferentes fuentes con biomasa activa que emplear una sola. 24 El volumen inicial de inóculo 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 recomienda no iniciar el flujo continuo, sino mantener el sistema a no flujo hasta que se aprecie producción de gas. Teniendo en cuenta que en la etapa inicial del proceso la población de microorganismos necesita adaptarse a las condiciones de operación que se imponen, la carga inicial debe ser menor a la de la operación normal que se pretende en el futuro. Puede iniciarse la puesta en marcha con un valor aproximado de carga orgánica de 0,15 kg DBO.(kg SSV.d)± . Esta carga deberá ser incrementada en la medida que se observe una adecuada autoregulación del pH así como la alcalinidad del medio, y exista control sobre la concentración de los ácidos volátiles. Debe propiciarse además un determinado nivel de mezcla dentro del reactor para facilitar el contacto contaminante-biomasa. El funcionamiento adecuado del digestor puede ser estimulado si junto al sustrato se adiciona algún otro residual de fácil degradación. 282


Considerando que en un inicio el sistema buffer o tampón de pH que estos sistemas poseen no está desarrollado, lo más común es que se aprecie una tendencia a decrecer el pH debido a la formación de los ácidos grasos. El pH ha de mantenerse en un valor cercano a 7 mediante la adición de una base.

Notas bibliográficas 1 HENZE0³)XQGDPHQWDOVRIDQDHURELFGLJHVWLyQ´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:³7KHDQDHURELFILOWHUIRUZDVWHWUHDWPHQW´ Jour. Water Poll, Control Fed., vol. 41, no. 1, 1969. 4 VAN DER BERG, L. AND C.P. LENTZ:³&RPSDULVRQEHWZHHQXSDQGGRZQIORZ anaerobic fixed film reactors of varying surface-to-volume ratios for the WUHDWPHQWRIEHDQEODQFKLQJZDVWH´3URFth Purdue Ind. Waste Conf., 1979. 5 LETTINGA, G. ET AL.³8VHRI8SIORZ6OXGJH%ODQNHW86% UHDFWRUFRQFHSW IRU ELRORJLFDO ZDVWHZDWHU WUHDWPHQW´ Biotechnol. Bioeng, vol. 25, no. 10, 1980. 6 YOUNG,-&³)DFWRUVDIIHFWLQJWKHGHVLJQDQGSHUIRUPDQFHRIXSIORZDQDH URELFILOWHUV´Water Sci. Tech., vol. 24, no. 8, 1991. 7 JENNET, J.C. AND H.D. DENNIS³$QDHURELFILOWHUWUHDWPHQWRISKDUPDFHXWLFDO ZDVWH´Jour. Water Poll, Control fed., vol. 47, no. 1, 1975. 8 COULTER, J.E. AND M.B. ETTINGER ³$QDHURELF FRQWDFW SURFHVV IRU VHZDJH GLVSRVDO´Sewage and Ind. Wastes, vol. 29, no. 4, 1957. 9 GUIOT, R.S., Y. ARCAND AND C. CHAVARIE³$GYDQWDJHVRIIOXLGL]DWLRQRQJUDQX OHVL]HDQGDFWLYLW\GHYHORSPHQWLQXSIORZDQDHURELFEHGUHDFWRUV´Water Sci. Tech., vol. 26, no. 3-4, 1992. 10 LETTINGA, G. AND P.L. HULSHOFF³8$6%SURFHVVGHVLJQIRUYDULRXVW\SHVRI ZDVWHZDWHUV´Water Sci. Tech., vol. 24, no. 8, 1991. 11 IZA, J.:³)OXLGL]HGEHGUHDFWRUVIRUDQDHURELFZDVWHZDWHUWUHDWPHQW´Water Sci. Tech., vol. 24, no. 8, 1991. 12 METCLAF AND EDDY: Ingeniería de Aguas Residuales. Tratamiento, Vertido y Reutilización, 3ra. Edic., vol. 1, p. 487, Mc Graw Hill, 1996. 13 HENZE, M. AND P. HARREMOES³$QDHURELFWUHDWPHQWRIZDVWHZDWHULQIL[HG ILOP UHDFWRUV´$ /LWHUDWXUH 5HYLHZ Water Sci. Tech., vol. 15, no. 8/9. 1983. 14 SPEECE, R.E.:³7R[LFLW\LQDQDHURELFGLJHVWLRQ´3URFth Int., Symposium on anaerobic digestion, Guanghou, China, 1985. 283


15 HARRIS, W. L. AND R. DAGUE³&RPSDUDWLYHSHUIRUPDQFHRIDQDHURELFILOWHUV DWPHVRSKLOLFDQGWKHUPRSKLOLFWHPSHUDWXUHV´Water Environment Res., vol. 65, no. 6, 1993. 16 JEWELL : ³$QDHURELF 6HZDJH 7UHDWPHQW´ (QY Sci. Tech., vol. 21, no. 1, 1987. 17 MC CARTY, P.L.:³$QDHURELFZDVWHWUHDWPHQWIXQGDPHQWDOV´3DUW7R[LF Materials and their Control, Pub. Works, vol. 91, no. 11, 1964. 18 KROEKER, E.J. ET AL³$QDHURELF WUHDWPHQWSURFHVV VWDELOLW\´-RXU Water Poll. Control, vol. 51, no. 4, 1979. 19 GUPTA, A.R., R. FLORA, M. GUPTA, G. SAYLES AND M. SUIDAN³0HWKDQRJHQH sis and sulphate reduction in chemostats I. Kinetic studies and experiPHQWV´Water Res., vol. 28, no. 4, 1994. 20 MCCARTY, P.L. ET AL.:³,QGLYLGXDOYRODWLOHDFLGLQDQDHURELFWUHDWPHQW´-RXU Water Poll. Control Fed., vol. 35, no. 12, 1963. 21 JENKINS, S.R., J.M. MORGAN AND X. ZHANG³0HDVXULQJWKHXVDEOHFDUERQDWH DONDOLQLW\RIRSHUDWLQJDQDHURELFGLJHVWHUV´5HV-RXUWater Poll. Control Fed., vol. 63, no. 1, 1991. 22 ZEPENG, C. ET AL.:³7KHDSSOLFDWLRQRIWZRSKDVHDQDHURELFGLJHVWLRQRQWKH disposal of organic wastewater Proc. 4th Int. Symposium on anaerobic GLJHVWLRQ´*XDQJKRX&KLQD 23 ECKENFELDER, W.W. AND D.L. FORD: Water Pollution Control, Jenkins Book Pub. Co. E.U., 1970. 24 WEILAND, P. AND A. ROZZI³7KHVWDUWXSRSHUDWLRQDQGPRQLWRULQJRIKLJK UDWHDQDHURELFWUHDWPHQWV\VWHPV´Water Sci. Tech., vol. 24, no. 8, 1991.

284

Manejo de Lodos

CAPÍTULO 9

MANEJO DE LODOS

9.1. INTRODUCCIÓN Un aspecto importante en el tratamiento de los residuales industriales líquidos (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 pueden provenir de los sedimentadores primarios y secundarios así como de los tratamientos terciarios. Estos lodos están constituidos fundamentalmente de materia orgánica, con una fracción volátil entre 60 y 80 %. En los tratamientos físico-químicos como puede ser la coagulación, los lodos que se producen son eminentemente de naturaleza inorgánica. Uno u otro lodo posee en su composición agua en un alto porcentaje. Esto dificulta tanto su manipulación como su disposición. La magnitud del problema se evidencia en un cálculo sencillo al considerar los residuales de una industria cuyos lodos corresponden a una población equivalente a 500000 personas. En ese caso se producen aproximadamente 0,09 kg de lodo por habitante. Si se asume un contenido de humedad de 97 %, esto significa que se manejan diariamente 3000 m3 de lodo. La naturaleza de los lodos, orgánica o inorgánica, define el tratamiento al que deben ser sometidos antes de su disposición final, pero en uno y otro caso deben ser transportados y manipulados antes y después del tratamiento que se emplee para los mismos.

9.2. CONTENIDO DE HUMEDAD Y VOLUMEN DE LOS LODOS La gravedad específica de los sólidos en los lodos puede ser determinada mediante la expresión:

Ws Ss

Wf Wv Sf Sv 285

(9.1)


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 relativamente pequeña comparada con la no filtrable, los sólidos pueden ser tomados como el residuo total después de secada la muestra a 105 ºC. Si en determinada circunstancia la fracción filtrable es de tal magnitud que no puede ser despreciada, debe trabajarse con los sólidos suspendidos o no filtrables. La gravedad específica de la materia orgánica puede ser tomada como 1,2 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, puede calcularse la de los lodos mediante la relación:

S

Ws Ww Ws Ww Ss

(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 humedad sea del 90 % o mayor, su gravedad específica puede ser tomada como 1,0 sin cometer mucho error. El volumen de lodo, calculado a partir de su contenido de sólido y % de humedad es,

V

Ws § 100 P · ¨ ¸ ȡW S © 100 ¹

V: volumen de lodo, m3. P: contenido de humedad, %. U w: densidad del agua, kgm-3. 286

(9.3)

Manejo de Lodos

A los efectos prácticos puede asumirse sin mucho error, que la densidad del agua 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 se desee calcular el flujo de lodo, Qs (m3d-1), si el término Ws está dado como flujo másico (kgd-1).

9.3. LODOS PRIMARIOS Y SECUNDARIOS. CRITERIOS DE ESTIMACIÓN Siempre que no se disponga de toda la información necesaria para el cálculo preciso de los lodos en un sistema dado, se hace necesario acudir a métodos de cálculo aproximados. La producción de sólidos en los sedimentadores primarios y secundarios puede estimarse de manera aproximada utilizando las siguientes ecuaciones, Ws = Wsp + Wss (9.4) -1 Ws: producción total de sólido seco, kgd . 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, (9.5) Wsp = f · SS · Q · 10-3 -1 SS: sólidos suspendidos en el agua sin sedimentar, mg L . 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 (9.6) :VV IµÂ'%2Â4· 10-3 DBO: concentración en el agua residual que entra a la unidad de tratamiento secundario, mg L-1. Iµ: fracción de la DBO aplicada que aparece como exceso de lodo en la unidad de tratamiento secundario. El cálculo estimado se basa, fundamentalmente, en la experiencia de trabajo que se tenga con cada residual en particular, estando la mayor variación en la IUDFFLRQHVI\IµSDUDORVUHVLGXDOHVLQGXVWULDOHV Para residuales domésticos: f = 0,4; Iµ Para residuales industriales f depende de los sólidos sedimentables. Para residuales domésticos: Filtros percoladores

de baja velocidad de alta velocidad 287

Iµ Iµ


Lodo activado

aeración extendida convencional

Para residuales industriales: Lodo activado convencional papel azucarero cervecería tenería

Iµ Iµ Iµa Iµa Iµa Iµa

Ejemplo 9.1 Una industria del papel arroja diariamente 3000 m3 de un agua residual con una DBO de 300 mg L-1 y una concentración de sólidos suspendidos de 270 mg L-1 . Para el tratamiento de esos residuales está concebido una sedimentación 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 concentración 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

Qsp

Qsp

Wsp § 100 P · ¨ ¸ ȡW S © 100 ¹

526,5 8,77 m3 d-1 0,06 1000 1

:VV IµÂ'%2Â4 · 10-3 = 0,55 · 300 · 0,35 · 3000 · 10-3VHDVXPLyIµ = 173,25 kg d-1

Q ss

Qss

Wss § 100 P · ¨ ¸ ȡW S © 100 ¹

173,25 11,55 m3d-1 0,015 1000 1 288

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: %peso

699 ,75 100 x 20 ,32 1000

3,4 %

Flujo de lodo espesado a extraer

Qs

699,75 7 ,77 m3d-1 0,09 1000 1

Observe que un aumento en la concentración de sólidos por espesamiento del 3,4 % al 9 %, da lugar a una disminución en el volumen de lodos a manipular de 20,32 a 2,77 m3 d-1. La variación de la concentración de sólidos que puede obtenerse en una secuencia de tratamiento se muestra a continuación. Tabla 9.1. Secuencia de tratamiento

Conc. Sólidos (%)

sedimentación espesamiento deshidratación 0,5 ± 6,0 20 ± 12,0 18,0 ± 50,0

Los lodos primarios y los inorgánicos, generalmente tienen una mayor concentración en cada una de las etapas de la secuencia de tratamiento que los obtenidos de la coagulación mediante aluminio o la de aquellos que proceden de lodos activados. Los procesos que normalmente se utilizan en la secuencia de deshidratación dependen de: ± Naturaleza y características del lodo. ± Método que se aplicará en la disposición final.

289


El espesamiento por gravedad y por flotación, la filtración al vacío o por presión, el tratamiento mediante calor, y el secado en lechos al aire libre, son algunos de los tratamientos que hoy día se utilizan para disminuir el contenido de agua de los lodos. En los países en desarrollo los procesos más comúnmente empleados son el espesamiento por gravedad y los lechos de secado debido a su relativo bajo costo de inversión, operación y mantenimiento. No obstante en ocasiones los volúmenes de lodos son tales que se hace necesario acudir a los procesos más intensivos y tecnológicamente más complejos.

9.4. ESPESAMIENTO POR GRAVEDAD Los principios que rigen este proceso así como los elementos fundamentales que facilitan el diseño y operación de los espesadores pueden ser tratados con más detalle. Sin embargo, aquí se dan algunos elementos de carácter práctico para el trabajo más cotidiano. Debe tenerse presente que los espesadores se diseñan sobre la base del área unitaria m2kg-1d-1, mediante la relación del área superficial con los sólidos que entran y salen del espesador. La carga másica de lodo, kgm-2d-1 recomendada para el trabajo de los espesadores varía con la facilidad que posea el lodo de perder el agua, y puede variar 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 los espesadores varía entre 15 y 40 m3m-2d-1. Cargas superficiales menores pueden tener como consecuencia malos olores al producirse condiciones sépticas. En tales casos es recomendable el empleo de agua de dilución para aumentar el flujo por unidad de área. En los espesadores continuos es usual dejar una capa de lodo en el fondo del mismo para propiciar el aumento de su concentración. Normalmente el tiempo de 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 dividiendo el volumen ocupado por el manto de lodo en el espesador, entre el flujo diario de lodo extraído. Ejemplo 9.2 El lodo primario que se obtiene en una planta de tratamiento de aguas residuales 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 de lodo de 50 kgm-2d-1. 290

Manejo de Lodos

Considere además que en el sobrenadante sale 5 % de los sólidos que entran al espesador y que los lodos de fondo tienen una concentración de 8 %. Determine el agua de dilución que se necesita adicionar para obtener una carga 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

720 14,4 m2 50

A Diámetro = D

§ 14 ,4 4 · D ¨ ¸ © ʌ ¹

0 ,5

4,28 m

Volumen de lodo espesado = V (ec. 9.3)

720 0,95 8,55 8,55 0,08 1000 1

V

m3 d-1 Flujo por unidad de área = q q

16 1,11 14,4

m3 m-2 d-1 El flujo de agua suplementario que se necesita para lograr una carga superficial de 15 m3m-2d-1 será, ± Â P3d-1 Si el manto de lodo espesado tiene una profundidad de 1,25 m, estime el tiempo de retención de los lodos en el espesador, ș

1,25 14,4 8,55

2 ,1 d

9.5. LECHOS DE SECADO El 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 especializado. Se utiliza fundamentalmente en plantas pequeñas de tratamiento de albañales y para algunos residuales industriales. 291


El secado en los lechos se produce a través de los procesos de percolación y evaporación. Por esta razón su diseño y empleo está influido por las condiciones climáticas prevalecientes. La fracción de agua que se elimina por percolación varía de 0,2 a 0,5 en dependencia el contenido inicial de sólidos y de sus características, así como de la radiación solar que incide sobre el mismo. En el tema no se insistirá en el diseño empírico de los lechos de secado. No obstante, a continuación se resumen algunos criterios que mejor se ajustan al diseño de estos dispositivos en países que reciben una buena radiación solar durante la mayor parte del año. Tabla 9.2. Parámetros empíricos para el diseño de lechos de secado

Tipo de lodo digerido Primario Primario y filtro percolador Primario y lodo activado Lodo de precipitación química

Área m2 (persona)-1 0,040 0,044 0,112 0,076

Cuando los lodos a secar proceden de un tratamiento de residuales industriales es recomendable, siempre que se pueda, realizar pruebas de secado de los mismos antes de proceder a diseñar con criterios que quizás no se ajustan a un caso particular. Swanwick1,2 ha desarrollado una metodología para el estudio de la deshidratación 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 aproximadamente de 30 a 45 cm. 3. Permita el drenaje del agua durante un periodo entre 12 y 48 horas, dependiendo 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 alcance el valor deseado. 6. Determine la humedad. La diferencia entre el valor obtenido aquí y en el paso 4 es el agua a evaporar. 7. Infórmese de la evaporación y el régimen de lluvia anual de la zona a partir de datos meteorológicos. 8. Se acepta que la evaporación que ocurre en el lodo húmedo es 75 % de la que ocurre en el agua así como que 43 % del agua de lluvia es drenada y 75 % restante se evapora. 292

Manejo de Lodos

9. Calcule, mes a mes, la evaporación acumulativa multiplicada por el factor 0,75. Grafique este resultad en función del tiempo. Haga lo mismo 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, el tiempo 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 cualquier método que se utilice, se produce un volumen dado de agua que es preciso conocer. Esta agua no siempre está libre de sólidos. Si se trata de un espesador por gravedad operando en óptimas condiciones, el líquido claro obtenido puede contener entre 5 y 10 % de los sólidos iniciales del lodo. Con otros procedimientos el contenido de sólidos puede ser mayor o menor. El volumen de agua producida puede calcularse como sigue: Se sabe que,

Cw Ww

Cs Ws

(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,

100 Cs Ww

Cs Ws

(9.8)

De aquí,

§ 100 · Ww ¨ 1¸ Ws © Cs ¹ Si se acepta que la densidad del agua es 1000 kg m-3, Vw = Ww · 10-3 donde: Vw: volumen de agua, m3.

293

(9.9)

(9.10)


Por tanto § 100 · Vw ¨ 1¸ Ws 10 3 © Cs ¹

(9.11)

El agua que está asociada al cambio de concentración de un lodo desde (Cs)1 a (Cs) 2 es:

Vw

1 § 1 1 ¨¨ (Cs)2 10 © (Cs)1

· ¸¸ Ws ¹

(9.12)

Ejemplo 9.3 100 m3 d-1 de un lodo con un contenido de sólidos del 5 % es deshidratado por diversos tratamientos hasta alcanzar 20 %. Determine el volumen de líquido claro producido. (Cs)1 = 5 % (Cs)2 = 20 % Ws = 100 · 50000 · 10-3 = 5000 kg d-1 Aplicando la ecuación 9.12,

Vw

1 §1 1 · ¨¨ ¸¸ 5000 10 © 5 20 ¹ Vw = 75 m3 d-1

Notas bibliográficas 1 SWANWICK, J.D.: Advances in Water Pollution Research, vol. II, Pergamon Press, N.Y., 1963. 2 _____________ : Water Poll. Research, +HU 0DMHVW\¶V 6WDFLRQDU\ 2IILFH London, 1966.

294

ANEXOS

ANEXO 1

VOLÚMENES MÍNIMOS DE MUESTRAS Y CRITERIOS PARA SU CONSERVACIÓN

Parámetro

Aceites y grasas Acidez Alcalinidad DBO DQO Carbono orgánico, total Nitrato Nitrito Amoniaco N-org Fosfato Oxígeno disuelto pH

Volumen Tiempo Conservación mínimo de máximo de muestra, mL conservación 28 d 1000 añadir H2SO4 hasta pH 2 y refrigerar refrigerar 24 h 100 refrigerar 24 h 200 refrigerar 6h 1000 7d 100 añadir H2SO4 hasta pH 2 y refrigerar refrigerar y añadir HCl 7d 100 hasta pH 2 48 h 100 refrigerar 12 h 100 refrigerar 7d 500 Añadir H2SO4 hasta pH 2 y refrigerar 7d 500 añadir H2SO4 hasta pH 2 y refrigerar 48 h 100 refrigerar Analizar inmediatamente 300 Analizar inmediatamente

297

ANEXO 2

DISTRIBUCIÓN NORMAL ACUMULATIVA

N 0,00 0,05 0,10 0,15 0,20 0,25 0,30 0,35 0,40 0,45 0,50

P(X) 0,5000 0,5160 0,5398 0,5596 0,5793 0,5987 0,6179 0,6368 0,6554 0,6736 0,6915

N 0,55 0,60 0,65 0,70 0,75 0,80 0,85 0,90 0,95 1,00

P(X) 0,7088 0,7257 0,7422 0,7580 0,7734 0,7881 0,8023 0,8159 0,8289 0,8413

298

N 1,05 1,10 1,15 1,20 1,25 1,30 1,35 1,40 1,45 1,50

P(X) 0,8531 0,8643 0,8749 0,8849 0,8944 0,9032 0,9115 0,9192 0,9265 0,9332

Procesos para el tratamiento biológico de aguas residuales industriales - Carlos M. Gutiérrez

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