Tratamiento Biológico de Residuales Ferrer y Secco
Tratamiento Biológico de Residuales Ferrer y Secco
Tratamiento Biológico de Residuales Ferrer y Secco
1.1. Introduccin.
Los tratamientos biolgicos tuvieron en un principio como objeto la eliminacin de la
materia orgnica de las aguas residuales. Posteriormente se les ha ido dando otros usos como
son: la oxidacin del nitrgeno amoniacal (nitrificacin), la eliminacin del nitrgeno de las
aguas residuales mediante la conversin de las formas oxidadas en N2 (desnitrificacin) o la
eliminacin de fsforo.
En todo este tipo de procesos se utilizan reacciones asociadas a los organismos vivos.
Los microorganismos crecen utilizando los contaminantes del agua como fuente de carbono
y/o como fuente de energa, convirtindolos en nuevos microorganismos (biomasa), dixido
de carbono y otros compuestos inocuos. La fuente de carbono y/o energa se denomina
sustrato, por lo que en estos tratamientos la eliminacin de contaminantes se conoce como
consumo de sustrato. Los procesos de crecimiento de biomasa y de consumo de sustrato estn
totalmente relacionados, denominndose rendimiento a la cantidad de biomasa generada por
unidad de sustrato eliminado.
Los tratamientos biolgicos se prestan a diversas clasificaciones. Cabe distinguir entre
dos tipos claramente diferenciados:
1. Procesos biolgicos de cultivo en suspensin.
2. Procesos biolgicos de soporte slido.
En todos estos procesos es preciso retener en el sistema la biomasa creada con objeto
de que se produzca el proceso. En los de cultivo en suspensin se suele recurrir a una
decantacin y recirculacin de la biomasa, mientras que en los de soporte slido la retencin
de la misma queda asegurada por las caractersticas del propio proceso.
Los sistemas ms caractersticos de los primeros son los fangos activados, las lagunas
aireadas, y el lagunaje. Entre los segundos se encuentran los filtros percoladores, los biodiscos y los lechos de turba.
Las reacciones de oxidacin del sustrato, por una parte suministran electrones a los
transportadores de electrones transformando las formas oxidadas (NAD, nicotinamnadenn-dinucletido) en las correspondientes formas reducidas (NADH2). Estas formas
reducidas aportan los electrones necesarios en el proceso de sntesis celular.
Por otra parte, cuando los electrones suministrados en las reacciones de oxidacin del
sustrato pasan, a travs de la cadena de transporte de electrones, al aceptor final de electrones,
se genera una gran cantidad de energa en forma de ATP (adenosn-trifosfato) que es utilizada
en las reacciones de biosntesis.
En funcin de la fuente de carbono y del dador de electrones utilizados se clasifican
en auttrofos y hetertrofos. Son auttrofos aquellos organismos capaces de sintetizar materia
orgnica a partir de las sustancias minerales (fuente de carbono el CO2 y utilizan como dador
de electrones, materia inorgnica como NH4+ y NO2-). Los organismos hetertrofos son
aquellos que precisan de la materia orgnica para su desarrollo y mantenimiento (fuente de
carbono y dador de electrones, la materia orgnica).
En funcin del tipo de aceptor de electrones se clasifican en aerobios, anaerobios y
facultativos. Los denominados aerobios slo utilizan oxgeno. Los anaerobios slo pueden
crecer en ausencia de oxgeno molecular y, los facultativos utilizan oxgeno cuando est
presente pero pueden utilizar otro aceptor de electrones cuando no lo est. Dentro de este
ltimo grupo cabe destacar las bacterias desnitrificantes que reducen el nitrato a nitrgeno
molecular.
1.2.2. Bacterias.
Hay tanto formas auttrofas como hetertrofas. Estas ltimas utilizan para su
crecimiento compuestos orgnicos solubles.
En los sistemas biolgicos de depuracin intervienen en mltiples procesos. Entre
ellos, el ms importante es el de la eliminacin de la materia orgnica por la va aerobia
(oxidacin y sntesis de nuevos materiales orgnicos en forma de material celular). Pero
tambin intervienen en los procesos de descomposicin anaerobia, as como en los de
desnitrificacin, nitrificacin y acumulacin de fsforo en sistemas de eliminacin de
nutrientes en plantas de fangos activados.
bacterias contribuyen a dar fuerza al flculo frente a los esfuerzos cortantes de los equipos de
aireacin, en grandes cantidades mantienen los flculos alejados unos de otros, dificultando
la sedimentacin. Hay otro tipo de bacterias problemticas que provocan la aparicin de
grandes cantidades de espumas en el reactor biolgico y en el decantador. Aproximadamente
son 20 los organismos filamentosos diferentes que aparecen con frecuencia en los procesos
de fangos activados. En la Figura 2 se muestran fotografas de la observacin al microscopio
de algunos de los tipos ms comunes de bacterias filamentosas en las plantas de tratamiento
de aguas residuales.
1.2.3. Protozoos.
Son microorganismos hetertrofos. La mayora de los protozoos viven libremente en
la naturaleza, aunque algunas especies son parsitas, viviendo en un organismo husped, que
puede variar desde algas hasta seres humanos. La mayora son aerobios o anaerobios facultativos, aunque se han encontrado algunos tipos anaerobios.
a)
b)
c)
d)
de materia orgnica superiores a las presentes en las aguas de vertido, al suplir los dficits
de nitrgeno existentes en las aguas residuales urbanas con nitrgeno atmosfrico.
1.2.6. Rotferos.
Son organismos aerobios y multicelulares cuya extremidad anterior est modificada
en un rgano ciliado, el aparato rotador, que utilizan para la captura de alimentos y el movimiento. En los sistemas de fangos activados constituyen normalmente, junto a los nemtodos,
la cima de la pirmide trfica; ejerciendo una accin predadora sobre el resto de los
organismos que existen en el medio (Figura 4).
hidrlisis
Materia fcilmente biodegradable
Crecimiento biolgico
Biomasa
DECAY
Materia inerte (Debris)
Figura 5.- Transformaciones biolgicas en plantas de tratamiento.
Desde el punto de vista ingenieril es conveniente la utilizacin de modelos
simplificados ya que son ms fciles de aplicar. En el caso de la desaparicin de biomasa,
proceso que engloba un gran nmero de interacciones, existen dos formas aproximadas de
abordar su modelacin: el modelo de lisis-recrecimiento y el modelo tradicional (que es el
que se utilizar en este desarrollo).
En el modelo de lisis-recrecimiento toda la biomasa puede sufrir el proceso de lisis,
aunque a velocidades diferentes segn el tipo de organismo, dando lugar a materia orgnica
particulada hidrolizable y un residuo inerte, debris. La materia orgnica particulada es
hidrolizada a materia orgnica soluble que es utilizada por la biomasa activa para nuevo
crecimiento. En la Figura 5 se incluye una representacin esquemtica de este modelo.
En el modelo tradicional (ms simple que el anterior) la biomasa activa es destruida
7
como resultado del decay y los electrones cedidos en la oxidacin del carbono a dixido de
carbono pasan al aceptor de electrones. La biomasa no es totalmente oxidada quedando una
fraccin como debris. Este debris se va acumulando en el fango disminuyendo la fraccin
activa de la biomasa. La ecuacin que representa el proceso viene dada por:
(1)
Reaccin exotrmica
Productos
finales
Materia
Respiracin
endgena
Energa
orgnica
Nutrientes
Sntesis celular
Materia
celular
Residuo
orgnico
Materia
inorgnica
oxidada
Materia
inorgnica
reducida
Energa
CO2
Sntesis
celular
Residuo
orgnico
Nutrientes
Figura 7.- Representacin
quimiosinttico.
esquemtica
del
metabolismo
bacteriano
auttrofo
NH 4+ + CO 2 + O 2 + HCO 3
Auttrofos
microorg. + H 2 O + NO 3 + H +
(2)
Residuos
finales
Materia
orgnica
(1-fD) b
Y
Materia
celular
fD b
Residuo
inerte
(3)
Los pesos moleculares de los reactantes son 113 y 160 respectivamente y se obtiene:
X
160
g DQO
=
= 1.42
SSVmicroorg. 113
g SSV
(4)
11
rX = X
(5)
donde:
rx
= velocidad de crecimiento de los microorganismos, ML-3T-1
12
= m
S
Ks + S
(6)
donde:
m
= velocidad mxima especfica de crecimiento, T-1
S
= concentracin del sustrato limitante del crecimiento, ML-3
Ks
= constante de semisaturacin, concentracin de sustrato tal que la velocidad de
crecimiento es la mitad de la mxima, ML-3. Cuanto ms bajo es su valor, ms bajo es el
valor de la concentracin de sustrato para la que se aproxima a m.
Si se sustituye la ecuacin (6) en la (5), la expresin resultante para la velocidad de
crecimiento es:
rX =
m X S
Ks + S
(7)
rS = -
1
rX
Y
(8)
donde:
= velocidad de utilizacin del sustrato, ML-3T-1
rs
Y
= coeficiente de produccin mxima, definido como la relacin entre la masa de
clulas producida y la masa de sustrato consumido.
Sustituyendo la expresin (7) en (8):
rs =
- m X S
Y ( Ks + S)
(9)
La ecuacin (9) es conocida como expresin de Lawrence y Mc. Carty. Esta expresin se reduce a un modelo de primer orden al aplicarse a concentraciones bajas de sustrato,
dando lugar a un modelo de orden cero al aplicarla a la regin de concentraciones elevadas de
sustrato.
La frmula (9) se refiere a un volumen elemental, por lo que se ha de integrar en todo
el volumen de reaccin.
1.4.3. Valores medios de los parmetros cinticos.
Los parmetros de tratamiento que se han indicado hasta aqu pueden tener unos
valores distintos que dependen de la temperatura, pH, tipo de residuos, edad del fango, etc.
Tambin se ha indicado que para su aplicacin concreta los valores a utilizar deben de
determinarse en laboratorio o planta piloto.
13
(b)
Y (a)
b(b)
m (b)
Ks (c)
0.6
0.5
0.5
0.56
0.5
0.20
0.30
0.25
0.30
0.25
4
2
2
4
1.2
10
-
0.2
0.2
0.2
0.2
0.2
0.06
0.05
0.024
0.075
0.10
0.12
0.10
0.05
K T = K 20
T - 20
(10)
donde:
KT y K20= valor del parmetro a las temperaturas T y 20 C respectivamente.
14
1.072
1.072
Tipo de reactor
Suministro de oxgeno
(En procesos aerobios)
Diagrama de flujo
Carga msica
Aerobio.
Anxico.
Anaerobio.
Flujo en pistn.
Mezcla completa.
Flujo disturbado.
Mecnicos
Naturales: Formando biomasa de algas.
Con recirculacin o sin ella. Existe un gran nmero de esquemas diferentes dentro de los procesos
especiales: oxidacin por contacto, en cmaras
separadas, etc.,
Alta carga.
Convencional.
Aireacin prolongada.
Q S0 X0
Q S X
Q So - Q S + rS V = 0
(11)
Sustituyendo rs por su valor dado por la ecuacin (9), teniendo en cuenta que el
tiempo de residencia viene dado por = V/Q y haciendo operaciones se llega a:
So - S =
m S X
Y ( K S + S)
(12)
en la que:
So y S = concentracin del sustrato limitante a la entrada y salida, en g/m3.
U=
m S
Q (So - S)
=
VX
Y ( Ks + S)
(13)
16
S0
X0
Q S0 X0
QSX
Y
[ Ks ln So + (So - S)] =
m X
S
(14)
U=
Q (So - S)
m (So - S)
=
S
VX
Y ( Ks ln o + (So - S))
S
(15)
17
QW X r + Q X e Q X o = - Y r s V - b X V
(16)
Siendo QWXr los fangos purgados del sistema, representados tambin por QX (g
DQO/da). Despreciando la concentracin de microorganismos en el agua de entrada al
proceso biolgico y en el agua clarificada, queda:
Xo = X e = 0
QX = QW Xr = - Y rs V - b X V
(17)
QX = Y V
(S0 S)
-bXV
(18)
QX
(S - S)
=Y o
- b = YU - b
VX
X
(19)
A la inversa del primer miembro VX/QX que tiene como dimensin tiempo, se le
denomina tiempo de retencin celular o edad del fango; se le representa por c y representa el
tiempo medio que una clula permanece en el proceso. Este parmetro es muy importante en
un proceso biolgico y en el proceso de fangos activados se suele tomar como criterio de
diseo.
La ecuacin (19) se expresa pues en la forma:
c = (YU - b )
-1
(20)
Una vez calculado c, el exceso de fangos que hay que purgar se determina por la
frmula:
QX =
VX
(21)
Existe un valor mnimo del tiempo de retencin celular, cM, por debajo del cual no
18
K So
- b )- 1
K s + So
(22)
Este valor establece el lmite inferior. Los valores de diseo del tiempo de retencin
celular mnimos suelen ser del orden del doble de este valor.
2.4. Fangos activados.
Tradicionalmente, se ha reservado esta denominacin para los procesos aerobios, en
suspensin lquida, y provistos de un sistema de separacin y recirculacin de fangos. Un
esquema general del sistema puede verse en la Figura 11. Sin embargo, la tendencia actual es
la inclusin dentro de este apartado tanto de los procesos de eliminacin de materia orgnica
como de nutrientes mediante sistemas de cultivo en suspensin y con recirculacin de fangos.
Los microorganismos que han de separarse del sistema para mantener un proceso
estable se denominan fangos en exceso y se pueden purgar en uno de los puntos A o B,
aunque normalmente se realiza en B. Estos fangos en exceso y los que se recirculan se
denominan "fangos activados" y contienen los microorganismos que llevan a cabo la
depuracin biolgica.
A
Influente
Decantador
Reactor
Efluente
Aire
Recirculacin
B
fue uno de los primeros mtodos empleados; para aguas muy cargadas en materia orgnica se
utilizaban tiempos de retencin mayores que los utilizados en las menos cargadas. Tambin
se utilizaron varios criterios basados en los kg de DBO5 aplicados por m3 de reactor y da
(carga volumtrica) o bien por kg de microorganismos presentes en el reactor (carga msica).
Se han desarrollado ecuaciones basadas en los conceptos de balance de masas y
cintica del crecimiento microbiano (Eckenfelder, Mc. Kinney, Lawrence y Mc. Carty, entre
otros), que se utilizarn a lo largo de este desarrollo.
A lo largo de estos ltimos aos se han diseado las plantas haciendo uso de las
ecuaciones anteriormente indicadas, pero sin olvidar ciertos valores o parmetros que tienen
su base en la experiencia del proyecto y explotacin de numerosas plantas que han funcionado correctamente. Actualmente los criterios de diseo ms utilizados son los que se basan
en el control de la carga msica y del tiempo de retencin celular.
2.4.1. Estructura y dinmica de las poblaciones en los sistemas de fangos activados.
2.4.1.1. Proceso de formacin y maduracin de los flculos.
La naturaleza de las aguas residuales tratadas determinan los tipos de microorganismos que se desarrollan. Las bacterias se multiplican rpidamente y al principio estn libres en
el lquido, pero ms tarde se aglutinan para formar el ncleo del flculo. La mayor o menor
tendencia a flocular es diferente para las distintas especies.
El flculo puede aumentar su tamao por la multiplicacin de las bacterias que hay en
l, y por la adicin de materia muerta o viva desde la fase lquida. Durante su desarrollo el
flculo es colonizado por organismos consumidores de bacterias como los protozoos
ciliados, nemtodos y rotferos. Por tanto un flculo maduro puede considerarse como un
microcosmos, cuya poblacin est en un equilibrio dinmico sensible a las condiciones
ambientales entre las que se incluyen la composicin de los residuos.
Conforme el flculo crece y aumenta su edad, aumentan las clulas muertas y los
slidos inertes acumulados. Aunque el flculo viejo es capaz de adsorber sustancias, la oxidacin biolgica es posible nicamente para las clulas vivas, producindose una disminucin
de la actividad general del flculo con la edad. Al aumentar su tamao, la difusin de los
nutrientes y el oxgeno a las bacterias individuales y la salida de sus excretas se hace cada vez
ms difcil. Por tanto en un cultivo microbiano, cada flculo puede considerarse que pasa a
travs de diferentes fases de crecimiento alcanzando la madurez y posteriormente la decadencia cambiando su estructura y actividad, ambas significativas en el proceso de depuracin.
2.4.1.2. Dinmica de las poblaciones.
En los sistemas de fangos activados, con las aguas residuales son introducidas muchas
especies diferentes de organismos. Muchas de ellas encuentran all un medio inadecuado y,
como consecuencia de ello mueren; otras en cambio, al ser favorables para ellas las
condiciones del medio, persisten y se multiplican. La composicin especfica de los fangos
activados estar determinada por la velocidad relativa de crecimiento de las especies, la disponibilidad de alimento en competicin con otras especies del mismo nivel trfico y el efecto
de la predacin de los organismos de niveles trficos ms altos. Aparte de estos factores, las
condiciones fsicas y qumicas de la planta son tambin importantes en la determinacin de la
20
en las plantas de fangos activados es la prdida continua de organismos debido a las salidas
con el efluente y las descargas del exceso de fangos. Los organismos como los ciliados
pertricos ligados al flculo o los ciliados hyptricos asociados con la superficie del flculo,
es menos probable que sean eliminados del sistema junto con el efluente que los ciliados que
nadan libremente. Por tanto la capacidad de una especie de protozoos para establecerse y
mantenerse en el sistema depende del nicho fsico (espacial) que ocupa. En la prctica,
aunque las bacterias son las principales responsables de la depuracin, los protozoos predadores juegan un papel secundario pero significativo en la produccin de efluentes clarificados.
2.4.1.3. Estructura de los flculos.
Las bacterias para ser retenidas en una planta tienen que ser capaces de formar un
flculo discreto sedimentable o ser atrapadas dentro de l. El flculo puede considerarse en
principio formado como resultado combinado de la actividad biolgica y de las fuerzas
fsicas.
Las bacterias en los fangos activados son consideradas biocoloides hidroflicos. Se
considera que la floculacin de las bacterias est causada por polielectrolitos de origen natural (cidos hmicos) o sustancias excretadas en la superficie celular de las bacterias (complejos de polisacridos y glucoprotenas). Estos polmeros extracelulares son segregados por
las denominadas bacterias formadoras de flculos.
Por lo tanto los flculos de fangos activados estn formados por microorganismos,
partculas orgnicas e inorgnicas del agua residual influente y polmeros extracelulares que
juegan un papel importante en la biofloculacin del fango activado.
En el flculo de fangos activados se pueden considerar dos niveles de estructura: la
microestructura y la macroestructura.
La microestructura del flculo es conferida por los procesos de agregacin y
biofloculacin. Constituye la base de la formacin del flculo, y da lugar a la formacin de
flculos normalmente pequeos (menores de 75 m) esfricos y compactos, aunque dbiles y
fcilmente afectados por la turbulencia del reactor.
La macroestructura del flculo es proporcionada por microorganismos filamentosos. Estos
organismos forman una red sobre la cual se fijan los flculos, originando flculos grandes,
fuertes y resistentes a las turbulencias del reactor. Los flculos grandes conteniendo
organismos filamentosos suelen ser de forma irregular, en vez de tener la forma esfrica
tpica de los flculos sin presencia de organismos filamentosos, ya que crecen en la misma
direccin que la red.
En funcin del nivel de bacterias filamentosas pueden distinguirse tres tipos de
flculos:
Flculo ideal. Cuando la proporcin de bacterias formadoras de flculos y bacterias
filamentosas es la correcta se formarn flculos compactos, densos y grandes que
sedimentarn fcilmente en el decantador secundario dando lugar a un fango concentrado y
un sobrenadante limpio (Figura 12a).
22
a)
b)
c)
a)
b)
c)
d)
- Baja carga msica o elevada edad del fango (M. Parvicella (Figura 13a), tipos 1851, 0041,
0092)
- Baja concentracin de oxgeno disuelto (M. parvicella, S. Natans (Figura 13b), H.
Hydrossis)
- Concentracin de S= , aguas spticas, (Thiothrix s.p.(Figura 13c), Beggiatoa, tipos 021N,
0914). Estas bacterias pueden obtener energa de la oxidacin de sulfuro de hidrgeno, lo
que les confiere ventaja frente a otras.
- Dficit de nutrientes (N y/o P) (S. Natans, Thiothrix s.p., tipo 021N)
- Bajo pH (hongos)
- Atrapamiento de espumas en la superficie y recirculacin de espumas (Nocardia s.p.
(Figura 13d) y M. Parvicella
2.4.1.6. Selectores.
En general los sistemas de fangos activados de mezcla completa con alimentacin
continua dan lugar a fangos con peores caractersticas de sedimentabilidad que los sistemas
de alimentacin discontinua o con tanques compartimentados en los que el fango recirculado
entra en contacto con una elevada concentracin de materia orgnica. Adems, si la zona
donde tiene lugar la mezcla del agua influente con el fango recirculado est aireada, el fango
sedimentar peor que si la concentracin de oxgeno disuelto en esta zona es cero. Esto ha
dado lugar al desarrollo de nuevas estrategias para el control de los problemas de bulking:
utilizacin de tanques de flujo de pistn, alimentacin discontinua, compartimentar los
tanques de aireacin o la utilizacin de un pequeo tanque donde se produce la mezcla del
fango recirculado con el influente. Esta ltima alternativa es la que se conoce como selector.
Carga (g/hab./da)
% Soluble
DQO
140
40
DBO5
70
40
NKT
10
65
Ptotal
2.5
65
SS(a)
80
--
Tabla 5.- PORCENTAJE DE ELIMINACIN DE SS EN LA DECANTACIN PRIMARIA, AGUAS RESIDUALES URBANAS. CARGA SUPERFICIAL DE 30 m3/m2.d.
26
tr (h)
1
2
3
4
5
% Eliminacin SS
43
55
65
66
67
Por lo que respecta a los fangos activados se ha de tener en cuenta que estos procesos
suceden normalmente a un tratamiento primario y, por lo tanto, se ha de calcular previamente
los contaminantes eliminados en ste, lo que se realiza a partir de los porcentajes de
eliminacin alcanzados para los distintos parmetros. La Tabla 5 muestra la eliminacin de
SS esperada en la decantacin primaria de aguas residuales urbanas, para un valor de la carga
superficial de 30 m3/m2/d y distintos tiempos de residencia. Asociada a la eliminacin de SS
se produce la eliminacin de la materia orgnica, N y P presentes en esos slidos
suspendidos.
2.4.2.2. Carga msica.
La carga msica es parmetro que trata de representar la relacin existente entre la
carga orgnica alimentada al reactor y los microorganismos presentes en l (F/M
food/microorganisms). Dada la dificultad de cuantificar los microorganismos, suele definirse
como:
Cm =
kg DBO5 entrantes
Q S0
=
kg SSV en el reactor da V X SSV
(23)
o incluso, a veces se refiere este parmetro a los SST en el reactor (en vez de los SSV), ya
que stos son ms fciles de determinar que los voltiles. Por ello es muy importante al
hablar de la carga msica establecer a qu concentracin de slidos est referida.
La experiencia ha demostrado que los valores de Cm estn relacionados con la
sedimentabilidad del fango, es ms, slo para algunos valores de este parmetro puede
obtenerse un fango fcilmente sedimentable.
Para caracterizar la sedimentabilidad del fango se suele utilizar el ndice volumtrico
del fango (IVF), que se define como el volumen en mL ocupado por 1 g de fango seco despus de decantar media hora.
Para obtener una buena decantacin este ndice ha de tener un valor prximo a 100 o
inferior. Para aguas residuales urbanas tpicas, estos valores se obtienen para tres intervalos
de la carga msica, los cuales dependen a su vez de la temperatura y aparecen enumerados en
la Tabla 6.
Tabla 6.- PROCESOS DE FANGOS ACTIVADOS EN FUNCIN DE LA CARGA
MSICA PARA AGUAS RESIDUALES URBANAS TPICAS.
Proceso
T < 20 C
T = 20 C
T > 20 C
Alta carga
1.2 2.0
1.5 - 2.3
3.5 4.5
Convencional
0.15 0.40
0.20 - 0.45
0.25 - 0.60
Oxidacin total
0.07
0.10
0.12
ET =
So - S
So
(24)
Sin embargo la eficiencia real, o total del tratamiento se calcula como sigue:
So - D
So
28
(25)
en la que D es la DQO total que escapa del decantador que incluye tanto S como la materia
orgnica asociada a los microorganismos y otros slidos suspendidos voltiles efluentes.
2.4.3. Reactores de mezcla completa.
2.4.3.1. Hiptesis de clculo y notaciones.
En los clculos de procesos con reactor de mezcla completa se utilizar el esquema
mostrado en la Figura 15 y las notaciones que se detallan a continuacin.
Los significados de las variables son los siguientes:
Q
= Caudal influente, m3/da.
Qr
= r Q = Caudal recirculado, m3/da.
QW
= Caudal purgado (fangos en exceso), m3/da.
V
= Volumen del reactor, m3.
ST0
= DQO total biodegradable en el caudal influente, g/m3.
= DQO soluble biodegradable en el reactor y efluente del mismo, g/m3.
SS
XI0
= DQO suspendida inerte en el caudal influente, g/m3.
XH
= Microorganismos hetertrofos en el reactor y efluente del mismo, g DQO/m3.
XHI
= Biomasa inerte procedente de los microorganismos hetertrofos muertos expresados
como DQO, g/m3.
XHe = Microorganismos hetertrofos en el efluente, g DQO/m3.
XH0 = Microorganismos hetertrofos en el caudal influente, g DQO/m3.
XT
= SST en el reactor y efluente del mismo, g/m3.
XTr
= SST en la recirculacin, g/m3.
XSSV = Slidos suspendidos voltiles en el reactor, g/m3.
XSSVNB = Slidos suspendidos voltiles no biodegradables, g/m3.
XSSNV = Slidos suspendidos no voltiles en el reactor, g/m3.
XSST = Slidos suspendidos totales en el reactor, g/m3.
Reactor
Entrada
Q ST0 XH0
V
XH
SS
Decantacin
Qr + Q
Q - Qw
SS
XHe SS
Qr = r Q
XTr SS
Qw
Recirculacin
Purga de fangos
XTr SS
Efluente
c =
V X SST
V X SSV
V XH
V X HI
=
=
=
Q X SST
Q X SSV Q X H Q X HI
(26)
Balance de sustrato:
Q (STo - S S )
mH S S
=
V XH
YH ( K s + S S )
(27)
Balance de microorganismos:
Produccin de biomasa hetertrofa activa:
Q X H =
V XH
= Q YH ( ST0 - S S ) - b H V X H
c
(28)
QX HI =
V X HI
= f DH b H V X H
c
(29)
(30)
Produccin de fangos totales expresados en SST: vienen dados por la biomasa generada en el
proceso (activa y debris) ms los slidos suspendidos no voltiles y los voltiles no biodegradables que entran al reactor.
(31)
siendo:
iTSSXI : factor de conversin de DQO inerte a SST.
iTSSBM : factor de conversin de biomasa expresada como DQO a SST.
2.4.3.3. Parmetros cinticos.
Parmetro
Base
Expresin
mH
4 1.072(T-20) OD/(0.2+OD)
YH
0.60
bH
d-1
0.2 1.072(T-20)
KS
g DQO/m3
10
-1
= das.
= concentracin de SST en el reactor, g/m3.
Se suponen conocidos mH, YH, Ks, bH y las caractersticas del agua residual a tratar.
Se pretende calcular:
SS
= DQO soluble del efluente, g/m3.
XH, XHI= microorganismos hetertrofos activos e inertes en el reactor, g/m3.
QX = produccin de microorganismos, g/da.
QXSST= fangos totales producidos, g/da.
CmT = Carga msica, kg DBO5/kg SST/da.
V
= volumen del reactor, m3.
r
= relacin de recirculacin.
MOH = necesidades de oxgeno, g/da.
DQO biodegradable soluble en el efluente.
Despejando el producto VXH de las ecuaciones (27) y (28), e igualando los dos
trminos de la derecha de las dos expresiones obtenidas, es posible obtener una expresin de
SS en funcin de dicho tiempo de retencin y de los parmetros cinticos.
SS =
K S ( c1 + b H )
(32)
mH ( c1 + b H )
Biomasa producida:
Q YH (S T 0 S S )
(33)
c1 + b H
32
QX = QX H + QX HI =
V XH
+ f DH b H V X H
c
(34)
CmT =
Q STo f
V XSST
Q STo f
(35)
c Q XSST
Q XSST c
X SST
(36)
Microorganismos en el reactor:
Q X HI c
V
(37)
DQO: viene dada por la suma de la DQO soluble biodegradable efluente, la soluble no
biodegradable y la suspendida asociada a los slidos suspendidos que se escapan del
decantador secundario (SSefl).
S T = S S + S I 0 + SS efl
QX T
QX SST
(38)
33
DBO5: si se conoce la relacin f entre DBO5 y DBOL, es posible estimar la DBO5 efluente del
tratamiento, mediante la expresin:
S TDBO5 = SS f + SSefl
QX H f
QX SST
(39)
Relacin de recirculacin:
Q
XSST
XTr Q r
Balance de masas:
Produccin de SST = SST Salientes - SST Entrantes
(40)
X SST
X Tr - X SST
(41)
El valor de XTr que figura en (41) son los SST que se obtienen del decantador
secundario. La concentracin de los mismos depende de la forma en que se lleve la explotacin de la planta (forma de extraccin peridica o continua, etc) o bien de la sedimentabilidad
de los mismos. Suponiendo una buena sedimentabilidad, la concentracin de SST puede estimarse en unos 8000 mg/L.
Necesidades de oxgeno:
MO H = Q (STo - SS ) (QX H + QX HI )
(42)
mximas de O2.
Requisitos de nutrientes:
Nitrgeno : 0.087 Q X + Q
g/da
(43)
g/da
(44)
Una vez calculado el volumen de reaccin necesario, las dimensiones de los tanques
vienen fijadas por el sistema de aireacin que se desea utilizar.
Respecto del calado deben tenerse en cuenta las siguientes recomendaciones:
- Aireadores superficiales: De 3 a 5 m. Segn el modelo presentan distinto alcance en
profundidad.
- Difusores: De 3 a 6 m. Presentan mayor eficacia en la transferencia de oxgeno a mayor
calado, aunque aumenta el consumo energtico.
Respecto de las dimensiones en planta, hay que tener en cuenta que los aireadores
superficiales siempre estarn en el centro de un cuadrado, mientras que los tanques que
utilizan difusores admiten en principio cualquier forma, aunque se suelen construir con forma
rectangular.
2.4.4. Reactores de flujo en pistn.
Oxgeno
aportado
t= l/v
Figura 17.- Distribucin de la demanda de O2 en un reactor de flujo en pistn.
36
Oxgeno
requerido
t = l/v
(45)
3
O2 NO2 - + 2 H + + H 2 O
2
Reaccin 2 fase:
Nitrobacter
1
NO2 + O2 NO3
2
(46)
Reaccin total:
+
+
NH 4 + 2 O2 NO3 + 2 H + H 2 O
(47)
4 CO 2 + HCO 3 - + NH 4 + + H 2 O C5 H 7 NO 2 + 5 O 2
(48)
Como reaccin global del proceso de conversin auttrofa del in amonio a nitrato, se
ha propuesto la siguiente reaccin:
22 NH 4 + + 37 O 2 + 4 CO 2 + HCO 3 - C5 H 7 NO 2 + 21 NO 3 - + 20 H 2 O + 42 H +
38
(49)
- mA S NH X A
(50)
Y A ( K NH + S NH )
donde:
rNH
= velocidad de utilizacin de amonio, g N- NH4+/m3 d.
mA = velocidad de crecimiento especfico de bacterias auttrofas, d-1.
YA
= coeficiente de produccin mxima, definido como masa de microorganismos
auttrofos formados por masa de amonio oxidado, g/g N-NH4+.
KN
= constante de semisaturacin, g N-NH4+/m3.
SNH = concentracin de NKT soluble, g DQO/m3.
XA
= microorganismos auttrofos, g DQO/m3.
Para el caso de reactores de mezcla completa, las ecuaciones obtenidas son:
Tiempo de retencin celular:
c =
V X SST
V X SSV
V XA
V X AI
=
=
=
Q X SST
Q X SSV Q X A Q X AI
(51)
donde:
Q XA = produccin de biomasa auttrofa activa, g DQO/d.
Q XAI = produccin de biomasa auttrofa inerte, g DQO/d.
Balance de sustrato:
39
Q ( NH T 0 S NH ) =
mN S NH V X A
+ 0.087 QX
Y A ( K NH + S NH )
(52)
(53)
Balance de microorganismos:
V XA
= YA (Q ( NH T0 - S NH ) - 0.087 QX ) b A V X A
c
(54)
V X AI
= f DA b A V X A
c
(55)
donde:
bA = coeficiente de desaparicin de biomasa auttrofa , d-1.
fDA = fraccin de la materia celular auttrofa que tras su muerte queda como residuo orgnico
no biodegradable = 0.1.
Teniendo en cuenta la definicin de tiempo de retencin celular (51) y las ecuaciones
(29) y (55), la produccin total de biomasa viene dada por:
QX =
( 1 + C f DH b H ) V X H + ( 1 + C f DA b A ) V X A
C
(56)
Balance de fangos:
(57)
Produccin de fangos totales expresados en SST: biomasa activa y debris ms los slidos
suspendidos no voltiles y los voltiles no biodegradables que entran al reactor.
(58)
(59)
Para aguas residuales urbanas una detallada revisin bibliogrfica, as como una
recopilacin y anlisis de datos de estaciones depuradoras reales, han permitido establecer
como expresiones de los parmetros cinticos del proceso de nitrificacin en cultivo
suspendido las que aparecen en la Tabla 8.
Tabla 8.- EXPRESIONES DE LOS PARMETROS
NITRIFICACIN PARA AGUAS RESIDUALES URBANAS.
Parmetro
Base
DEL
DE
Expresin
mA
1.111(T-20) OD/(0.5+OD)
YA
0.24
bA
d-1
0.15 1.111(T-20)
KNH
g N-NH4+/m3
1.0
-1
PROCESO
= das.
= concentracin de SST en el reactor, g/m3.
Se suponen conocidos mH, YH, Ks, bH, , mA, YA, KNH y bA y las caractersticas del agua
residual a tratar.
Se pretende calcular:
SS
= DQO soluble del efluente, g/m3.
SNH = NKT soluble del efluente, g/m3.
XH
= microorganismos hetertrofos en el reactor, g/m3.
XA
= microorganismos auttrofos en el reactor, g/m3.
QX = produccin de biomasa activa e inerte, g/da.
QXSST= fangos totales producidos, g/da.
CmT = Carga msica, kg DBO5/kg SST/da.
V
= volumen del reactor, m3.
r
= relacin de recirculacin.
MOT = necesidades de oxgeno, g/da.
DQO biodegradable soluble en el efluente:
SS =
K S ( c1 + b H )
(32)
1
c
mH ( + b H )
K NH ( c1 + b A )
(60)
mA ( c1 + b A )
QX = QX H + QX HI =
V XH
+ f DH b H V X H
c
(34)
42
V XA =
YA (Q C ( NH T 0 S NH ) 0.087 ( 1 + C f DH b H ) V X H )
1 + 0.087 YA (1 + C f DA b A ) + C b A
(61)
V XA
+ f DA b A V X A
c
(62)
Utilizando su definicin:
CmT =
Q STo f
V XSST
Q STo f
(35)
c Q XSST
y se comprueba que est comprendido dentro del intervalo que asegura una adecuada
sedimentabilidad (Tabla 6).
Volumen del reactor:
Q X SST c
X SST
(36)
Microorganismos en el reactor:
43
X HI =
Q X HI c
V
(37)
Q X AI c
V
(63)
DQO: viene dada por la suma de la DQO soluble biodegradable efluente, la soluble no
biodegradable y la suspendida asociada a los slidos suspendidos que se escapan del
decantador secundario (SSefl).
S T = S S + S I 0 + SS efl
Q X T
QX SST
(38)
DBO5: si se conoce la relacin f entre DBO5 y DBOL, es posible estimar la DBO5 efluente del
tratamiento, mediante la expresin:
STDBO 5 = SS f + SSefl
(QX H + QX A ) f
QX SST
(64)
NKT: se calcula como la suma del NKT soluble efluente y el suspendido asociado a los
slidos suspendidos que se escapan del decantador secundario (SSefl). Se asume que el NKT
est asociado a la biomasa activa, pero no a la inerte ni a XIo.
NH T = S NH + SS efl
( Q X H + Q X A )
0.087
QX SST
(65)
NO: la concentracin de nitratos se calcula como la suma del inicial ms el NKT oxidado,
calculado mediante la ecuacin (52):
S NO = S NOo +
mA S NH X A
Y A (K NH + S NH )
(66)
Relacin de recirculacin:
X SST
X Tr - X SST
(41)
44
MO H = Q (STo - SS ) (QX H + QX HI )
(42)
Para condiciones punta se calcula la DQO soluble efluente para esas condiciones
mediante (27) utilizando los valores de Q y ST0 dados para esas condiciones. Utilizando estos
valores en (42) se obtienen las necesidades mximas de O2.
Necesidades de oxgeno de las bacterias auttrofas:
Q X
) ( Q X A + Q X AI )
Q
(67)
siendo el factor 4.57, la cantidad en gramos de oxgeno necesaria para la oxidacin completa
de 1 g de NKT.
Como en el caso de las bacterias hetertrofas, para condiciones punta se calcula el
NKT soluble efluente para esas condiciones mediante el balance de sustrato (52) utilizando
los valores de Q y SNH0 dados para esas condiciones. Utilizando estos valores en (67) se
obtienen las necesidades mximas de O2.
Necesidades totales de oxgeno:
Vienen dadas por la suma de las necesidades para las dos poblaciones de
microorganismos:
MOT = MO H + MO A
(68)
Balance de fsforo:
Una estimacin del fsforo consumido se basa en considerar que el fango activado
(X) contiene aproximadamente un 1.7 % de su peso seco como P. Por lo tanto, el fsforo
soluble efluente del reactor, vendr dado por:
SP = PT0 0.017
QX
Q
(69)
45
PT = S P + SS efl
Q X
QX SST
0.017
(70)
mg/L
(71)
Alcalinidad residual
como CaCO3 mg/L
50
75
100
125
150
175
200
18 %
6.5
6.7
6.8
6.9
7.0
7.0
7.1
Se estiman mediante los correspondientes balances, pudindose calcular las cantidades de N y P disponibles directamente a partir de los valores de NHTo y PTo.
2.4.7. Oxidacin total.
El proceso de oxidacin total utiliza los mismos esquemas de flujo que el de mezcla
completa o el de flujo en pistn, pero con tiempos de retencin hidrulicos en el tanque de
46
aireacin de 18 horas o mayores. Este proceso opera a bajas cargas msicas (elevados valores
de la edad del fango) lo que provoca la falta de suficiente alimento para el mantenimiento de
todos los microorganismos presentes. Los microorganismos, por lo tanto, compiten por el
alimento existente utilizando incluso su propia masa celular. Esta situacin altamente
competitiva da lugar a un efluente altamente tratado con una baja produccin de fangos. Sin
embargo, los efluentes de estas plantas pueden tener concentraciones significativas de
flculos punta de alfiler.
Los sistemas de oxidacin total no incluyen clarificador primario. Tambin muchas
son plantas compactas utilizadas por pequeas comunidades. Las principales desventajas de
este sistema son los elevados requisitos de oxgeno en el reactor y los grandes volmenes de
tanque necesarios para conseguir elevados tiempos de retencin. La gran ventaja es que la
lnea de fangos queda reducida a un espesado y a una deshidratacin del fango, simplificando
as la explotacin de la planta.
2.4.8. Canales de oxidacin.
Los canales de oxidacin (Figura 19) son una variante de la oxidacin total. El agua
residual se hace circular alrededor de un canal circular u oval, mediante aireadores mecnicos
de eje horizontal o sistemas de bombeo situados en uno o ms puntos a lo largo del canal. La
velocidad del licor mezcla se mantiene entre 0.2 y 0.37 m/s para evitar la sedimentacin de
slidos.
47
PROCESO
Oxidacin total
Alta carga
Convencional
(mezcla com.)
Convencional
(flujo en pistn)
Aireacin
proporcional
Canales de oxidacin
c (a)
20 - 30
5 - 10
5 - 15
Cv (b)
0.1 - 0.4
1.6 - 1.6
0.8 - 2.0
XT (c)
3-6
4 - 10
2.5 - 4.5
(d)
18 - 36
0.5 - 2
3-9
r
0.75 - 1.50
1.0 - 5.0
0.25 - 1.0
5 - 15
0.3 - 0.6
1.5 - 3.0
4-8
0.25 - 0.5
0.2 - 0.5
1.2 - 2.4
0.2 - 1.0
1.5 - 3
0.05 - 0.15
10 - 30
5 - 30
3-6
8 - 36
0.75 - 1.50
Influente
Efluente
Tanque de contacto
Sedimentador
Recirculacin
Purga
Tanque de estabilizacin
c
= 0.5 - 1 horas;
e
= 3 - 6 horas;
r = 0.25 - 1
En este sistema de tratamiento el agua residual pasa por dos tanques de tratamiento
biolgico diferentes, cada uno con su propio sedimentador y recirculacin de fangos. El
esquema de este sistema se muestra en la Figura 21 en la que pueden observarse las dos
etapas, cada una de ellas con microorganismos y condiciones de operacin diferentes.
49
Dec 1
r1 Q
Bioxidacin
V2 X2
Dec 2
r2 Q
Qw2
Qw1
50
Una laguna aireada es un estanque con una profundidad entre 1 y 4 m que el agua
residual atraviesa de forma continua. La base del estanque debe ser impermeable, bien porque
el terreno es impermeable de forma natural o porque se ha impermeabilizado con arcillas
compactadas o con lminas de polietileno de alta densidad.
El oxgeno generalmente es suministrado por agitadores superficiales sobre pontones
flotantes, por difusores colocados sobre cadenas flotantes, por difusores de chorro, venturis,
etc.. Estos dispositivos mantienen la materia orgnica y la biomasa en suspensin. La
concentracin de slidos en la laguna es mucho menor que la que se utiliza en las unidades de
fangos activados convencionales.
La diferencia fundamental con el proceso de fangos activados es que en las lagunas
normalmente no se lleva a cabo la recirculacin de los lodos. Sin embargo se pueden recircular para mejorar el rendimiento en los meses de invierno. Tras la laguna siempre se incluye
una etapa de sedimentacin.
La funcin esencial de estas lagunas es la metabolizacin de la materia orgnica. El
rendimiento depender del tiempo de retencin. EL efluente se decantar antes de su vertido
con objeto de separar el agua tratada de los fangos biolgicos.
Diseo.
T - 20
(72)
en la que:
KT
= constante de reaccin a T C.
= constante de reaccin a 20 C.
K20
(T w - T a ) f h A
Q
(73)
En esta ecuacin:
= temperatura del agua residual entrante (C).
Ti
= temperatura del agua en la laguna (C).
Tw
= temperatura del aire ambiente (C).
Ta
A
= rea de superficie en contacto (m2).
h
= coeficiente de transferencia de calor (kcal/h m2 C) entre el ambiente exterior y la
laguna. A efectos estimativos puede utilizarse un valor de 20 kcal/h m2 C.
Q
= caudal del agua residual (m3/da).
f
= factor de proporcionalidad = 0.024
El factor de proporcionalidad tiene en cuenta los efectos de intercambio de calor, as
como el efecto del aumento del rea superficial debido a la aireacin, viento y humedad. Con
objeto de calcular la temperatura de la laguna, la ecuacin anterior puede escribirse as:
Tw =
A h f Ta + Q Ti
Ahf +Q
(74)
Carga orgnica.
Los valores tpicos para la carga orgnica en estos sistemas debe estar entre:
- Sistemas con recirculacin: 0.07 0.15 kg DQO soluble biodegradable /m3 da
- Sistemas sin recirculacin: 0.04 0.07 kg DQO soluble biodegradable/m3 da
2.5. Desnitrificacin en cultivos en suspensin.
Los procesos de desnitrificacin son procesos anxicos, trmino que se utiliza para
indicar ausencia de oxgeno disuelto en el medio, aunque pueden existir otros aceptores de
electrones como el NO3-. Las bacterias hetertrofas pueden crecer en condiciones de ausencia
de oxgeno y presencia de nitrato como aceptor final de electrones. La reduccin de nitratos a
nitrgeno gas supone una prdida de nitrgeno del sistema, por lo que a este proceso se le
conoce como desnitrificacin.
Los procesos de desnitrificacin pueden llevarse a cabo de forma independiente del
proceso de oxidacin de la materia orgnica carbonosa, en reactores independientes, utilizando metanol u otro compuesto como fuente de carbono orgnico para la etapa de
desnitrificacin o en sistemas combinados de oxidacin del carbono-nitrificacin y desnitrificacin siendo, en este caso, el agua residual la fuente de carbono. Los esquemas de las
instalaciones utilizadas para llevar a cabo el proceso de desnitrificacin con cultivo suspendido son semejantes a los utilizados en el proceso de fangos activados convencional,
utilizando como reactores, tanto tanques de mezcla completa como de flujo en pistn.
2.5.1. Reacciones de la desnitrificacin.
(75)
6 NO 2 - + 3 CH 3 OH
3 N 2 + 3 CO 2 + 3 H 2 O + 6 OH -
(76)
Reaccin total:
6 NO 3 - + 5 CH 3 OH
5 CO 2 + 3 N 2 + 7 H 2 O + 6 OH 53
(77)
(78)
Mc. Carty, propuso la siguiente ecuacin emprica para describir la reaccin global de
eliminacin de nitrato:
+
0.065 C5 H 7 O 2 N + 0.47 N 2 + 0.76 CO 2 + 2.44 H 2 O
NO 3 + 1.08 CH 3 OH + H
(79)
mH = 4 1.072 ( T 20 )
SNO
S NO
0.1 + S NO
(81)
Balance de nitrato.
Dado que cada gramo de nitrato acepta tantos electrones como 2.86 g de oxgeno, el
consumo de nitratos vendr dado por:
2.86 Q (SNOo S NO ) = Q (STo - SS ) (QX H + QX HI )
(82)
(83)
54
QX HI = f DH b H Vanox X H
(84)
En las ecuaciones (83) y (84), Vanox es el volumen del reactor que se encuentra en
condiciones anxicas.
Influencia de la temperatura.
El esquema de clculo para el diseo del reactor anxico necesario para obtener un
valor mximo de SNO, a partir de unos valores de Q, STO y SNOo dados, puede ser el siguiente:
Resolver simultneamente las ecuaciones (80) y (82) tras sustituir en ellas las
ecuaciones (83) y (84), fijando como valor de SNO el mximo deseado. Se obtiene el valor del
producto (Vanox XH ) y SS .
- Si los valores del producto (Vanox XH ) y SS son positivos, los valores obtenidos son los
adecuados para el diseo y basta dar a XH un valor razonable y con ello se obtendr el valor
de Vanox necesario.
- Si los valores del producto (Vanox XH ) y SS son negativos esto indica que el valor de STO es
insuficiente para desnitrificar hasta el valor de SNO deseado. El valor de SNO mnimo
obtenible se obtendr resolviendo simultneamente las ecuaciones (80) y (82) tras sustituir en
ellas ecuaciones (83) y (84), fijando SS en un valor muy bajo (p.e. 5 mg/l). Se obtiene el valor
del producto (Vanox XH ) y el mnimo valor posible de SNO. Basta dar a XH un valor razonable
y con ello se obtendr el valor de Vanox necesario.
2.6. Eliminacin biolgica de fsforo.
alcanoatos (PHAs). Dado que las bacterias acumuladoras no pueden ganar energa bajo
condiciones anaerobias, la energa necesaria para el almacenamiento de los cidos grasos, es
obtenida de la descomposicin de los polifosfatos. Durante este proceso se produce la
descarga de fosfatos al medio. Las bacterias acumuladoras no son capaces de crecer en
condiciones anaerobias, pero son capaces de almacenar sustrato intracelularmente en estas
condiciones, lo que supone una ventaja competitiva frente a otras bacterias aerobias.
Figura 22. - Concentracin de fosfato durante el proceso de eliminacin biolgica.
56
Todo esto implica que la presencia de nitratos (como aceptores de electrones) puede
permitir que las bacterias no acumuladoras metabolicen el sustrato fcilmente degradable
reduciendo la cantidad de cidos grasos de cadena corta disponibles para las bacterias
acumuladoras de polifosfatos y que tiene como consecuencia una disminucin en la
eliminacin de fsforo. Por las mismas causas tampoco es deseable una presencia de oxgeno
en esta zona (ya que tambin es un aceptor de electrones).
2.6.1. Reacciones de la eliminacin biolgica de fsforo.
(85)
Bajo condiciones aerobias, la toma de fsforo viene dada de forma simplificada por:
57
(86)
En las ecuaciones (85) y (86) se ha supuesto que la materia orgnica utilizada es cido
actico, acumulado intracelularmente como PHB. La reaccin (86) puede darse tambin en
condiciones anxicas, utilizando nitratos como aceptor de electrones y produciendo nitrgeno
gas.
2.6.2. Ecuaciones cinticas del proceso de eliminacin biolgica de fsforo.
Condiciones anaerobias.
rA = q PHA
X PP / X PAO
SA
X PAO
K A + S A K PP + X PP / X PAO
(87)
donde:
qPHA = velocidad de toma de actico especfica mxima para las bacterias PAO, d-1.
= constante de semisaturacin para la toma de actico, g DQO/m3.
KA
= concentracin de cido actico, g DQO/m3.
SA
XPP = concentracin de polifosfato acumulado intracelularmente, g P-PO4/m3
XPAO = concentracin de bacterias acumuladoras de polifosfato, g DQO (biomasa)/m3.
KPP = constante de semisaturacin para la relacin XPP/XPAO, g P-PO4/ g DQO.
La expresin (87) representa evidentemente la velocidad de acumulacin de PHB o
PHA. Ambos se acumulan en el interior de la membrana celular, incrementando por tanto el
contenido en SS, representndose la suma de ambos por XPHA (g DQO /m3). De esta
expresin se deduce que la velocidad de toma de actico se incrementa cuando la
concentracin de SA aumenta y cuando la relacin XPP/XPAO aumenta.
Paralelamente, la velocidad de suelta de fsforo, como ortofosfato, viene dada por la
velocidad de toma de actico multiplicada por el coeficiente estequiomtrico YPO4 (g de P
liberado/ g de actico tomado):
X PP / X PAO
SA
X PAO
K A + S A K PP + X PP / X PAO
(88)
Condiciones aerobias.
rPO 4 t = q PP
S PO 4
X PHA / X PAO
K MAX X PP / X PAO
X PAO
K PS + S PO 4 K PHA + X PHA / X PAO K IPP + ( K MAX X PP / X PAO )
(89)
donde:
qPP
= velocidad de toma de fsforo especfica mxima para las bacterias PAO, d-1.
SPO4 = concentracin de ortofosfato, g P-PO4/m3.
KPS = constante de semisaturacin para el ortofosfato, g P-PO4/m3.
KPHA = constante de semisaturacin para la relacin XPHA / XPAO .
XPHA = concentracin de PHA acumulado intracelularmente, g DQO/m3.
KMAX = mxima valor posible de la relacin XPP / XPAO, g P-PO4/ g DQO.
KIPP = constante de semisaturacin para la diferencia KMAX-XPP/XPAO, g P-PO4/ g DQO.
Como se deduce de la ecuacin (89), la velocidad de toma de fsforo depende de los
valores de la concentracin de SPO4 y de las relaciones XPHA / XPAO y XPP / XPAO. Cuanto mayor
sea el valor de la concentracin de SPO4 y de la relacin XPHA / XPAO mayor ser la velocidad de
toma. Por el contrario cuanto mayor sea la relacin XPP / XPAO menorr ser la velocidad de toma,
estando limitado el mximo valor de la relacin XPP / XPAO por KMAX.
La velocidad de crecimiento de las bacterias PAO puede representarse de forma
simplificada mediante una expresin de tipo Monod:
rPAO = mPAO
S PO 4
X PHA / X PAO
X PAO
K P + S PO 4 K PHA + X PHA / X PAO
(90)
donde:
mPAO : velocidad de crecimiento especfica mxima para las bacterias acumuladoras de
polifosfatos, d-1.
= constante de semisaturacin para el fsforo en el crecimiento de PAO, g P-PO4/m3.
KP
Como se deduce de la ecuacin (90), la velocidad de crecimiento de las bacterias
PAO depende de los valores de la concentracin de SPO4 y de la relaciones XPHA / XPAO.
Cuanto mayor sea el valor de la concentracin de SPO4 y de la relacin XPHA / XPAO mayor ser
la velocidad de crecimiento.
mnimos de la relacin DQO/PT no es posible conseguir una buena eliminacin del fsforo.
Los valores mnimos que se encuentran en la bibliografa para esta relacin no coinciden
totalmente. Se han propuesto valores mnimos de 10 para la relacin DQO/PT. No obstante,
otros estudios dan valores variables para este valor mnimo en funcin del esquema utilizado.
En todo caso, las bacterias pueden contener como mximo un 50% de polifosfato, que se
corresponde con un 15-20% de contenido en fsforo.
Tabla 11.- VALORES TPICOS DE LOS PARMETROS DEL PROCESO DE
ELIMINACIN BIOLGICA DE FSFORO.
Parmetro
Base
Valor (20 10 C)
PAO
1 0.67
qPHA
3-2
qPP
1.5 -1
YPO4
g P/g SA (DQO)/ d
0.4
-1
KA
g SA (DQO)/m
KPP
g PP/m
0.01
KPS
g P/m
0.2
KP
g P/m3
0.01
KPHA
0.01
KMAX
0.34
KIPP
0.02
vertido, existe un conjunto de situaciones en las que puede resultar adecuado la utilizacin de
un tratamiento biolgico con eliminacin de materia orgnica y nitrgeno o de materia
orgnica y fsforo.
Los procesos de eliminacin de materia orgnica y nitrgeno se aplican cuando:
- La concentracin de fsforo en el agua residual es baja o se utiliza un mtodo fsicoqumico para la eliminacin de fsforo.
- Es necesaria la nitrificacin del efluente. La desnitrificacin supone un ahorro de energa al
utilizarse los nitratos como aceptores de electrones en el proceso de oxidacin de la materia
orgnica en lugar de oxgeno, reducindose las necesidades de aireacin. As mismo se evitan
los problemas de flotacin de fangos en el decantador secundario que apareceran si la
concentracin de nitratos en este tanque es elevada.
Los procesos de eliminacin de materia orgnica y fsforo se aplican cuando:
- El medio receptor presente problemas de eutrofizacin (zona sensible) y exista alguna otra
fuente de nitrgeno adems del vertido de agua residual.
- Existan algas capaces de fijar el nitrgeno atmosfrico (cianofceas), por lo que se limita su
crecimiento disminuyendo todo lo posible la concentracin de fsforo presente.
2.7.1. Eliminacin biolgica de nitrgeno.
vida de los peces. El proceso de nitrificacin es el utilizado para evitar estos problemas.
Como ya se coment al estudiar los procesos de eliminacin biolgica de materia
orgnica mediante cultivo suspendido, la nitrificacin puede producirse en cualquiera de
estos procesos, siempre y cuando se mantengan las condiciones de temperatura, oxgeno disuelto, etc. adecuadas para el crecimiento de las bacterias nitrificantes. En todo caso, para
asegurar que el proceso de nitrificacin se lleva a cabo adecuadamente, deben realizarse ciertos ajustes de funcionamiento adicionales a los establecidos para la estabilizacin de la materia orgnica:
- Debe aportarse el oxgeno adicional para la oxidacin del N-NH4+ a nitrato.
- La carga msica de operacin debe ser menor, o lo que es equivalente el tiempo de
retencin celular debe ser mayor. Las bacterias responsables de la nitrificacin son estrictamente auttrofas, presentando una tasa de crecimiento mucho menor que las bacterias
hetertrofas encargadas de la degradacin de la materia orgnica. Por ello requieren un
tiempo medio de retencin celular mayor.
- El proceso de nitrificacin da lugar a una disminucin del pH, por lo que debe controlarse
este parmetro adicionando cal o sosa en aquellas casos en que la alcalinidad del agua sea
insuficiente.
La inclusin de la nitrificacin en el proceso convencional de fangos activados, puede
dar lugar a problemas con la sedimentabilidad del fango. En estos casos es conveniente
utilizar unos criterios de diseo del clarificador ms restrictivos en cuanto a cargas se refiere.
La nitrificacin en dos etapas sucesivas permite separar sta del proceso de
degradacin de la materia orgnica carbonosa, que se realiza en una primera etapa. De esta
forma es posible optimizar el rendimiento de ambas etapas. Estos procesos funcionan en
forma idntica a los de degradacin de la materia orgnica carbonosa, por lo que sus
caractersticas de diseo son prcticamente idnticas a las del proceso de fangos activados. La
estabilidad de la nitrificacin es mayor en sistemas de en dos etapas sucesivas que en el proceso
combinado, aunque los costes son mayores al duplicar el nmero de reactores y de
clarificadores. En climas fros el proceso combinado requiere grandes reactores, por lo que en
estas circunstancias el proceso de nitrificacin en dos etapas sucesivas puede ser una alternativa.
Una adecuada seleccin del tratamiento exige considerar diversos factores, tales
como:
- Si la planta es nueva o se debe adaptar una ya existente.
- El carcter estacional o no de las limitaciones exigidas al efluente.
- La variacin de la temperatura a lo largo del ao.
- La concentracin de N-NH4+ deseada en el efluente.
- La relacin existente entra los criterios de calidad exigidos a los distintos parmetros del
efluente
- Los costes.
2.7.1.2. Proceso de desnitrificacin.
Normalmente este proceso se lleva a cabo con la finalidad de eliminar nitrgeno. Sin
62
embargo sta puede no ser la nica razn. En los sistemas en los que se lleva a cabo el
proceso de nitrificacin, el incluir una etapa de desnitrificacin permite un ahorro de energa
al utilizar los nitratos como aceptores de electrones en vez de oxgeno. Por otra parte el
proceso de nitrificacin supone un consumo de alcalinidad, mientras que el de
desnitrificacin produce un aumento de la misma, evitndose disminuciones del pH. Por
ltimo, la presencia de concentraciones importantes de nitratos en el sedimentador secundario
puede provocar la flotacin de los fangos debido a procesos de desnitrificacin con
formacin de nitrgeno gas que asciende arrastrando a los flculos.
La desnitrificacin puede realizarse en sistemas independientes con fuente exterior de
carbono, en los que el carbono orgnico no est presente al haber sido eliminado en una fase
anterior. Como fuente exterior de carbono para que se produzca la eliminacin del nitrato
normalmente se utiliza metanol debido a su bajo coste y a su elevado contenido en carbono.
Dado que cualquier exceso de carbono que se aada por encima del utilizado en el proceso
dar lugar a un aumento de la DQO del efluente, debe calcularse cuidadosamente las
necesidades con el fin de no sobrepasarlas. En estos sistemas el proceso de decantacin viene
a continuacin del de desnitrificacin, por lo que el nitrgeno desprendido durante el proceso
de desnitrificacin puede quedar retenido en los slidos biolgicos, dando problemas de
flotacin de los fangos. Para evitar este problema se incluye entre el reactor y los tanques de
sedimentacin una etapa de liberacin del nitrgeno. La eliminacin de las burbujas de nitrgeno fijadas puede llevarse a cabo por aireacin de las conducciones que conectan el reactor
biolgico con los sedimentadores o por aireacin del fango durante un corto perodo de tiempo (30 a 60 minutos) en un tanque independiente.
La utilizacin de una fuente externa de carbono puede evitarse llevando a cabo la
etapa de desnitrificacin en presencia del carbono orgnico del agua alimento, en una etapa
previa al proceso combinado de eliminacin de materia orgnica y nitrificacin. Se han
desarrollado diversos esquemas de tratamiento en los cuales la oxidacin del carbono y la
desnitrificacin se combinan en un proceso nico consiguiendo as una reduccin del aire
necesario para lograr la nitrificacin y la eliminacin de la materia orgnica carbonosa, se
evita el costo de las fuentes suplementarias de carbono orgnico necesarias para realizar la
desnitrificacin, y se puede prescindir de los clarificadores intermedios necesarios en un
sistema de fases independientes.
2.7.1.3. Esquemas del proceso de eliminacin biolgica del nitrgeno.
Recirculacin de nitratos
Anxico
Aerobio
63
Recirculacin de fangos
Existen diversas variantes sobre este esquema. Uno de los primeros esquemas
utilizados fue el BARDENPHO (Figura 25). Estos sistemas son resistentes a problemas de
bulking y presentan una buena eliminacin de nitrgeno cuando la recirculacin de nitratos
es la adecuada.
2.7.2. Eliminacin de fsforo.
64
Anaerobio
Aerobio
Recirculacin de fangos
Figura 26.- Esquema bsico para la eliminacin conjunta de materia orgnica y fsforo
por va biolgica
Cuando los requisitos de vertido son muy restrictivos puede ser necesario combinar la
eliminacin biolgica de fsforo con la precipitacin qumica. As mismo puede ser necesario
incluir una etapa final de filtracin sobre arena, para eliminar el fsforo presente en los
slidos suspendidos que se escapan del decantador secundario.
65
Para evitar que los polifosfatos almacenados pasen nuevamente al agua y para evitar
problemas con la sedimentabilidad del fango, es necesario que los fangos biolgicos se
mantengan en condiciones aerobias en el decantador secundario. Esto se consigue
disminuyendo el tiempo de retencin en el decantador, por lo que se recomienda que la
extraccin de los fangos se realice por succin.
66
Otra alternativa para tratar separadamente los nitratos del licor mezcla y del fango
recirculado es el esquema JHB (Johanesbourg) en el cual el fango recirculado pasa por un
reactor anxico antes de ser conducido al tanque anaerobio (Figura 30). Este proceso es
particularmente interesante cuando las relaciones DBO5/NKT y DBO5/P-PO4 del afluente son
desfavorables. Esto es debido a que, por una parte, casi toda la materia orgnica del afluente
puede ser utilizada por las bacterias acumuladoras de polifosfatos (lo que mejora la
eliminacin de fsforo). Por otra parte, el fango recirculado es desnitrificado sin mezclar con
el efluente, ya que la elevada concentracin del fango permite un buen grado de desnitrificacin por respiracin endgena.
67
Parmetro
Tiempo de retencin hidrulica, (das) a 20 C a
Fango activado en exceso nicamente
Fango activado de plantas sin decantacin primaria
Fango primario ms activado o de filtro percolador b
Carga de slidos, kg de slidos voltiles/m3/d
Necesidades de oxgeno, kg/kg destruido
Tejido celular c
DBOl en el fango primario
Necesidades energticas para el mezclado
Aireadores mecnicos, kW/103 m3
Mezclado con aire, m3/103 m3 . min
Nivel de oxgeno disuelto en el lquido, mg/L
Valor
10 - 15
12 18
15 - 20
1.6 - 4.8
2.3
1.1 - 1.3
20 - 40
20 - 40
1-2
Los tiempos de retencin indicados deben aumentarse para temperaturas por debajo de los 20 C. Si el fango
no puede ser extrado durante ciertos perodos (p. ej., fines de semana, tiempo lluvioso) debe preverse una
capacidad adicional de almacenamiento.
b
Se utilizan tiempos de retencin similares a los primarios nicamente.
c
El amonaco producido durante la oxidacin carbonosa se oxida a nitrato.
a
2.8.2. Espesamiento.
69
(91)
V , SS , XH
Qi ,ST0,XH0
Qi ,SS,XH
(92)
(93)
(94)
donde:
ESSV : fraccin de SSV eliminados en la digestin.
XSSVNB0 : concentracin de SSVNB a la entrada a la planta, g/m3.
XSSVB0 : SS voltiles biodegradables en el agua de entrada a la planta, g/m3.
QX : produccin total de biomasa (activa e inerte) en el proceso de fangos activados, g/d.
: fraccin de SS eliminados en la decantacin primaria.
Ep
De las ecuaciones (91) a (94), admitiendo que SS es despreciable, pueden obtenerse
los valores de V y XH, que definen el diseo y la operacin del sistema.
Tiempo de retencin celular.
El tiempo de retencin celular, que coincide con el de retencin hidrulica, viene dado
por:
c = =
V
Qi
(95)
QX H + QX HIdig aer = Q i ( X H X H 0 ) + f DH b H V X H
(96)
(97)
El oxgeno necesario para oxidar todo el NKT a nitrato viene dado por:
MO A = 4.57 (Q NH 0 E NKT + 0.087 (Qi ( X H 0 X H ) - QX HIdig aer ))
(98)
siendo:
4.57 = g de O2 necesarios para la nitrificacin/ g de N procedente de la degradacin de los
SSV.
ENKT = fraccin de NKT eliminada en la decantacin primaria.
NH0 = concentracin de NKT a la entrada de la planta, (g/m3).
0.087 = fraccin en peso de N en la biomasa.
Las necesidades totales para la digestin vendrn dadas por la suma de las dos
contribuciones:
MOT = MO H + MOA
(99)
Una aproximacin ms conservativa del valor del oxgeno necesario se puede realizar
considerando 2.3 Kg O2 / Kg de SSV eliminado, incluyendo este valor las necesidades de O2
para la nitrificacin.
En base a experiencias de funcionamiento, se ha comprobado que si se mantiene la
concentracin de oxgeno disuelto en el digestor en 1 - 2 mg/L y el tiempo de retencin es
superior a 10 das, el fango puede deshidratarse sin dificultad.
Para suministrar el oxgeno necesario se utilizan bien aireadores superficiales o
difusores.
2.8.4. Temperatura y alcalinidad.
73
Los sistemas bsicos utilizados para la aireacin y mezclado del tanque en los
procesos de digestin aerobia del fango son los dos usualmente utilizados en los sistemas de
fangos activados.
2.8.8.1. Difusores de aire.
75
Figura 34.- Esquema simplificado de las distintas fases de los procesos anaerobios
2.9.1. Reacciones bsicas de los procesos anaerobios.
(100)
(101)
(102)
4 H 2 + CO 2 CH 4 + 2 H 2 O
(103)
(104)
X S / X acid
K XS + ( X S / X acid )
X acid
(105)
donde:
76
rhXS
hXS
XS
KXS
Xacid
Fermentacin
Sf
K Af + S f
X acid
(106)
donde:
racid
= velocidad de crecimiento de las bacterias acidognicas, g DQO/m3 d.
acid = velocidad mxima especfica de crecimiento de las bacterias acidognicas, d-1.
KAf
= constante de semisaturacin de Sf para el proceso de fermentacin, g DQO/m3
La velocidad de fermentacin o de desaparicin de Sf para transformarse en SA
(cidos grasos voltiles de cadena corta) y bacterias acidognicas, puede ser descrita por una
ecuacin cintica del tipo:
rFSf =
acid
Sf
Yacid K Af + S f
X acid
(107)
donde:
rFSf
= velocidad de fermentacin de Sf en SA, g DQO/m3 d.
Yacid = coeficiente de produccin de biomasa acidognica por unidad de Sf fermentada, g
DQO biomasa formada/ g DQO Sf fermentada.
La velocidad de generacin de SA por fermentacin se obtiene directamente del
balance de DQO, pues Sf se transforma en Xacid y SA, mediante la expresin:
rFSA = (
Sf
1
1 ) acid
Yacid
K Af + S f
X acid
(108)
Metanognesis
SA
K Am
1 + S + K
A
AI
X met
(109)
donde:
rmet
= velocidad de crecimiento de las bacterias metanognicas, g DQO/m3 d.
met = velocidad mxima especfica de crecimiento de las bacterias metanognicas, d-1.
KAm = constante de semisaturacin para SA en el proceso de metanognesis, g DQO/m3
KAI
= constante de inhibicin para SA en el proceso de metanognesis, g DQO/m3
Xmet = concentracin de bacterias metanognicas, g DQO/m3.
La ecuacin (109) tiene en cuenta el efecto de inhibicin que una excesiva
concentracin de SA puede tener sobre el proceso de metanognesis. Esta expresin
simplifica el efecto real pues el efecto de inhibicin puede darse por una excesiva
concentracin de SA (sin disminucin significativa de pH en aguas de suficiente alcalinidad)
o por la disminucin del pH asociada a una concentracin no muy elevada de SA (en aguas de
baja alcalinidad). Por este motivo el valor de la constante de inhibicin KAI es muy variable
(alto para aguas con alcalinidades elevadas y bajo para aguas con alcalinidades bajas).
La velocidad de desaparicin de SA para transformarse en SCH4 (metano) y bacterias
metanognicas, puede ser descrita por una ecuacin cintica del tipo:
rmSA
S
K
= met 1 + Am + A
Ymett
SA
K AI
X met
(110)
donde:
rmSA = velocidad de eliminacin de SA en el proceso de metanognesis, g DQO/m3 d.
Ymet = coeficiente de produccin de biomasa metanognica por unidad de SA eliminada, g
DQO biomasa formada/ g DQO Sf fermentada.
La velocidad de generacin de SCH4 por metanognesis se obtiene directamente del
balance de DQO, pues SA se transforma en Xmet y SCH4, mediante la expresin:
rmSCH 4
S
K
1
=(
1) met 1 + Am + A
Ymet
SA
K AI
X met
(111)
La mayor parte del metano producido se recoge como gas, aunque una pequea parte
queda disuelto y sale con el efluente.
La produccin de CO2 se obtiene del correspondiente balance de carbono puesto que
SA se transforma en metano y bacterias metanognicas. El contenido de carbono en las
bacterias metanognicas es de 0.031 g de C/g de DQO biomasa. Una parte muy importante
78
del CO2 (del orden del 66 %) queda disuelto y sale con el efluente, el resto se obtiene como
gas y sale del sistema junto con el metano y otros gases.
2.9.3. Coeficientes de produccin de biomasa en los procesos anaerobios
Parmetro
Base
acid
d-1
KAf
Valor
1-3
3
g DQO (Sf) /m
15 150
hXS
20 50
KXS
70 100
bacid
d-1
0.17 0.35
met
d-1
0.1 0.5
KAm
KAI
bmet
-1
25 - 150
g DQO (SA) /m
200 - 800
-1
0.01 0.03
Figura 35.- Evolucin de la mxima velocidad especfica de eliminacin del sustrato con la
temperatura en tratamientos anaerobios.
El rango adecuado de pH para los procesos anaerobios esta entre 6 y 8. Las bacterias
metanognicas son muy sensibles a los bajos pH, disminuyendo muy rpidamente su
velocidad de crecimiento para pH inferior a 6, quedando detenido el proceso para pH igual o
inferior a 5.5.
80
El efluente de este digestor suele ser conducido a una segunda etapa, denominada
digestor secundario, donde se produce la decantacin y espesado de los fangos. Esta etapa es
utilizada normalmente como depsito del gas producido.
Su principal aplicacin se encuentra en el tratamiento de los fangos procedentes de otros
procesos de tratamiento de aguas.
Por ello este sistema es adecuado para tratar efluentes con cargas medias-altas y admite
82
84
fermentable (Sf) y los cidos voltiles (SA). Los subndices 0 indican valor en la entrada al
digestor.
En los balances se asumirn dos hiptesis:
-
Sf
X acid V b acid Xacid = 0
K Af + S f
(112)
Asumiendo Xacid0 0, dividiendo toda la ecuacin resultante por V Xacid y despejando Sf, se
obtiene:
1
+ b acid )
Sf =
1
acid ( + bacid )
K Af (
(113)
Qi XS0 Qi XS V K hxs
X S / X acid
X acid = 0
K xs + X S / X acid
(114)
Qi Sf 0 Qi Sf V
acid Sf
X S / X acid
X acid = 0
X acid + V K hxs
K xs + X S / X acid
Yacid ( K Af + S f )
(115)
De las ecuaciones (113), (114) y (115) puede obtenerse el valor de la concentracin de Xacid:
Xacid =
( F E + A B C) + ( F E + A B C) 2 4 F B ( A E + D )
2 ( A E + D)
donde:
A = (1+ bacid)/Yacid
B = XS0+Sf0-Sf
C = Khxs B
D = Khxs A
86
(116)
E = Kxs A
F = Sf Sf0
Balance de microorganismos metanognicos (Xmet):
K Am S A 1
+
) X met V b met Xmet = 0
SA
K AI
(117)
Asumiendo Xmet0 0, dividiendo toda la ecuacin resultante por V Xmet y despejando SA, se
obtiene:
SA =
K AI (1 G ) + ( K AI (1 G )) 2 4 K Am K AI
(118)
donde:
G = 1+KAm/SA+SA/KAI = met/(1+ bmet)
Balance de cidos voltiles (SA):
Qi SA 0 Qi SA (
met
K
S
(1 + Am + A ) 1 b met (1 f Dmet )) V X met +
Ymet
SA
K AI
acid Sf
1
((
1)
+ b acid (1 f Dacid ))V X acid = 0
Yacid
( K AI + Sf )
(119)
X met =
acid S f
SA
1
+ X acid ((
1)
+ b acid (1 f Dacid ))
Yacid
( K Af + S f )
met
K
S
(1 + Am + A ) 1 b met (1 f Dmet )
Ymet
SA
K AI
(120)
Q Xacid = Qi Xacid
(121)
(122)
Q X met = Qi Xmet
(123)
(124)
87
(125)
Q XS = Qi XS
(126)
(127)
(128)
(129)
ESSV =
Q i i TSSXS ( XS0 X S ) Q X
Q i i TSSXS XS0 + Q XSSVNB
100
(130)
FSSV =
Q XSSVNB + Q i i TSSXS X S + Q X
Q XSSNV + Q XSSVNB + Q i i TSSXS XS + Q X
100
(131)
Si tras resolver las ecuaciones (112) a (131) el valor de ESSV es adecuado (> 45%), el
proceso puede darse por terminado. En caso de ser insuficientes ser necesario realizar
nuevamente los calculo para un valor de mayor. Los valores habituales de estn en el
entorno de los 20 das.
El diseo de la digestin anaerobia debe cumplir tres criterios ms, adems del % de
eliminacin de SSV. Estos criterios son:
Carga volumtrica de SSV a la entrada 2 Kg/m3.d
Carga volumtrica de SST a la entrada 6 Kg/m3.d
c > c min fijado por el usuario.
Por lo tanto se escoger el mayor de los cuatro volmenes calculados, recalculando
para dicho volumen el valor de todas las variables.
El digestor secundario o depsito tampn se disea fijando el tiempo de retencin,
normalmente en 6 das.
Para un agua residual urbana los valores de los parmetros cinticos y
estequiomtricos del proceso de digestin anaerobia de fangos pueden, verse en la Tabla 14.
88
Parmetro
Base
Valor
Yacid
0.15
acid
-1
1.4
KAf
g DQO (Sf) /m
50
hXS
d-1
20
KXS
70
-1
bacid
0.30
fDacid
0.2
Ymet
0.03
met
0.1
KAm
30
KAI
-1
-1
bmet
0.03
fDmet
0.2
89
2.10.3. Temperatura.
Hay dos tramos de temperatura para los que el rendimiento de la digestin anaerobia
es importante. El primero, denominado mesoflico, comprende el intervalo 30 - 38 C y valor
ms utilizado se sita hacia los 35 C. El segundo se denomina termoflico y su intervalo de
operacin es normalmente 50 - 60 C, aunque 54 C suele ser la temperatura ms alta a la que
se mantiene un digestor.
El mantenimiento de temperaturas elevadas permite, no solo tiempos de retencin
menores, sino producciones de gas metano mayores. Generalmente los digestores funcionan
dentro del tramo mesoflico y con una temperatura prxima a los 35 C, debiendo utilizarse
para cambiar los valores de la Tabla 14 un valor del coeficiente de 1.072 para las bacterias
acidognicas y de 1.089 para las metanognicas.
2.10.4. Calidad del sobrenadante.
En los digestores de mezcla completa los fangos son separados del sobrenadante por
gravedad en el segundo tanque (digestor secundario). El sobrenadante se extrae a travs de
una toma colocada a una altura fija.
El sobrenadante tiene una DQO muy alta, de 2000 a 6000 mg/L y unos SS elevados,
de 4000 a 15000 mg/L. Se recircula generalmente a la unidad de depuracin biolgica
principal y debe ser tenido en cuenta en el diseo.
2.10.5. Diseo de los digestores.
Los elementos del tanque de digestin deben disearse de forma que se minimicen los
efectos de las variaciones en la carga de fangos, pero con un lmite econmico.
2.10.5.1. Nmero de tanques.
Es deseable que el nmero de tanques de digestin (primarios) sea al menos dos, pues
permite una mayor flexibilidad en el funcionamiento y hacer frente a posibles problemas
mecnicos o de otro tipo que puedan presentarse. Si el digestor primario necesario es de
pequeo tamao suelen construirse los dos digestores, primario y secundario, iguales e intercambiables (as se tiene siempre un primario, aunque el secundario es mayor de lo necesario).
2.10.5.2. Tipos de cubiertas.
90
Las cubiertas flotantes pueden ser de dos tipos. El primero apoya directamente sobre
el fango y no permite almacenar prcticamente gas. El segundo tipo tiene unos faldones
laterales en todo su contorno, lo que permite almacenar cantidades importantes de gas. Esto
hace que se utilicen normalmente en los gasmetros, utilizados para el almacenamiento del
gas producido. Las cubiertas flotantes generalmente se construyen de acero.
Las cubiertas fijas, con formas plana o de domo, se construyen en hormign armado,
acero o polister reforzado con fibra de vidrio.
Las cubiertas flotantes presentan las siguientes ventajas:
- Ms flexibilidad de funcionamiento, pues el volumen es variable.
- Se minimiza el peligro de la mezcla de oxgeno y metano para formar una mezcla
explosiva.
- No se requiere un dispositivo para la rotura y mezcla de la capa de espuma, grasas,
etc.
- Se puede almacenar gas en la cubierta.
Figura 41.- Esquema de (a) digestor de cubierta fija, (b) digestor de cubierta flotante, y (c)
gasmetro.
2.10.5.3. Geometra de los tanques.
91
Los sistemas utilizados para la mezcla del contenido del digestor son muy variados.
Un sistema se considera adecuado si la variacin de concentracin entre dos puntos
cualesquiera del tanque no supera el 10%.
No es necesario un funcionamiento continuo de los sistemas de mezcla. La mezcla
completa del tanque de 3 a 6 veces al da durante perodos de 1 hora es en general suficiente.
92
Existe una gran variedad de sistemas en funcionamiento de entre los cuales cabe
destacar el mezclado por grupos motobombas exteriores, en los que el fango es aspirado en
distintos puntos del interior del digestor e introducido de nuevo a gran velocidad, provocando
una turbulencia que asegura el mezclado (Figura 43 a).
El tiempo necesario para remover todo el volumen del digestor debe ser inferior a las
4 horas. Se debe escoger un sistema de impulsin de los fangos tal que le suministre la
potencia terica, calculada para el volumen y nmero de puntos de mezcla considerados, e
impulse un caudal tal que remueva el tanque en un tiempo inferior al fijado.
Dado que es necesario el calentamiento externo del fango, se aprovecha su
reintroduccin para el mezclado del tanque. La entrada del fango recirculado se realiza
mediante tubos que producen la descarga tangencialmente al fondo del depsito y en direccin contraria al centro para forzar un movimiento de remolino. A veces, tambin se
colocan tuberas cuya descarga se efecta tangencialmente a la pared y en sentido vertical
hacia arriba.
(a)
(b)
Figura 43.- Sistemas de mezclado de digestores a) de agitacin mecnica y b) por
recirculacin de gas.
Recirculacin de gas.
Es un mtodo de mezclado que est empezando a ser muy comn hoy da. El gas que
es producido en el digestor primario es comprimido e impulsado de nuevo al digestor.
Existen dos tipos de sistemas. El primero consta de un conjunto de difusores distribuidos
uniformemente por el fondo, especialmente en el permetro, que burbujean de forma continua. El segundo consta de un conjunto de tuberas de descarga colocadas a distintas profundidades y que son accionadas independientemente, pasando a su travs todo el caudal de gas
(Figura 43 b).
93
Para calcular el caudal de gas necesario, una vez establecida la potencia terica a
partir del nmero de puntos de mezcla y del volumen del tanque, se utiliza la expresin:
Qg =
(132)
donde:
Qg
= caudal de gas a impulsar (m3/s).
E
= potencia terica necesaria (W).
2.4
= cte emprica.
P1
= presin absoluta del gas en la campana (m.c.a.)
P2
= presin del gas en el punto de inyeccin = P1 + altura til del agua (m.c.a.).
10130 = factor Pa/m.c.a.
El gas es comprimido mediante un compresor, con caldern de almacenamiento y
vlvula de retencin para impedir el retorno del gas producido en el interior del digestor. El
compresor se selecciona tal que sea capaz de impulsar un caudal Qg con un P = P2-P1.
2.10.5.5. Calefaccin del digestor
Las prdidas de calor a travs del tanque depende de su forma, material y temperatura
interna y externa. Para tanques cilndricos la forma ms adecuada es aquella en que el
dimetro es igual a la profundidad. Las prdidas pueden expresarse como:
Q1 = (T 2 - T ai ) U i Si
(133)
donde:
Q1
= prdidas de calor en el tanque (kcal/h).
Ui
= coeficiente de transferencia de calor de la superficie i (kcal/m2 h C).
Si
= rea exterior de la superficie i (m2).
T2
= temperatura dentro del tanque (C).
Tai
= temperatura exterior de la superficie i (C).
El coeficiente Ui depende del material y del espesor del tanque. Para una pared
constituida por varios materiales puede calcularse mediante:
1
Ui
lj
(134)
kj
siendo
lj
= espesor del material j (m).
kj
= conductividad trmica del material j (kcal/m h C).
94
Material
Hormign
Acero
Arcilla expandida
Fibra de vidrio
Aire (entre materiales)
Tierra seca
Tierra hmeda
k (kcal/m h C)
0.25 - 0.35
0.65 - 0.75
0.013 - 0.018
0.0052 - 0.0073
0.02
1.2
3.7
Q 2 = M C p ( T 2 - T1)
(135)
donde:
Q2
= cantidad de calor requerido (kcal/h).
M
= caudal msico de fangos (kg/h).
Cp
= calor especfico, kcal/kg/C (puede tomarse el del agua = 1 kcal/kg/C).
T2
= temperatura del fango en el tanque C.
T1
= temperatura del fango en la entrada C.
Como temperatura del fango que penetra en el tanque puede tomarse la media de la
temperatura del agua residual durante las dos semanas ms fras del ao.
Sistema de calefaccin.
1
1) met
=V (
Ymet
K Am
SA
1 + S + K
A
AI
X met 35 10 5 m 3 / d
(136)
La recogida del gas se efecta en el propio digestor. La zona de recogida debe estar
siempre a presin positiva para evitar la mezcla de gas y aire, lo que puede provocar una explosin. La presin positiva est asegurada en el caso de las cubiertas flotantes. En las cubiertas
fijas es necesario el paso del gas de la zona de almacenamiento a la de recogida.
El almacenamiento del gas se efecta en gasmetros de dos tipos, a presin y flotantes.
En los gasmetros de cubierta flotante (Figura 41c) est limitado el recorrido mximo de la
cubierta y disponen de una vlvula de seguridad para presiones excesivas. Los gasmetros a presin precisan un compresor que introduzca el gas en su interior, donde se almacena a presiones
que oscilan entre 140 y 170 kg/cm2. En ambos casos el material utilizado es acero.
Las tuberas de gas deben disponer de vlvulas para prever presiones excesivas y de
trampas para fuego que impidan el paso de fuego de una unidad a otra.
2.10.8. El gas como fuente de energa
El gas puede utilizarse para producir calor, producir energa elctrica con un
motogenerador o ambas cosas.
Si el gas se quema el calor producido se puede utilizar para mantener la temperatura
deseada en el tanque de digestin. La energa del CH4 es de 38000 kJ/m3 en condiciones
normales, lo que equivale a unos 25000 kJ/m3 para el biogs.
Si se utiliza en un motor de explosin para producir energa es posible recuperar en
96
forma de calor ms del 50% de la que se obtendra por simple quemado. En este caso es
necesario eliminar del gas producido el cido sulfhdrico pues provoca corrosiones muy fuertes
en los motores. Esta eliminacin se realiza utilizando "esponja de hierro" (xido frrico
mezclado con virutas de madera dura), a travs del cual se hace pasar el gas. Aproximadamente
35 L de esponja de hierro eliminan 4 kg de cido sulfhdrico. La esponja de hierro puede
regenerarse exponindola al aire limpio.
2.10.9. Control del pH y la alcalinidad
antagonismo (el efecto txico de una sustancia queda anulado en presencia de otra) y la
sinrgesis (el efecto txico de una sustancia aumenta en presencia de otra).
En la bibliografa existen numerosos datos sobre valores de concentraciones inhibidoras
de distintas sustancias. Existe una gran discrepancia entre los valores de distintos autores debido
probablemente a los efectos antes mencionados, siendo recomendable en cada caso recurrir a la
experimentacin. A modo orientativo se pueden aceptar los valores que se detallan a
continuacin.
La presencia de cationes metlicos ligeros puede ser estimulante, de inhibicin
moderada y de inhibicin severa. Las concentraciones de estos iones deben mantenerse en el
intervalo de concentracin estimulante. Los valores de la concentracin severamente inhibidoras
son de 8000 mg/L para el Ca, 3000 mg/L para el Mg, 12000 mg/L para el K y 8000 mg/L para el
Na.
Los efectos txicos del sulfuro soluble son evidentes para concentraciones por encima de
200 mg/L.
La presencia de metales pesados es de gran importancia porque pueden inhibir el
proceso de digestin y pueden limitar el vertido final de los fangos. La cantidad de metales
pesados presentes en un fango depende del proceso de tratamiento y de su concentracin en el
agua a tratar. Cuanto mayor es la concentracin inicial, mayor es el porcentaje eliminado. Los
mecanismos de acumulacin de los metales pesados en el fango son adsorcin y precipitacin,
este ltimo prevalece a pHs por encima de 7.2. Los metales pesados se adhieren a las partculas
de fango haciendo difcil distinguir los niveles solubles de los insolubles, y por lo tanto de
establecer los niveles de toxicidad, que resultan altamente dependientes del pH. Valores de la
concentracin de metal soluble que presenta inhibicin del proceso incluyen: 0.5 mg/L Cu, 1.0
mg/L Zn, 3.0 mg/L Cr+6, y 2.0 mg/L Ni.
Los efectos txicos del amonio pueden ser causados por sus dos formas qumicas,
NH3(g) y NH4+, apareciendo para valores de la concentracin total de nitrgeno (NH3 + NH4+)
de 1200 mg/L para valores del pH por encima de 7.4.
2.11. Lagunaje.
98
99
anteriores, designada zona facultativa, cuyas fronteras varan con diversos factores (energa
luminosa, viento, etc). En una serie de lagunas, las facultativas pueden ser unidades primarias
o secundarias, recibiendo en este ltimo caso el efluente parcialmente clarificado de las
lagunas anaerobias.
Lagunas aerobias o de maduracin. Estas lagunas se destinan al tratamiento del efluente de
las lagunas facultativas con el objetivo principal de eliminar los microorganismos patgenos.
Son totalmente aerobias y dado que la mayor parte de la materia orgnica es eliminada en las
lagunas previas funcionan con cargas orgnicas muy reducidas.
2.11.2. Mecanismos y factores que intervienen en el proceso de tratamiento.
LUZ
ALGAS
CO2 NH4+ PO43-
O2
BACTERIAS
MATERIA ORGANICA
NUEVAS BACTERIAS
100
Por otro lado la funcin fotosinttica depende de la insolacin que a su vez est
afectada por la nubosidad y la latitud.
pH. Este parmetro es particularmente importante en el caso de las lagunas anaerobias donde,
debido al equilibrio que debe mantenerse entre bacterias productoras de cidos y de metano,
el pH debe ser superior a 6. De hecho, las bacterias metanognicas son muy sensibles a las
condiciones cidas del medio y es importante garantizar las condiciones para que se forme
una poblacin abundante y saludable de estas bacterias pues, en caso contrario apenas se
procesa la fase de fermentacin cida.
Tiempo de retencin hidrulico. Este factor es muy importante sea cual sea el tipo de
laguna considerada, aunque slo se utiliza como parmetro de diseo en el caso de las
lagunas de maduracin.
Para las lagunas anaerobias el volumen de la laguna, y por tanto el valor del tiempo de
retencin, se calcula a partir de la carga orgnica volumtrica. Tiempos de retencin inferiores a los calculados acarrean diversos inconvenientes, especialmente, mayores riesgos de
produccin de olores desagradables, peor calidad bacteriolgica del efluente y menor
eficiencia en la eliminacin de materia orgnica.
En el caso de las lagunas de maduracin, cuyos tiempos de retencin ms utilizados
varan entre 5 y 7 das, de acuerdo con el nmero de lagunas de este tipo asociadas en serie y
con los objetivos del tratamiento, el tiempo de retencin es el factor ms importante en la
eficiencia en la eliminacin de los microorganismos patgenos. Otros factores como la radiacin ultravioleta y la concentracin de algas, tambin afectan la eliminacin de microorganismos. La temperatura y la concentracin de algas ejercen un papel relevante en la
eliminacin de las bacterias patgenas, aumentando sta con el aumento de dichos factores,
pero la destruccin de virus est ms afectada por la radiacin ultravioleta.
Los tiempos de retencin de las lagunas facultativas son bastante mayores que los de
cualquier otro tipo de lagunas, aunque este parmetro no sea utilizado como criterio de
proyecto. El funcionamiento de estas lagunas depende, principalmente, de la carga orgnica
superficial, o sea, de la superficie de la laguna y no del volumen.
Profundidad de las lagunas. La altura del agua en las lagunas puede ser tambin un factor
de gran importancia en su funcionamiento.
Las lagunas anaerobias se construyen con unas alturas tiles entre 2.0 y 4.0 m siendo
el valor ms utilizado normalmente el de los 3.0 m.
Otros factores a considerar son las cargas orgnicas aplicadas, las caractersticas
fsicas, qumicas y biolgicas de las aguas residuales efluentes (nutrientes, inhibidores, etc).
2.11.3. Tipos de asociaciones de lagunas de estabilizacin.
103
problemas de olores. Sin embargo, si se construyen a una distancia del ncleo poblacional
superior a los 200 m y se disean adecuadamente, no se producen estos problemas. Estas
lagunas son dimensionadas en funcin de la carga orgnica volumtrica, Lv (g DQO
biodegradable / m3.da), relacin entre la DQO biodegradable del afluente y el tiempo de retencin. Los valores de este parmetro dependen de la temperatura de diseo (T C),
recogindose en la bibliografa las siguientes expresiones para su clculo:
para T < 10 C
L v = 150
(137)
L v = 30 T - 150
(138)
L v = 450
para T > 20 C
(139)
Ls = 150
Ls = 15 T
Ls = 75 (1.072 )
(140)
para T > 20 C
T - 25
(141)
(142)
para T > 10 C
(143)
Las ecuaciones (140), (141) y (142) son las recomendadas para su uso en la Europa
Mediterrnea, mientras que la (140) (143) son tentativas globales de ecuaciones de diseo.
En todas ellas T es la temperatura de diseo en C.
Una vez se ha seleccionado la carga orgnica superficial y escogida la profundidad
(intervalo normal 1.5 - 2.0 m) la superficie de la laguna se determina mediante la frmula:
104
A = 10 S i Q/ L s
(144)
donde:
= DQO biodegradable del agua residual en g/m3
Si
Q
= caudal en m3/d
= carga orgnica superficial en kg DQO biodegradable /ha.d
Ls
Lagunas de maduracin. El nmero de lagunas de maduracin y el tiempo de retencin
hidrulica a considerar en cada caso depende de la calidad bacteriolgica del efluente que se
pretenda conseguir, que a su vez es funcin de su uso posterior: vertido al mar o a un cauce
natural, o reutilizacin para riego. Dado que la eliminacin de bacterias patgenas de origen
fecal, verificada en cualquiera de los tres tipos de lagunas considerada, obedece a una cintica
de primer orden, el nmero de coliformes fecales por 100 mL de efluente de una serie de n
lagunas, Ne, viene dado por la frmula:
Ne =
Na
(1 + K b t 1) (1 + K b t 2 ) K (1 + K b t n )
(145)
donde:
= nmero de coliformes fecales por 100 mL en el afluente del sistema de lagunas.
Na
= tiempo de retencin expresado en das de la laguna i.
ti
= es la constante de eliminacin de coliformes fecales, expresada en das-1, funcin de
Kb
la temperatura:
K b T = 2.6 (1.19 )
T - 20
(146)
105
Parmetro
Rgimen de flujo
Tamao, ha
Operacin
Profundidad, m
pH
Temperatura, C
T. ptima, C
kg DBO5/ha da
Conversin
DBO5, %
Productos de la
conversin
Algas, mg/L
SS, mg/Lb
Aerobia
(maduracin)
Mezclado
intermitente
1- 4
mltiples
Serie- paralelo
1.2 - 1.5
6.5 - 10.5
0 - 30
20
< 15
60 - 80
Facultativa
Anaerobia
......
......
0.8 - 4
mltiples
Serie- paralelo
1-2
6.5 - 9.0
0 - 50
20
100 - 300
80 - 95
0.2 - 0.8
mltiples
Serie
2-4
6.8 - 7.2
6 - 50
30
200 - 500
50 - 95
Algas,CO2,
tejido celular
Algas,CO2,
CH4,tejido
celular
20 - 80
40 - 100
Algas,CO2,
CH4, tejido
celular
05
80 - 160
5 - 10
10 - 30
Lagunas
aireadas
Mezcla
completa
0.8 - 4
mltiples
Serie- paralelo
2-6
6.5 - 8.0
0 - 40
20
80 - 95
CO2, tejido
celular
80 - 250
a.-Valores tpicos.
b.-Microorganismos, algas y slidos suspendidos no eliminados del afluente. Estos valores corresponden a una
DBO5 soluble del afluente de 200 mg/L y, salvo para las lagunas de maduracin, en una concentracin de
slidos suspendidos en el influente de 200 mg/L.
106
Los filtros percoladores (o lechos bacterianos) constan de un medio poroso a travs del
cual se hace pasar el agua a depurar. El sistema se asemeja en todo a una filtracin sobre medio
poroso, pero se realiza en rgimen de no saturacin, no producindose en estos sistemas
filtracin mecnica. De esta manera es posible el paso del aire en contracorriente con el agua,
suministrndose el oxgeno necesario para que tenga lugar el proceso biolgico. El efluente de la
decantacin primaria es alimentado mediante distribuidores de caudal desde la parte superior del
filtro (Figura 47).
Baja carga
Carga
intermedia
Caractersticas
Carga hidrulica
(m3/m2/d)
Carga orgnica
(kgDQObiod./m3/d)
Recirculacin
Desprendimiento
de fangos
Profundidad (m)
DQObiod elimin.
(%)
Grado nitrificacin
Material
granular
Material
plstico
Filtro de
desbaste
1-4
4 - 10
10 - 40
15 - 90
60 - 180
0.12 - 0.35
Mnima
0.35 - 0.7
Usual
0.7 3.5
Siempre
7
Usual
> 2.3
Rara vez
Intermitente
1.8 - 2.5
80 - 85
Intermitente
1.8 - 2.5
50 - 70
Continuo
0.9 - 2.5
40 - 80
Continuo
3 - 13
65 - 85
Continuo
0.9 - 6
40 - 65
Mucho
Algo
No
Escasa
No
109
El nmero de factores es muy grande, por lo que slo se citarn los ms importantes.
3.2.1.1.
Se pueden distinguir dos tipos bsicos de medios filtrantes. El primero que se utiliz fue
el medio formado por piedra partida o rodada. Actualmente se utilizan casi exclusivamente
medios artificiales formados por material plstico, sobre todo para aguas industriales con altas
cargas orgnicas.
Tabla 18.- CARACTERSTICAS DE LOS MEDIOS FILTRANTES.
Medio
Gravas de ro
Pequeas
Grandes
Escorias de hornos
Pequeas
Grandes
Plstico
Convencional
Alta sup. especif.
Madera
Tamao nominal
mm
Masa/volumen
kg/m3
Superficie
especfica m2/m3
Porosidad
25 - 65
100 - 120
1250 - 1450
800 - 1000
55 - 70
40 - 50
40 - 50
50 - 60
50 - 80
75 - 125
900 - 1200
800 - 1000
55 - 70
45 - 60
40 - 50
50 - 60
30 - 100
30 - 100
150 - 175
80 - 100
100 - 200
40 - 50
94 - 97
94 - 97
70 - 80
110
Los medios filtrantes realizados con material plstico tienen mayor superficie especfica
y porosidad, por lo que proporcionan mejores resultados que la piedra partida. As mismo los
medios filtrantes de material plstico puedan soportar alturas entre 3 y 13 m, mientras que para
piedra partida las alturas del filtro oscilan entre 0.9 y 2.5 m.
Los rellenos plsticos presentan un menor riesgo de colmatado por los slidos
suspendidos presentes en las aguas residuales y requieren una estructura de soporte ms barata
debido a su baja densidad. Por contra estos rellenos son ms caros y, si la altura es elevada, es
necesario tener en cuenta el coste suplementario de bombeo que tal altura supone.
Las caractersticas fsicas de los medios filtrantes comnmente utilizados se indican
111
equivalente a la carga msica (kg DBO5/kg SSLM.d). El tiempo de retencin celular puede
estimarse basndose en la cantidad de fango producido.
3.2.1.5. Ventilacin.
T - 20
(147)
donde:
Figura 49.
Fil.I
Filtro
Fil. I
Fil. II
Sed I
Sed I
Sed II
Fil. II
Sed
Sed II
Figura 49.- a) Filtracin simple. b) Filtracin doble alternante. c) Filtracin en dos etapas.
Filtracin simple. Se puede operar con recirculacin o sin ella, segn el grado de calidad
deseado. Si la DQO soluble biodegradable del influente supera los 700 mg/L se recomienda
la recirculacin.
Filtracin doble alternada. El primer filtro elimina la mayor parte de la DQO soluble
biodegradable. El segundo ejerce una accin de acabado. Consecuentemente los mayores
espesores de fango se producen en el primer filtro. Peridicamente la circulacin del agua se
alterna segn se indica en la figura, consiguiendo un funcionamiento ms regular del sistema
formado por los dos filtros.
Filtracin en dos etapas. El primer filtro tiene una misin de desbaste. Normalmente es un
filtro de material plstico que elimina de un 60 a un 70% de la DQO. El segundo filtro acta
como limpiador del efluente y el crecimiento del espesor de la capa de fango es pequeo.
soporte inerte en forma de film biolgico. Los sistemas ms difundidos son los biocilindros y
los biodiscos. En la Figura 50 se muestra un ejemplo de una EDAR de biodiscos en
funcionamiento.
Los biocilindros son cilindros perforados, con dimetros entre 2 y 5 m, que en su interior
contienen un material soporte, generalmente de plstico con formas muy variadas.
En los biodiscos (Figura 51), el soporte est constituido por discos de material plstico
(poliestireno y cloruro de polivinilo) ensamblados sobre un eje horizontal.
Figura 51.- Mdulo de biodiscos formado por un eje con cuatro etapas (Cortesa de
ENVIREX).
alternativamente la biomasa entra en contacto con el sustrato orgnico del agua residual y
posteriormente con la atmsfera en la que absorbe el oxgeno. Este giro mantiene la biomasa en
condiciones aerobias. Al mismo tiempo sirve de mecanismo para desprender el exceso de
slidos de los discos debido a las fuerzas de corte creadas y mantener los flculos en suspensin.
Algunos de los sistemas de RBC que han aparecido ltimamente en el mercado cuentan con
aireadores que sirven al mismo tiempo para oxigenar el agua residual y mantener el movimiento
de giro del biodisco.
De lo dicho se desprende que estos reactores pueden clasificarse en la familia de los
filtros percoladores. No obstante se distinguen de ellos debido al hecho de que el soporte gira
alrededor de un eje horizontal. En un lecho bacteriano clsico las gotas de agua que se deslizan
sobre el soporte siguen una trayectoria unidireccional y pasa sucesivamente por todos los valores
de la concentracin del sustrato. Estos reactores se asemejan as al tipo de flujo en pistn. Las
fluctuaciones del caudal de agua y la dispersin de las trayectorias lquidas en el lecho suponen,
no obstante, un efecto de mezcla longitudinal que separa a los lechos bacterianos de un comportamiento de flujo en pistn puro. En general, un lecho bacteriano se puede asimilar a una serie
de varios reactores de mezcla completa en serie.
Los RBC, por su configuracin bsica, forman un reactor de mezcla completa. Por esta
razn los RBC se disponen en bateras que comprenden muchas unidades en serie, generalmente
de 2 a 4 (Figura 52). Esto les aproxima al esquema de los filtros percoladores tradicionales. Se
recordar que el reactor de flujo de pistn puro siempre es ms eficaz que un reactor de mezcla
completa puro.
Desde el punto de vista biolgico, estas diferencias de configuracin se traducen en
diferencias muy marcadas. Los lechos bacterianos presentan una estratificacin especfica de la
biomasa. Las bacterias hetertrofas abundan en las capas superiores, y las auttrofas (nitrificantes) no aparecen nada ms que en las capas inferiores. En los RBC la biomasa es
uniforme en el seno de una batera que gira en una cuba nica. Por el contrario, el reparto radial
cuantitativo provoca un porcentaje variable del tiempo durante el cual la superficie est
sumergida y en consecuencia en las zonas ms prximas al eje la biomasa es menos abundante.
Los trozos de film biolgico que se desprenden de los discos quedan en suspensin en la cuba y
ejercen un cierto efecto de depuracin. La estratificacin vertical de los lechos tradicionales se
encuentra aqu en la forma de una variacin de fase en fase: la nitrificacin, por ejemplo, tiene
lugar en las ltimas fases de una serie.
116
2 EJES, 1 ETAPA
etapas
medio
eje
medio
eje
efluente
influente
1 EJE, 4 ETAPAS
medio
eje
medio
eje
efluente
influente
4 EJES, 4 ETAPAS
influente
efluente
medio
eje
efluente
influente
4 EJES, 4 ETAPAS
Se pueden ya prever, a la vista de estos principios bsicos muy generales, las dificultades
con que tropezar un anlisis matemtico de los fenmenos, y es fcil de comprender que sea
imposible concebir un modelo sencillo que pueda tener en cuenta todas estas particularidades a
las cuales se suma un parmetro especfico de estos dispositivos: la velocidad de rotacin.
3.4. Modelo cintico del cultivo fijo aerobio.
conocimiento de los coeficientes de transferencia de materia, muchos de los cuales son de difcil
obtencin. Una alternativa a los modelos tericos de difcil aplicacin son los modelos semiempricos en los que a travs de los parmetros cinticos se introduce de manera simplificada la
difusin externa, la difusin interna y el crecimiento microbiano. Este ltimo viene representado
por una expresin tipo Monod:
rss = -
E K es SS
K S + SS
(148)
donde:
= flujo de sustrato a la capa biolgica (g DQO soluble /m2/d).
rss
Como se ha comentado son sistemas de cultivo fijo por etapas en los que se produce
eliminacin conjunta de materia orgnica y nitrificacin. El esquema del proceso se muestra
en la Figura 53. A continuacin se definen los smbolos empleados para este tipo de proceso:
Alimentacin
Etapa 1
QF, SS,1,
A1
SNH,1, fN,1
Q F,
Etapa j
Q F,
SS,j-1,
SNH,j-1,
fN,j-1
Aj
SS,j,
SNH,j,
fN,j
Etapas j+1 a N
A:
fN:
Dec. 2
Efluente
final
QF, SS,e,
SNH,e
Purga de fangos
XRT, SS,e, SNH,e
cultivos en suspensin. Por lo tanto, los smbolos SS,F, SNH,F, y SP,F, se refieren nicamente a
las fracciones solubles de materia orgnica biodegradables (DQO soluble biodegradable),
nitrgeno Kjeldahl total y fsforo total de la corriente alimento. Para el diseo de los sistemas
de cultivo fijo se realizan las siguientes hiptesis de clculo:
- No existen microorganismos en el agua residual a tratar, XH,F = 0, XA,F = 0.
- No se produce actividad microbiana en el clarificador ni en las conducciones.
- Se alcanza el estado estacionario del sistema.
- Se mantienen condiciones aerobias en todo el sistema.
- Se supone despreciable la cantidad de slidos suspendidos que se pierden por el efluente
del decantador secundario.
- Para un conjunto de biodiscos girando a una velocidad determinada no cambia ni el
espesor ni la densidad de la biomasa en la pelcula. Es decir, la cantidad de biomasa
presente en el sistema se mantiene constante.
El diseo de los RBC consiste en el clculo del rea por etapa, la DQO soluble
biodegradable, el nitrgeno Kjeldahl solubles y el nitrato en el efluente de cada etapa, la
produccin neta de microorganismos por etapa y finalmente la produccin total de fangos del
sistema.
La pelcula de biomasa est fijada a la superficie de un soporte slido. El volumen de
la pelcula viene dado por el producto del espesor de la misma, E, y el rea de soporte slido.
Al espesor de la pelcula, E, se le puede asignar un valor constante de 0.15 mm. As mismo es
posible considerar un valor medio de la densidad de los microorganismos de 78 kg de DQO
/m3. Como ya se ha comentado, para distinguir los dos tipos de microorganismos,
hetertrofos y auttrofos, se utiliza la fraccin de microorganismos auttrofos.
El diseo del proceso se inicia con la determinacin del rea total y del rea de la
primera etapa utilizando como criterios de diseo el valor mximo de la carga orgnica total
y la carga orgnica mxima para la primera etapa. Una vez seleccionado el nmero de etapas,
con estos datos se calcula el rea de las diferentes etapas:
A total =
Q F SS 0
CO total
(149)
A1 =
Q F SS0
CO1etapa
(150)
A j=
A total A1
N etapas 1
(151)
requiere un reajuste de las reas, siempre redondeando de modo que no se supere las cargas
orgnicas fijadas. La seleccin de la maquinaria depende no slo del rea por etapa, sino
tambin del tipo de biodisco, el nmero de ejes por etapa y la densidad de biodiscos. Una vez
seleccionada la maquinaria, se disea la cubeta en la que se dispondrn los biodiscos, y la
potencia necesaria por eje que permita mantener un espesor de pelcula biolgica adecuado.
Materia orgnica soluble
(152)
SS, j
K S +SS, j
A j E (1 f N , j )
(153)
donde:
= constante de biodegradacin que representa la mxima cantidad de sustrato utilizado
Kes
por unidad de biomasa sintetizada, d-1, (equivalente a m/Y en los cultivos en suspensin).
AjE(1-fN,j)= cantidad de biomasa hetertrofa de la etapa j, g DQO. Este trmino sustituye
al trmino VXH utilizado en las ecuaciones del cultivo en suspensin.
Nitrgeno Kjeldahl soluble y nitrato
Q F (S NH , j1 S NH , j )= K en
S NH , j
K NH +S NH , j
A j E f N , j + 0.087 QX t j
(154)
donde:
= constante de nitrificacin tasa mxima de consumo de nitrgeno amoniacal por
Ken
unidad de biomasa auttrofa sintetizada, d-1. Equivale al factor mA/YA de los cultivos en
suspensin.
AjEfN,=: cantidad de microorganismos nitrificantes en la etapa j, g DQO.
QXtj = produccin de microorganismos hetertrofos y auttrofos, incluyendo la parte inerte
generada por muerte, g DQO/d.
El nitrgeno oxidable consumido en el proceso de nitrificacin es trasformado en
nitrato, por lo que la concentracin de nitrato de salida de cada etapa se puede calcular
mediante la expresin:
120
Q F (S NO , j1 S NO , j )= Q F (S NH , j1 S NH , j ) 0 .087 Q X t j
(155)
Fsforo soluble
El fsforo soluble ser el fsforo soluble que entra al sistema menos el que utilicen
los microorganismos.
Q F (S P , j1 S P , j )= 0.017 QX t j
(156)
Produccin de fangos
(157)
QX HI, j = f DH b H A j E (1f N )
(158)
QX A , j = YN Q F (S NH , j1 S NH , j ) 0.087QX t j b A A j E f N
(159)
QX AI , j = f DA b A A j E f N
(160)
Q XT = Q F XI 0 + Q F XS0 + Q X t j = Q F X T
(161)
Q X
j
121
tj
= Q F X SST
(162)
donde XSST son los SST que salen del sistema de soporte slido.
El caudal de purga de fangos se calcula mediante la ecuacin:
Qw =
QX SST
X RSST
(163)
c =
A E(1f
Q X
j
N, j
H, j
A E f
Q X
j
N, j
(164)
A, j
S T ,e = SS,F + S I + X SSTe
S NH ,e = S NH ,F + X SSTe
SP ,e = SP ,F +X SSTe
XT
X SST
(165)
Q F X NH 0 + .087 (QX H + QX A )
j
(166)
Q F X SST
Q F X P 0 + .017 QX j
(167)
Q F X SST
122
Del balance de alcalinidad se obtienen los requisitos para asegurar que la alcalinidad
no desciende por debajo de 50 mg CaCO3/L, valor seleccionado como estndar para asegurar
que el pH del medio no sea inferior a 6.
En este proceso se consume alcalinidad fundamentalmente durante la nitrificacin:
(168)
(169)
Requisitos de nutrientes.
Como criterios de diseo de los filtros percoladores pueden utilizarse los valores
recogidos en la Tabla 17. Para asegurar la nitrificacin del efluente se recomiendan los valores
de las cargas orgnicas recogidos en la Tabla 19.
Tabla 19.- CARGAS TPICAS PARA LOS PROCESOS DE CRECIMIENTO EN
CULTIVO FIJO PARA LOGRAR LA NITRIFICACIN.
Proceso
Porcentaje de
nitrificacin
Carga orgnica
Kg DQO soluble biodegradable/m3 d
123
75 - 85
85 - 95
0.24 - 0.15
0.15 - 0.07
75 - 85
85 - 95
0.45 - 0.30
0.30 - 0.15
Para los RBC pueden utilizarse como criterios de diseo los mostrados en la Tabla 20.
11
18
3
4
4-6
124
Para el caso de aguas residuales domsticas puede utilizarse la Figura 54. Esta figura
proporciona directamente el rea en los procesos sin nitrificacin, una vez fijada la
concentracin de salida.
Para valores de la DQO soluble biodegradable mayores que 220 mg/l, se supone que
la carga orgnica mxima a alimentar para la obtencin de un grado de eliminacin dado, es
la misma que para una concentracin del influente de 220 mg/l. As, por ejemplo, de la
Figura 54 se obtiene que para pasar de una DQO soluble biodegradable de 220 mg/l a un
valor de 11 mg/L (eliminacin del 95%), la carga hidrulica debe ser de 4 10-2 m3/ m2/ da, lo
que equivale a una carga orgnica de 8.8 g de DQO soluble biodegradable /m2/da.
Cuando se incluye nitrificacin:
- Para NHo > 15 mg/l se calcula el rea necesaria para obtener una DQO soluble
biodegradable de salida de 22 mg/l o menor.
- Para NHo < 15 mg/l, la DQO soluble biodegradable a la salida debe ser igual a (NHo + 7)
mg/l .
Clculo del rea necesaria para la eliminacin nitrificacin.
desde NHo hasta 30 mg/l se considera una carga de 1.46 gr N-NH4/m /da y se calcula el rea
necesaria. Para reducir la concentracin de salida hasta el valor prefijado se utiliza la Figura
125
Figura 55.- Determinacin del rea necesaria para la nitrificacin de N.NH4 en RBC para
agua residual domstica (Cortesa de ENVIREX).
rea final
El rea necesaria viene dada por la suma de las anteriores, divididas por el factor de
correccin correspondiente a la temperatura de trabajo, de la Figura 56 y Figura 57 y por un
factor de seguridad que puede estimarse en 1.1 cuando el sistema no incluye nitrificacin y
1.15 para la eliminacin de N y DQO.
126
127
La alcalinidad, al igual que en los cultivos suspendidos, debe mantenerse siempre por
encima de los 50 mg/l de CaCO3, para evitar disminuciones del pH.
Nmero de etapas
Determinacin del nmero de etapas. El nmero mnimo de etapas para que la eliminacin de DQO soluble biodegradable sea 90%, debe ser de 4. La carga orgnica en la 1
etapa debe ser menor que 1.76 Kg DQO soluble biodegradable/100 m2/da.. Esta limitacin
puede hacer que la primera etapa sea mayor que las siguientes.
Produccin de fangos.
128
mg/l SSproducidos/mg/l
DQOeliminada
0.40
0.35
0.30
0.25
0.20
0.15
0.10
0.05
0.00
0
10
20
30
40
canaletas de reparto
Turbas
Arena granito 3
Gravilla de 1 cm
Gravilla de 3 cm
Pilar 25x25
Pendiente del 2 %
Tubo drenaje
Hormign de limpieza
pendiente 6%
Anclaje
Refuerzo
Figura 59. Esquema de una planta depuradora de filtracin sobre lechos de turba
(Cortesa de EGEVASA).
129
La superficie total de los lechos depende del caudal punta y la carga contaminante. En la
Figura 59 se muestra un esquema de una planta depuradora de filtracin sobre lechos de turba.
El tamao mximo de lecho que permite un mantenimiento fcil es de unos 200 m2.
Carga orgnica:
Carga hidrulica:
Superficie necesaria:
Nmero de unidades:
Perodo de operacin:
Perodo de parada:
Un filtro verde es un sistema constituido por un tipo de planta (generalmente del gnero
Populus, como por ej. el chopo) y un suelo que se utiliza para la depuracin de aguas residuales.
Este sistema de depuracin consiste en la eliminacin de los constituyentes del agua
residual por parte del sistema suelo-planta, destacando la eliminacin de nutrientes,
principalmente nitrgeno y fsforo en el proceso de desarrollo de las plantas, que debern ser
recolectadas peridicamente.
El agua residual slo habr recibido un tratamiento primario. Los microorganismos
presentes en el suelo descomponen la materia orgnica en nutrientes que sern eliminados por
las plantas.
Los factores que determinan la capacidad de este sistema para la depuracin del agua
130
Tipo de pretratamiento
Primario
0.025
Lecho de turba
0.075
El poder tratar cargas volumtricas elevadas de efluentes relativamente diluidos pasa por
el mantenimiento en el digestor de una biomasa importante, de modo que se pueda operar con
tiempos de residencia hidrulicos pequeos (un da o menos) sin que se produzcan prdidas
sustanciales de biomasa metanognica.
Los sistemas anaerobios de soporte slido se clasifican en:
a) Filtro anaerobio.
b) Lecho en pelcula.
c) Lecho fluidizado.
d) Lecho de lodos.
e) Sistemas mixtos.
a) El filtro anaerobio (Figura 60) consiste en un recipiente cuyo interior est relleno de
un material sobre el cual los microorganismos pueden quedar adheridos. A medida que el
crecimiento de las bacterias resulta excesivo o cuando se mueren, se desprenden del soporte y
131
abandonan el filtro como lodos. Los problemas que presenta son los tpicos de un reactor de
lecho fijo: creacin de caminos preferenciales, taponamientos en los distribuidores y sobre todo
de colmatacin por slidos.
Por ello su aplicacin ms indicada es en los casos de corrientes con poca cantidad de
slidos en suspensin. Si bien inicialmente se pensaba que este sistema slo era adecuado para
tratar efluentes con una baja carga, se ha visto que una recirculacin del efluente de salida
permite tratar efluentes ms concentrados.
Con el filtro se obtienen rendimientos de depuracin muy elevados siendo posible,
mediante recirculaciones muy grandes, trabajar con cargas de 10 - 12 Kg DQO/m3/da, con unos
elevados rendimientos en metano por volumen de digestor. Esto es debido a los elevados
tiempos de retencin celular que se consiguen.
As, estudios realizados en un filtro de gran porosidad (0.96) muestran que alimentando
una corriente con una carga de 11.5 Kg DQO/m3/da, para un tiempo de retencin hidrulico de
1.15 das, el tiempo de retencin de slidos resulta ser de 350 das, con una produccin de CH4
de 5.5 m3/m3/da.
b) En el digestor de "lecho en pelcula" (fixed film reactor), (Figura 61), la alimentacin
del filtro por la parte superior y su circulacin entre placas paralelas permite resolver los
problemas de colmatacin y de reparto del efluente de alimentacin habituales en estos filtros.
132
El soporte sobre el que las bacterias quedan retenidas y se desarrollan puede estar
concebido de varias formas diferentes y utilizando diversos materiales, observndose en cada
uno de ellos distintas eficacias de depuracin.
c) Dentro de esta misma clase de digestores se puede incluir el reactor anaerobio de
lecho fluidizado (Figura 62). En ste se fluidizan mediante el caudal influente los soportes sobre
los que se han fijado las bacterias. Estos soportes pueden estar constituidos por arena o carbn
activado, existiendo adems diversos tipos patentados en el mercado.
La expansin del lecho se controla mediante la velocidad del agua. El gas producido
puede provocar problemas de espumas y flotacin en la parte superior del reactor, que pueden, a
su vez, dar lugar a prdidas de las partculas fluidizadas junto con el efluente tratado.
Este reactor se viene utilizando con xito en el tratamiento de aguas residuales de
industrias de fabricacin de cerveza.
d) Sin duda el procedimiento, dentro de los reactores con biomasa fija, que ha tenido un
desarrollo ms espectacular ha sido el de reactor de lecho de lodos, en particular el conocido
UASB (Upflow Anaerobic Sludge Blanket) (Figura 63). Se ha comprobado que los propios microorganismos pueden actuar como medio filtrante. La retencin de los lodos en el interior del
sistema se consigue favoreciendo la floculacin de los lodos mediante el mantenimiento de unas
condiciones apropiadas en el reactor. Mediante un dispositivo diseado exprofeso, se consigue
una buena separacin de los lodos, tanto del gas como de la corriente, lo cual favorece su retorno
al compartimiento de digestin, situado debajo del sistema de separacin.
Los factores que regulan la formacin de un lecho de lodos no son conocidos con
certeza. Sin embargo parece que estn fuertemente relacionados con la naturaleza del agua a
tratar. De hecho el sistema se ha aplicado con gran xito al tratamiento de aguas industriales de
industrias agro-alimentarias con importantes contenidos en azcares o almidn.
133
As, por ejemplo, estudios realizados sobre tratamiento de aguas residuales de industrias
azucareras muestran la eficacia y la estabilidad del sistema.
d) Una solucin muy interesante, es el empleo de sistemas mixtos. Tal como se ha visto,
cada sistema posee unas caractersticas que lo hacen adecuado para tratar un tipo concreto de
efluente. Se puede pensar, por lo tanto, en aplicar a un mismo efluente sistemas de tratamiento
mixtos formados por dos reactores: el primero sera el ms adecuado para tratar el efluente bruto
y el segundo se elegira en funcin de las caractersticas de la corriente de salida del primer reactor.
Se han tratado efluentes de blanqueo de industrias de pasta papelera en un sistema
formado por un reactor anaerobio de lecho fluidizado, en donde se eliminan los clorofenoles y
un filtro aerobio en donde tiene lugar la reduccin final de DQO.
En el tratamiento de efluentes que contengan una cantidad importante de slidos en
suspensin, un sistema que podra resultar adecuado es el formado por un reactor de contacto, de
donde saldra un efluente que se podra tratar en un filtro anaerobio (Figura 64).
134
NDICE