Tratamiento Biologico de Residuales Ferrer y Secco 1
Tratamiento Biologico de Residuales Ferrer y Secco 1
Tratamiento Biologico de Residuales Ferrer y Secco 1
1.1. Introducción.
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 energía, convirtiéndolos en nuevos microorganismos (biomasa), dióxido
de carbono y otros compuestos inocuos. La fuente de carbono y/o energía se denomina
sustrato, por lo que en estos tratamientos la eliminación de contaminantes se conoce como
consumo de sustrato. Los procesos de crecimiento de biomasa y de consumo de sustrato están
totalmente relacionados, denominándose rendimiento a la cantidad de biomasa generada por
unidad de sustrato eliminado.
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 suspensión se suele recurrir a una
decantación y recirculación de la biomasa, mientras que en los de soporte sólido la retención
de la misma queda asegurada por las características del propio proceso.
Los sistemas más característicos de los primeros son los fangos activados, las lagunas
aireadas, y el lagunaje. Entre los segundos se encuentran los filtros percoladores, los biodis-
cos y los lechos de turba.
1.2.1. Introducción.
Los organismos se pueden clasificar desde diversos puntos de vista. Desde el punto de
vista de la depuración de aguas, la clasificación trófica es de gran importancia.
1
Las reacciones de oxidación del sustrato, por una parte suministran electrones a los
“transportadores de electrones” transformando las formas oxidadas (NAD, nicotinamín-
adenín-dinucleótido) en las correspondientes formas reducidas (NADH2). Estas formas
reducidas aportan los electrones necesarios en el proceso de síntesis celular.
Por otra parte, cuando los electrones suministrados en las reacciones de oxidación del
sustrato pasan, a través de la cadena de transporte de electrones, al aceptor final de electrones,
se genera una gran cantidad de energía en forma de ATP (adenosín-trifosfato) que es utilizada
en las reacciones de biosíntesis.
2
1.2.2. Bacterias.
Hay tanto formas autótrofas como heterótrofas. Estas últimas utilizan para su
crecimiento compuestos orgánicos solubles.
1.2.3. Protozoos.
a) b)
c) d)
4
Pueden alimentarse de bacterias u otros microorganismos (holozoicos) o de materia
orgánica disuelta (osmotrófos), aunque no se cree que compitan eficazmente con las bacterias
por el sustrato soluble, pudiéndose asumir que la eliminación de la materia orgánica disuelta
es llevada a cabo por las bacterias.
Los protozoos también juegan un papel importante en los sistemas de cultivo fijo,
donde están presentes en mayor proporción. Su contribución al proceso es la misma que en
los cultivos en suspensión.
Los cuatro grupos básicos de protozoos en los fangos activados son flagelados,
amebas y formas nadadoras libres y fijas de ciliados (Figura 3).
1.2.4. Hongos.
Aunque pueden utilizar la materia orgánica disuelta, rara vez compiten con las
bacterias en los sistemas de cultivo en suspensión. Bajo determinadas condiciones (pH bajos,
déficit de nitrógeno) pueden proliferar, produciendo unos fangos con pobres cualidades de
sedimentación. Son más frecuentes en los sistemas de cultivo fijo constituyendo en estos
sistemas una parte importante de la biomasa.
1.2.5. Algas.
La mayor parte de los autores sitúan dentro de ellas a las algas azules (Cianofíceas)
que son organismos fotosintéticos pero sin diferenciación nuclear (procariotes), por lo que
otros autores las sitúan dentro de las bacterias denominándolas Cianobacterias. Algunas de
ellas son capaces de utilizar el nitrógeno atmosférico (N2) como fuente de nitrógeno, proceso
que recibe el nombre de fijación.
Desde el punto de vista de la Ingeniería Sanitaria cabe destacar los siguientes aspectos
de las algas:
5
de materia orgánica superiores a las presentes en las aguas de vertido, al suplir los déficits
de nitrógeno existentes en las aguas residuales urbanas con nitrógeno atmosférico.
1.2.6. Rotíferos.
1.2.7. Nemátodos.
hidrólisis
Crecimiento biológico
Biomasa
DECAY
Estos organismos son los que actúan básicamente en los sistemas biológicos de
depuración, pudiendo actuar bien por vía aerobia o anóxica, bien por vía anaerobia. En la
Figura 6 se muestra un esquema de las transformaciones que sufre la materia orgánica bajo la
acción de estos organismos.
Reacción exotérmica
Productos
finales
orgánica
Residuo
Materia orgánico
Nutrientes Síntesis celular celular
En todos los casos los compuestos orgánicos insolubles han de ser solubilizados antes
de ser consumidos. Además, los compuestos solubles de elevado peso molecular han de ser
reducidos a compuestos más pequeños a fin de hacer posible su paso a través de la membrana
celular. Las reacciones responsables de la solubilización y reducción del tamaño de los
compuestos orgánicos son reacciones hidrolíticas catalizadas por enzimas extracelulares
producidos por las bacterias.
Dentro de los organismos autótrofos fotosintéticos, pueden citarse las algas que intro-
ducen oxígeno en el sistema de tratamiento.
Productos
Materia Materia finales
inorgánica inorgánica
reducida oxidada
Energía
Síntesis Residuo
CO2 celular orgánico
Nutrientes
Autótrofos
NH 4+ + CO 2 + O 2 + HCO 3− → microorg. + H 2 O + NO 3− + H + (2)
9
1.4. Cinética de las reacciones de los organismos heterótrofos.
Las reacciones anteriores tienen unas características cinéticas definidas por unos
parámetros que, en cada caso, se determinarán en planta piloto. No obstante para un
dimensionamiento previo se pueden utilizar unos valores medios de los mismos,
característicos de distintos tipos de aguas residuales.
En este capítulo, tras la introducción de los principales parámetros y variables que in-
tervienen en los procesos biológicos de degradación de materia orgánica, se deducen las
ecuaciones cinéticas y se proponen unos valores medios de los parámetros correspondientes a
los microorganismos heterótrofos válidos para un predimensionamiento de las instalaciones.
1-Y Residuos
finales
Materia
orgánica (1-fD) b
Y Materia fD b Residuo
celular inerte
10
La materia orgánica puede estar presente en forma disuelta y suspendida y se puede
definir por la DBO5 o por la DQO. La utilización de la DQO facilita el planteamiento de los
balances de materia en el sistema, por lo que se utilizará en este desarrollo. Se distinguen dos
fracciones, disuelta (S, g/m3) y la suspendida (X, g/m3). Dentro de la DQO soluble puede a su
vez distinguirse entre biodegradable (SF) e inerte (SI). Análogamente, para la DQO
suspendida se diferencia entre la biodegradable (XS) y la inerte (XI). Generalmente se asume
que SF es rápidamente biodegradable por lo que no necesita sufrir un proceso de hidrólisis
para poder ser asimilada por los microorganismos, proceso que sí necesita sufrir XS.
Los sólidos suspendidos totales (XT) están constituidos por la biomasa y la materia
particulada. La biomasa está compuesta por la fracción activa y la fracción inerte, residuo
orgánico procedente de la desaparición de biomasa. Por su parte la materia particulada inclu-
ye los sólidos no volátiles, la DQO suspendida no biodegradable y la DQO suspendida
biodegradable procedentes del influente y que se acumulan en el fango.
Los pesos moleculares de los reactantes son 113 y 160 respectivamente y se obtiene:
X 160 g DQO
= = 1.42 (4)
SSVmicroorg. 113 g SSV
11
Componentes generadas por el proceso biológico:
1. Crecimiento celular.
2. Eliminación o degradación de la materia orgánica.
Los factores a tener en cuenta son aquellos que controlan el medio en que se da el
fenómeno tales como la temperatura, el pH, la existencia en cantidad suficiente de elementos
nutrientes y la presencia de productos tóxicos que puedan inhibir el proceso. El control de las
condiciones ambientales asegurará que los microorganismos tengan el medio indicado donde
poderse desarrollar.
rX = µ X (5)
donde:
rx = velocidad de crecimiento de los microorganismos, ML-3T-1
µ = velocidad de crecimiento específico, T-1
X = concentración de biomasa activa, ML-3
12
S
µ = µm (6)
Ks + S
donde:
µm = velocidad máxima específica de crecimiento, T-1
S = concentración del sustrato limitante del crecimiento, ML-3
Ks = constante de semisaturación, concentración de sustrato tal que la velocidad de
crecimiento es la mitad de la máxima, ML-3. Cuanto más bajo es su valor, más bajo es el
valor de la concentración de sustrato para la que µ se aproxima a µm.
µm X S
rX = (7)
Ks + S
1
rS = - rX (8)
Y
donde:
rs = velocidad de utilización del sustrato, ML-3T-1
Y = coeficiente de producción máxima, definido como la relación entre la masa de
células producida y la masa de sustrato consumido.
- µm X S
rs = (9)
Y ( Ks + S)
La ecuación (9) es conocida como expresión de Lawrence y Mc. Carty. Esta expre-
sión 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 región de concentraciones elevadas de
sustrato.
Los parámetros de tratamiento que se han indicado hasta aquí pueden tener unos
valores distintos que dependen de la temperatura, pH, tipo de residuos, edad del fango, etc.
También se ha indicado que para su aplicación concreta los valores a utilizar deben de
determinarse en laboratorio o planta piloto.
13
Tabla 1.- VALORES MEDIOS DE LOS PARÁMETROS PARA BACTERIAS
HETERÓTROFAS.
K T = K 20 η
T - 20
(10)
donde:
KT y K20= valor del parámetro a las temperaturas T y 20 °C respectivamente.
η = coeficiente que depende del proceso.
T = temperatura en °C.
14
Tabla 2. COEFICIENTES ACTIVIDAD-TEMPERATURA DE DISTINTOS
PARÁMETROS BIOLÓGICOS PARA AGUAS RESIDUALES URBANAS.
Parámetro η
µm 1.072
b 1.072
2.1. Introducción.
En general todos estos procesos son parecidos y pueden considerarse como variantes
del mismo proceso. Las variantes u opciones que se pueden considerar aparecen en la Tabla
3, auque en la práctica sólo se utilizan algunas combinaciones de dichas variantes.
Fangos activados. Son procesos aerobios. En ellos se consigue un gran tiempo de retención
celular mediante una recirculación de los fangos. El aporte del oxígeno se efectúa por medios
mecánicos. Los denominados procesos especiales pueden incluirse en el grupo de los fangos
activados.
Lagunas aireadas. Son predominantemente aerobias aunque pueden combinarse con pro-
cesos anaerobios. El tiempo de retención necesario se consigue con grandes volúmenes del
reactor. El aporte del oxígeno se efectúa por medios mecánicos.
15
aunque mucho más complejos. El proceso de eliminación de fósforo es, en esencia, un
proceso de fangos activados que incluye un RCTA anaerobio previo, y el de eliminación de
nitrógeno, incluye una etapa anóxica.
V S X
Q S0 X0 Q S X
Q So - Q S + rS V = 0 (11)
Sustituyendo rs por su valor dado por la ecuación (9), teniendo en cuenta que el
tiempo de residencia viene dado por θ = V/Q y haciendo operaciones se llega a:
µm S X
So - S = θ (12)
Y ( K S + S)
en la que:
So y S = concentración del sustrato limitante a la entrada y salida, en g/m3.
θ = tiempo de retención hidráulica θ = V/Q (d).
V = volumen del reactor (m3).
Q = caudal a tratar (m3/d).
Q (So - S) µm S
U= = (13)
VX Y ( Ks + S)
16
La variable U se denomina consumo específico o reducción específica y representa la
cantidad de sustrato degradado por unidad de masa celular y en la unidad de tiempo. Su
dimensión es días-1.
En este los valores de S y X varían a lo largo del mismo tal como se indica en la
Figura 10.
S0
X
X0
S
Q S0 X0 QSX
Y
[ Ks ln So + (So - S)] = θ (14)
µm X S
Q (So - S) µ m (So - S)
U= =
VX S (15)
Y ( Ks ln o + (So - S))
S
17
2.3. Crecimiento celular.
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 también por Q∆X (g
DQO/día). Despreciando la concentración de microorganismos en el agua de entrada al
proceso biológico y en el agua clarificada, queda:
Xo = X e = 0 Q∆X = QW Xr = - Y rs V - b X V (17)
(S0 − S)
Q∆X = Y V -bXV (18)
θ
Q∆X (S - S)
=Y o - b = YU - b (19)
VX Xθ
A la inversa del primer miembro VX/Q∆X que tiene como dimensión tiempo, se le
denomina tiempo de retención celular o edad del fango; se le representa por θc y representa el
tiempo medio que una célula permanece en el proceso. Este parámetro es muy importante en
un proceso biológico y en el proceso de fangos activados se suele tomar como criterio de
diseño.
-1
θc = (YU - b ) (20)
Una vez calculado θc, el exceso de fangos que hay que purgar se determina por la
fórmula:
VX
Q∆X = (21)
θc
Existe un valor mínimo del tiempo de retención celular, θcM, por debajo del cual no
18
llega a producirse el fenómeno biológico. Este valor se obtiene haciendo S = So en la fórmula
(13) y sustituyendo el valor de U obtenido en (20).
Este valor establece el límite inferior. Los valores de diseño del tiempo de retención
celular mínimos suelen ser del orden del doble de este valor.
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
depuración biológica.
Influente Efluente
Decantador
Reactor
Aire
Recirculación
Desde el principio fue patente el carácter biológico del proceso y la relación existente
entre la carga orgánica aplicada y la velocidad de crecimiento de los microorganismos. Los
métodos de diseño iniciales eran totalmente empíricos: el tiempo de retención en el reactor
19
fue uno de los primeros métodos empleados; para aguas muy cargadas en materia orgánica se
utilizaban tiempos de retención mayores que los utilizados en las menos cargadas. También
se utilizaron varios criterios basados en los kg de DBO5 aplicados por m3 de reactor y día
(carga volumétrica) o bien por kg de microorganismos presentes en el reactor (carga másica).
A lo largo de estos últimos años se han diseñado las plantas haciendo uso de las
ecuaciones anteriormente indicadas, pero sin olvidar ciertos valores o parámetros que tienen
su base en la experiencia del proyecto y explotación de numerosas plantas que han funcio-
nado correctamente. Actualmente los criterios de diseño más utilizados son los que se basan
en el control de la carga másica y del tiempo de retención celular.
El flóculo puede aumentar su tamaño por la multiplicación de las bacterias que hay en
él, y por la adición de materia muerta o viva desde la fase líquida. Durante su desarrollo el
flóculo es colonizado por organismos consumidores de bacterias como los protozoos
ciliados, nemátodos y rotíferos. Por tanto un flóculo maduro puede considerarse como un
microcosmos, cuya población está en un equilibrio dinámico sensible a las condiciones
ambientales entre las que se incluyen la composición de los residuos.
Conforme el flóculo crece y aumenta su edad, aumentan las células muertas y los
sólidos inertes acumulados. Aunque el flóculo viejo es capaz de adsorber sustancias, la oxida-
ción biológica es posible únicamente para las células vivas, produciéndose una disminución
de la actividad general del flóculo con la edad. Al aumentar su tamaño, la difusión de los
nutrientes y el oxígeno a las bacterias individuales y la salida de sus excretas se hace cada vez
más difícil. Por tanto en un cultivo microbiano, cada flóculo puede considerarse que pasa a
través de diferentes fases de crecimiento alcanzando la madurez y posteriormente la decaden-
cia cambiando su estructura y actividad, ambas significativas en el proceso de depuración.
En los sistemas de fangos activados, con las aguas residuales son introducidas muchas
especies diferentes de organismos. Muchas de ellas encuentran allí 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 composición específica de los fangos
activados estará determinada por la velocidad relativa de crecimiento de las especies, la dis-
ponibilidad de alimento en competición con otras especies del mismo nivel trófico y el efecto
de la predación de los organismos de niveles tróficos más altos. Aparte de estos factores, las
condiciones físicas y químicas de la planta son también importantes en la determinación de la
20
composición específica. Los principales factores son la disponibilidad de oxígeno, el pH, la
temperatura y los agentes inhibidores o tóxicos. De todas las especies de un mismo nivel
trófico que compiten por el mismo alimento una de ellas se convertiría en dominante. Esta
situación debería conducir a la eliminación de las otras especies que compiten. Esto no ocurre
debido a las condiciones cambiantes que se dan conforme los fangos pasan a través del
sistema, que favorecen sucesivamente a diferentes especies, y a la introducción constante de
una flora mixta que mantiene la competición por el alimento.
Aunque en los fangos activados son introducidos algas, bacterias, hongos y protozoos,
las bacterias se convierten normalmente en dominantes. Las bacterias dominantes de los
fangos tienen que satisfacer dos condiciones: ser capaces de utilizar los residuos orgánicos y
formar rápidamente flóculos que faciliten su separación del efluente y que aseguren su reten-
ción en el sistema. La naturaleza de las bacterias dominantes estará determinada en gran
medida por la composición de los residuos que tengan que ser tratados.
El nicho de los protozoos en los sistemas de fangos activados es algo difícil de definir
con precisión. Los flagelados zoomastigóforos son osmótrofos, y como tales compiten, nor-
malmente sin fortuna, con las bacterias. Más significativas en la comunidad son las formas
holozoicas en especial los ciliados. Éstos se alimentan de las bacterias y otros protozoos. La
ausencia de protozoos ciliados en una planta de fangos activados lleva normalmente asociada
un efluente turbio causado por la presencia de un elevado número de bacterias dispersas. Se
sabe, así mismo, que los protozoos contribuyen a la floculación de la materia orgánica
suspendida, incluyendo las bacterias. Por tanto su presencia en unos fangos activados puede
influir en la clarificación del efluente y en la formación de los flóculos.
A medida que los fangos maduran, los organismos de los niveles tróficos más altos
como los rotíferos y gusanos nemátodos pueden llegar a establecerse. El conjunto de organis-
mos presentes en unos fangos maduros tras alcanzar el equilibrio, está relacionado con las
condiciones medias de la planta.
Por lo tanto, los fangos activados pueden ser considerados como un complejo sistema
ecológico, en el que los organismos presentes están en competición por el alimento común
existente y entre los cuales hay una serie de relaciones de predador-presa. Existen diferentes
poblaciones, algunas dependientes y otras independientes de las otras. En tal sistema, el
organismo dominante de los que se hayan en competición en un determinado nivel trófico por
una fuente común de alimento, será el que bajo las condiciones que prevalecen es capaz de
multiplicarse más rápidamente con el alimento disponible. Un factor de complejidad añadido
21
en las plantas de fangos activados es la pérdida continua de organismos debido a las salidas
con el efluente y las descargas del exceso de fangos. Los organismos como los ciliados
perítricos ligados al flóculo o los ciliados hypótricos asociados con la superficie del flóculo,
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 físico (espacial) que ocupa. En la práctica,
aunque las bacterias son las principales responsables de la depuración, los protozoos preda-
dores juegan un papel secundario pero significativo en la producción de efluentes clari-
ficados.
Las bacterias para ser retenidas en una planta tienen que ser capaces de formar un
flóculo discreto sedimentable o ser atrapadas dentro de él. El flóculo puede considerarse en
principio formado como resultado combinado de la actividad biológica y de las fuerzas
físicas.
Por lo tanto los flóculos de fangos activados están formados por microorganismos,
partículas orgánicas e inorgánicas del agua residual influente y polímeros extracelulares que
juegan un papel importante en la biofloculación del fango activado.
22
Flóculo punta de alfiler. Cuando prácticamente no existen bacterias filamentosas, existiendo
sólo microestructura. Los flóculos son pequeños y débiles. Los flóculos grandes sedimentan
rápidamente pero los pequeños no sedimentan bien, originando un sobrenadante turbio
(Figura 12b).
Bulking. Tiene lugar un predominio de las bacterias filamentosas, las cuales crecen dentro y
fuera de los flóculos, impidiendo que se aproximen. Los flóculos son fuertes y grandes pero
las bacterias filamentosas interfieren en la sedimentación y compactación. El sobrenadante
producido es extremadamente claro ya que las partículas pequeñas son filtradas y fijadas
sobre la estructura filamentosa (Figura 12c).
a) b) c)
La separación de los sólidos del agua tratada tiene lugar normalmente por
sedimentación, estando la mayoría de los problemas de separación asociados a fallos en la
formación de la microestructura o de la macroestructura del flóculo. Los principales
problemas son:
23
Foaming o formación de espumas: Normalmente está asociado a dos tipos de bacterias
filamentosas: Nocardia spp y Microthrix parvicella. Ambos microorganismos tienen
superficies celulares muy hidrofóbicas, situándose en la superficie de las burbujas de aire,
estabilizando las burbujas y formando espumas que ascienden a la superficie donde tienden a
acumularse formando una capa espesa de color marrón.
Flotación de los fangos: la formación de N2 gas (muy poco soluble en agua) en el decantador
secundario debida a un proceso de desnitrificación, puede provocar la flotación de los fangos.
Este problema se agrava cuando el fango desnitrificante tiene una proporción elevada de
bacterias filamentosas. Es importante el control de la concentración de nitratos en el efluente
del reactor de fangos activados para evitar este problema. Se identifica fácilmente el
problema por la observación de pequeñas burbujas de gas en el clarificador y, en caso de
presencia de bacterias filamentosas, se encuentran en la misma proporción en el licor mezcla
y en las espumas.
a) b)
c) d)
Figura 13.- Bacterias filamentosas en fangos activados: a) Microthrix parvicella, b)
Sphaerotilus natans, c) Thiothrix s.p. y d) Nocardia s.p. (Cortesía de EGEVASA).
Entre los factores que pueden favorecer el crecimiento de estos organismos cabe
destacar:
24
- Baja carga másica o elevada edad del fango (M. Parvicella (Figura 13a), tipos 1851, 0041,
0092)
- Bajo pH (hongos)
2.4.1.6. Selectores.
25
Selectores metabólicos. En estos el efecto del selector cinético se ve suplementado por la
potenciación de metabolismos diferentes del aerobio en el sistema, mediante unas
condiciones de operación determinadas. La mayoría de las bacterias filamentosas son
aerobias, viéndose desfavorecidas bajo condiciones distintas de éstas. Se dividen en:
26
tr (h) % Eliminación SS
1 43
2 55
3 65
4 66
5 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 éste, lo que se realiza a partir de los porcentajes de
eliminación alcanzados para los distintos parámetros. La Tabla 5 muestra la eliminación de
SS esperada en la decantación 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 eliminación de SS
se produce la eliminación de la materia orgánica, N y P presentes en esos sólidos
suspendidos.
kg DBO5 entrantes Q S0
Cm = = (23)
kg SSV en el reactor ⋅ día V X SSV
o incluso, a veces se refiere este parámetro a los SST en el reactor (en vez de los SSV), ya
que éstos son más fáciles de determinar que los volátiles. Por ello es muy importante al
hablar de la carga másica establecer a qué concentración de sólidos está referida.
Para obtener una buena decantación este índice ha de tener un valor próximo a 100 o
inferior. Para aguas residuales urbanas típicas, estos valores se obtienen para tres intervalos
de la carga másica, los cuales dependen a su vez de la temperatura y aparecen enumerados en
la Tabla 6.
Por otra parte las necesidades de oxígeno en el reactor biológico (tanque de aireación)
crecen del primer proceso al último. Esto hace que desde el punto de vista económico,
dependiendo del tamaño de la población, sea más conveniente un procedimiento u otro.
Sin embargo los sistemas de alta carga no permiten obtener estos niveles de calidad,
por lo que no son utilizados en estaciones depuradoras de aguas residuales urbanas, quedando
reservados como pretratamientos de determinados efluentes industriales.
So - S
ET = (24)
So
Sin embargo la eficiencia real, o total del tratamiento se calcula como sigue:
So - D
ET = (25)
So
28
en la que D es la DQO total que escapa del decantador que incluye tanto S como la materia
orgánica asociada a los microorganismos y otros sólidos suspendidos volátiles efluentes.
Reactor Decantación
Entrada Efluente
V Qr + Q Q - Qw
XH
Q ST0 XH0 SS SS XHe SS
Qr = r Q Purga de fangos
Qw
XTr SS XTr SS
Recirculación
29
- La concentración de microorganismos que se escapan con el agua efluente es despreciable
(XHe ≈ 0).
- Se consigue una mezcla completa en la aireación. Es decir, los valores de S y X son igua-
les en todos los puntos del reactor e iguales a los que se dan en el efluente.
2.4.3.2. Ecuaciones.
V X SST V X SSV V XH V X HI
θc = = = = (26)
Q ∆X SST Q ∆X SSV Q ∆X H Q ∆X HI
Balance de sustrato:
Q (STo - S S ) µ mH S S
= (27)
V XH YH ( K s + S S )
Balance de microorganismos:
V XH
Q ∆X H = = Q YH ( ST0 - S S ) - b H V X H (28)
θc
V X HI
Q∆X HI = = f DH b H V X H (29)
θc
Balance de fangos:
30
Producción de fangos totales expresados en DQO:
Producción de fangos totales expresados en SST: vienen dados por la biomasa generada en el
proceso (activa y debris) más los sólidos suspendidos no volátiles y los volátiles no biode-
gradables que entran al reactor.
siendo:
iTSSXI : factor de conversión de DQO inerte a SST.
iTSSBM : factor de conversión de biomasa expresada como DQO a SST.
Uno de los criterios más utilizados en el cálculo de fangos activados es el que se basa
en la asignación de un valor de la edad del fango. Una vez realizados los cálculos, debe
comprobarse que la carga másica pertenece a un intervalo para el cual puede asumirse una
sedimentabilidad del fango adecuada. El criterio basado en fijar una eficiencia para el proce-
so, puede resultar engañoso por cuanto si bien es verdad que la eficiencia que resulta en el
reactor es la esperada, si la carga másica no es la adecuada, no se conseguirán unos fangos
que decanten fácilmente y en consecuencia la eficiencia total (debida al aireador más decan-
31
tador) no será la deseada.
θC = días.
XSST = concentración de SST en el reactor, g/m3.
Se suponen conocidos µmH, YH, Ks, bH y las características del agua residual a tratar.
Se pretende calcular:
Despejando el producto VXH de las ecuaciones (27) y (28), e igualando los dos
términos de la derecha de las dos expresiones obtenidas, es posible obtener una expresión de
SS en función de dicho tiempo de retención y de los parámetros cinéticos.
K S ( θ c−1 + b H )
SS = (32)
µ mH − ( θ c−1 + b H )
Biomasa producida:
Q YH (S T 0 −S S )
V XH = (33)
θ c−1 + b H
32
Conocido este producto, con la ecuación (28) se calcula la producción de biomasa
heterótrofa activa y con la ecuación (29) la de biomasa inerte. La suma de estos dos valores
representa la producción total de biomasa:
V XH
Q∆X = Q∆X H + Q∆X HI = + f DH b H V X H (34)
θc
Carga másica:
Q STo f Q STo f
CmT = = (35)
V XSST θ c Q∆ XSST
Una vez calculada se comprueba que está comprendido dentro del intervalo que
asegura una adecuada sedimentabilidad (Tabla 6).
Q∆ XSST θc
V= (36)
X SST
Microorganismos en el reactor:
Q ∆X HI θ c
X HI = (37)
V
DQO: viene dada por la suma de la DQO soluble biodegradable efluente, la soluble no
biodegradable y la suspendida asociada a los sólidos suspendidos que se escapan del
decantador secundario (SSefl).
Q∆X T
S T = S S + S I 0 + SS efl (38)
Q∆X SST
33
DBO5: si se conoce la relación f entre DBO5 y DBOL, es posible estimar la DBO5 efluente del
tratamiento, mediante la expresión:
Q∆X H f
S TDBO5 = SS f + SSefl (39)
Q∆X SST
Relación de recirculación:
Q (1+r) XSST
Q
XSST
XTr Q r
Figura 16.- Representación esquemática de un reactor de fangos activados
Balance de masas:
θ X SST
r = (1 - ) (41)
θc X Tr - X SST
El valor de XTr que figura en (41) son los SST que se obtienen del decantador
secundario. La concentración de los mismos depende de la forma en que se lleve la explota-
ción de la planta (forma de extracción periódica o continua, etc) o bien de la sedimentabilidad
de los mismos. Suponiendo una buena sedimentabilidad, la concentración de SST puede es-
timarse en unos 8000 mg/L.
Necesidades de oxígeno:
34
máximas de O2.
Requisitos de nutrientes:
Una vez calculado el volumen de reacción necesario, las dimensiones de los tanques
vienen fijadas por el sistema de aireación que se desea utilizar.
Respecto de las dimensiones en planta, hay que tener en cuenta que los aireadores
superficiales siempre estarán 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.
35
En general se considera que la proliferación de los microorganismos filamentosos
causantes del fenómeno de bulking es más frecuente en los sistemas de mezcla completa que
en los sistemas con bajo grado de mezcal axial, baja dispersión y mayores gradientes de con-
centración de sustrato a lo largo del reactor, que es el caso de los reactores de flujo de pistón.
Las elevadas concentraciones de materia orgánica al comienzo del reactor favorecen el
crecimiento de las bacterias formadoras de flóculos, tal y como se explicó al hablar de los
selectores cinéticos.
Oxígeno
requerido
Oxígeno
aportado
t= l/v
36
Para evitar este inconveniente se utiliza una modificación denominada "Aireación
proporcional", en la que los difusores no se distribuyen uniformemente sino adaptándose a
los requisitos de oxígeno de una forma más o menos escalonada, tal como indica la Figura 18.
Oxígeno
aportado
Oxígeno
requerido
t = l/v
37
Es importante resaltar que la nitrificación puede producirse en cualquiera de los
procesos de cultivo suspendido, siempre y cuando se mantengan las condiciones de tempera-
tura, oxígeno disuelto, edad del fango, etc. adecuadas para el crecimiento de las bacterias
nitrificantes. Así, cuando la temperatura ambiental es elevada, es posible que se produzca la
nitrificación del influente simplemente utilizando tiempos de retención celular
correspondientes a un tratamiento convencional siempre que se mantenga la concentración de
oxígeno en el tanque en un valor elevado.
Por lo tanto, aunque el proceso se diseñe con la única finalidad de eliminar materia
orgánica, es conveniente plantear las ecuaciones correspondientes al proceso de nitrificación,
y la resolución conjunta de todas las ecuaciones proporcionará el mayor o menor grado de
nitrificación que se obtendrá en el proceso de fangos activados. Si esta nitrificación es
elevada, no considerar este proceso en el planteamiento del diseño conduciría, entre otros
errores, a un infradimensionamiento del sistema de aireación.
Reacción 1ª fase:
Nitrosomonas
3 (45)
NH 4 + + O2 → NO2 - + 2 H + + H 2 O
2
Reacción 2ª fase:
Nitrobacter
1 (46)
NO2 + O2 → NO3
- -
Reacción 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 reacción global del proceso de conversión autótrofa del ión amonio a nitrato, se
ha propuesto la siguiente reacción:
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 + (49)
38
Como ya se ha comentado, la nitrificación se da en la mayoría de los tratamientos
biológicos aerobios cuando las condiciones ambientales y de funcionamiento son las
adecuadas.
- µ mA S NH X A
r NH = (50)
Y A ( K NH + S NH )
donde:
rNH = velocidad de utilización de amonio, g N- NH4+/m3 d.
µmA = velocidad de crecimiento específico de bacterias autótrofas, d-1.
YA = coeficiente de producción máxima, definido como masa de microorganismos
autótrofos formados por masa de amonio oxidado, g/g N-NH4+.
KN = constante de semisaturación, g N-NH4+/m3.
SNH = concentración de NKT soluble, g DQO/m3.
XA = microorganismos autótrofos, g DQO/m3.
V X SST V X SSV V XA V X AI
θc = = = = (51)
Q ∆X SST Q ∆X SSV Q ∆X A Q ∆X AI
donde:
Q ∆XA = producción de biomasa autótrofa activa, g DQO/d.
Q ∆XAI = producción de biomasa autótrofa inerte, g DQO/d.
Balance de sustrato:
39
µ mN S NH V X A
Q ( NH T 0 − S NH ) = + 0.087 Q∆X (52)
Y A ( K NH + S NH )
Balance de microorganismos:
V XA
Q ∆X A = = YA (Q ( NH T0 - S NH ) - 0.087 Q∆X ) − b A V X A (54)
θc
V X AI
Q∆X AI = = f DA b A V X A (55)
θc
donde:
bA = coeficiente de desaparición de biomasa autótrofa , d-1.
fDA = fracción de la materia celular autótrofa que tras su muerte queda como residuo orgánico
no biodegradable = 0.1.
( 1 + θC f DH b H ) V X H + ( 1 + θC f DA b A ) V X A
Q∆X = (56)
θC
Balance de fangos:
Producción de fangos totales expresados en SST: biomasa activa y debris más los sólidos
suspendidos no volátiles y los volátiles no biodegradables que entran al reactor.
Q∆XSST = Q XSSNV0 + Q XSSVNB0 + iTSSXI (Q∆X HI + Q∆X AI ) + iTSSBM (Q∆X H + Q∆X A ) (58)
siendo:
iTSSXI : factor de conversión de DQO inerte a SST.
iTSSBM : factor de conversión de biomasa expresada como DQO a SST.
40
Se ha comprobado que los siguientes factores ejercen un efecto importante sobre el
proceso de nitrificación:
- Temperatura. La temperatura tiene una gran influencia sobre las constantes del proceso de
nitrificación. Para valores bajos de la temperatura, la velocidad del proceso se hace tan
pequeña, que es difícil conseguir que se lleve a cabo la nitrificación, siendo necesario
trabajar con tiempos de retención celular muy elevados.
- pH. La tasa máxima de nitrificación se produce para valores del pH entre 7.2 y 9
aproximadamente. Para sistemas combinados de eliminación del carbono/nitrificación, la
influencia del pH se incluye mediante el siguiente factor de corrección para µmA:
Para aguas residuales urbanas una detallada revisión bibliográfica, así como una
recopilación y análisis de datos de estaciones depuradoras reales, han permitido establecer
como expresiones de los parámetros cinéticos del proceso de nitrificación en cultivo
suspendido las que aparecen en la Tabla 8.
θC = días.
XSST = concentración de SST en el reactor, g/m3.
Se suponen conocidos µmH, YH, Ks, bH, , µmA, YA, KNH y bA y las características del agua
residual a tratar.
Se pretende calcular:
K S ( θ c−1 + b H ) (32)
SS = −1
µ mH − ( θ + b H )
c
K NH ( θ c−1 + b A )
S NH = (60)
µ mA − ( θ c−1 + b A )
V XH
Q∆X = Q∆X H + Q∆X HI = + f DH b H V X H (34)
θc
42
Se calcula el producto VXA despejándolo de (54) teniendo en cuenta (56):
YA (Q θ C ( NH T 0 −S NH ) − 0.087 ( 1 + θ C f DH b H ) V X H ) (61)
V XA =
1 + 0.087 YA (1 + θ C f DA b A ) + θ C b A
V XA
Q∆X A + Q∆X AI = + f DA b A V X A (62)
θc
Carga másica:
Utilizando su definición:
Q STo f Q STo f
CmT = = (35)
V XSST θ c Q∆ XSST
y se comprueba que está comprendido dentro del intervalo que asegura una adecuada
sedimentabilidad (Tabla 6).
Q∆ X SST θc
V= (36)
X SST
Microorganismos en el reactor:
43
Q ∆X HI θ c
X HI = (37)
V
Q ∆X AI θ c
X AI = (63)
V
DQO: viene dada por la suma de la DQO soluble biodegradable efluente, la soluble no
biodegradable y la suspendida asociada a los sólidos suspendidos que se escapan del
decantador secundario (SSefl).
Q ∆X T
S T = S S + S I 0 + SS efl (38)
Q∆X SST
DBO5: si se conoce la relación f entre DBO5 y DBOL, es posible estimar la DBO5 efluente del
tratamiento, mediante la expresión:
(Q∆X H + Q∆X A ) f
STDBO 5 = SS f + SSefl (64)
Q∆X SST
NKT: se calcula como la suma del NKT soluble efluente y el suspendido asociado a los
sólidos suspendidos que se escapan del decantador secundario (SSefl). Se asume que el NKT
está asociado a la biomasa activa, pero no a la inerte ni a XIo.
( Q ∆X H + Q ∆X A )
NH T = S NH + SS efl 0.087 (65)
Q∆X SST
NO: la concentración de nitratos se calcula como la suma del inicial más el NKT oxidado,
calculado mediante la ecuación (52):
µ mA S NH X A
S NO = S NOo + θ (66)
Y A (K NH + S NH )
Relación de recirculación:
θ X SST
r = (1 - ) (41)
θc X Tr - X SST
44
Necesidades de oxígeno de las bacterias heterótrofas:
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 máximas de O2.
Q ∆X
MO A = 4.57 Q ( NH To - S NH - 0.087 ) − ( Q ∆X A + Q ∆X AI ) (67)
Q
siendo el factor 4.57, la cantidad en gramos de oxígeno necesaria para la oxidación completa
de 1 g de NKT.
Vienen dadas por la suma de las necesidades para las dos poblaciones de
microorganismos:
MOT = MO H + MO A (68)
Balance de fósforo:
Una estimación del fósforo 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 fósforo
soluble efluente del reactor, vendrá dado por:
Q∆X
SP = PT0 − 0.017 (69)
Q
45
Q ∆X
PT = S P + SS efl 0.017 (70)
Q∆X SST
Requisitos de nutrientes:
El proceso de oxidación total utiliza los mismos esquemas de flujo que el de mezcla
completa o el de flujo en pistón, pero con tiempos de retención hidráulicos en el tanque de
46
aireación de 18 horas o mayores. Este proceso opera a bajas cargas másicas (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 situación altamente
competitiva da lugar a un efluente altamente tratado con una baja producción de fangos. Sin
embargo, los efluentes de estas plantas pueden tener concentraciones significativas de
flóculos punta de alfiler.
Los canales de oxidación (Figura 19) son una variante de la oxidación total. El agua
residual se hace circular alrededor de un canal circular u oval, mediante aireadores mecánicos
de eje horizontal o sistemas de bombeo situados en uno o más puntos a lo largo del canal. La
velocidad del licor mezcla se mantiene entre 0.2 y 0.37 m/s para evitar la sedimentación de
sólidos.
47
Tabla 10.- VALORES MEDIOS DE LOS PARAMETROS EN PROCESOS DE FANGOS
ACTIVADOS
PROCESO θc (a) Cv (b) XT (c) θ (d) r
Oxidación total 20 - 30 0.1 - 0.4 3-6 18 - 36 0.75 - 1.50
Alta carga 5 - 10 1.6 - 1.6 4 - 10 0.5 - 2 1.0 - 5.0
Convencional 5 - 15 0.8 - 2.0 2.5 - 4.5 3-9 0.25 - 1.0
(mezcla com.)
Convencional 5 - 15 0.3 - 0.6 1.5 - 3.0 4-8 0.25 - 0.5
(flujo en pistón)
Aireación 0.2 - 0.5 1.2 - 2.4 0.2 - 1.0 1.5 - 3 0.05 - 0.15
proporcional
Canales de oxi- 10 - 30 5 - 30 3-6 8 - 36 0.75 - 1.50
dación
(a) días, (b) kg DBO5 /m3/d, (c) kg SST/m3, (d) horas
Por otra parte, se ha visto en los métodos de cálculo propuestos, que éstos permiten
una cierta flexibilidad en el diseño. Se aconseja que en los cálculos se incluyan unas com-
probaciones que permitan comparar los resultados obtenidos con los propuestos en la tabla
mencionada. En general, se comprobará que éstos resultan muy conservadores.
48
constante la concentración de sólidos en los dos tanques.
Influente Efluente
Tanque de contacto Sedimentador
Recirculación
Purga
Tanque de estabilización
En este sistema de tratamiento el agua residual pasa por dos tanques de tratamiento
biológico diferentes, cada uno con su propio sedimentador y recirculación 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 operación diferentes.
49
El tanque de adsorción (A) trabaja a alta carga, tratando de favorecer el proceso de
biofloculación, aumentando el rendimiento en la eliminación de sólidos suspendidos del
decantador, que hará el papel de decantador primario. De esta forma se descarga el
tratamiento biológico, aunque a costa de aumentar la producción de fango primario. En el
segundo tanque, de bioxidación (B), se trabaja a carga media o baja, según se quiera nitrificar
o no.
Q-Qw1-Qw2
Adsorción Bioxidación
V1 X1 Dec 1 V2 X2 Dec 2
r1 Q 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 láminas de polietileno de alta densidad.
Diseño.
Como en los fangos activados, el parámetro básico de diseño será la edad del fango o
tiempo de retención celular. Este se habrá de elegir de forma que se consiga una materia
sedimentable y como quiera que se trata de un tanque o depósito de flujo disturbado, se habrá
de tomar un margen de seguridad para prever las líneas de cortocircuito que hagan que
algunas porciones pasen por la laguna con menos tiempo del preciso para la estabilización.
Los valores típicos de θc para las lagunas aireadas oscilan entre 3 y 6 días para
lagunas con recirculación y entre 6 y 8 días o incluso mayores para sistemas sin recirculación.
Nótese que si la concentración de biomasa en el alimento es despreciable, la edad del fango
coincide numéricamente con el tiempo de retención hidráulico.
Una vez seleccionado el valor de θc, conocido el caudal, es posible calcular los
valores del volumen, de las concentraciones de materia orgánica y NKT en el efluente, de la
producción de microorganismos y de las necesidades de oxígeno, mediante las ecuaciones
planteadas para el proceso de fangos activados.
Temperatura.
Los efectos más importantes son debidos a la reducción de la eficiencia producida por
una disminución de la actividad biológica y a la formación de hielo.
51
El efecto de la temperatura sobre la actividad biológica se calcula por la ecuación:
K T = K 20 θ
T - 20
(72)
en la que:
KT = constante de reacción a T ºC.
K20 = constante de reacción a 20 ºC.
θ = coeficiente comprendido entre 1.06 - 1.09
T = temperatura en ºC.
(T w - T a ) f h A
Ti - T w = (73)
Q
En esta ecuación:
Ti = temperatura del agua residual entrante (ºC).
Tw = temperatura del agua en la laguna (ºC).
Ta = temperatura del aire ambiente (ºC).
A = área de superficie en contacto (m2).
h = coeficiente de transferencia de calor (kcal/h m2 ºC) entre el ambiente exterior y la
laguna. A efectos estimativos puede utilizarse un valor de 20 kcal/h m2 ºC.
Q = caudal del agua residual (m3/día).
f = factor de proporcionalidad = 0.024
A h f Ta + Q Ti
Tw = (74)
Ahf +Q
Cuando sea previsible la aparición de hielos, sus efectos podrán reducirse al mínimo
aumentando la profundidad de la laguna, con lo que se reduce el área, como se observa en la
ecuación propuesta. Sin embargo, al aumentar la profundidad será mas difícil el mante-
nimiento de un régimen mezclado. Si la profundidad es mayor de 3.6 metros, será preciso
utilizar aireadores con tubos de aspiración.
Energía de mezclado.
Los valores típicos para la carga orgánica en estos sistemas debe estar entre:
- Sistemas con recirculación: 0.07 – 0.15 kg DQO soluble biodegradable /m3 día
- Sistemas sin recirculación: 0.04 – 0.07 kg DQO soluble biodegradable/m3 día
Los procesos de desnitrificación son procesos anóxicos, término que se utiliza para
indicar ausencia de oxígeno disuelto en el medio, aunque pueden existir otros aceptores de
electrones como el NO3-. Las bacterias heterótrofas pueden crecer en condiciones de ausencia
de oxígeno y presencia de nitrato como aceptor final de electrones. La reducción de nitratos a
nitrógeno gas supone una pérdida de nitrógeno del sistema, por lo que a este proceso se le
conoce como desnitrificación.
La reacción de reducción del nitrato a nitrógeno gas, utilizando metanol como fuente
de carbono, puede representarse mediante las siguientes ecuaciones:
Reacción 1ª fase:
6 NO3 - + 2 CH 3 OH ⎯
⎯→ 6 NO 2 - + 2 CO2 + 4 H 2 O (75)
Reacción 2ª fase:
6 NO 2 - + 3 CH 3 OH ⎯
⎯→ 3 N 2 + 3 CO 2 + 3 H 2 O + 6 OH - (76)
Reacción total:
6 NO 3 - + 5 CH 3 OH ⎯
⎯→ 5 CO 2 + 3 N 2 + 7 H 2 O + 6 OH - (77)
53
Reacción de síntesis (Mc. Carty):
3 NO3 - + 14 CH 3 OH + CO2 + 3 H + ⎯
⎯→ 3 C5 H 7 O2 N + H 2 O (78)
Mc. Carty, propuso la siguiente ecuación empírica para describir la reacción global de
eliminación de nitrato:
Q (STo - SS ) µ mH ηNO SS
= (80)
V XH YH ( Ks + SS )
donde:
YH = coeficiente de producción máxima de los microorganismos heterótrofos en
condiciones anóxicas (el mismo valor que para condiciones aerobias).
ηNO = factor de corrección para el crecimiento en condiciones anóxicas. Valor típico 0.8.
µmH = velocidad de crecimiento específica de los microorganismos heterótrofos en
condiciones anóxicas. En este caso no depende de la concentración de oxígeno disuelto sino
de la concentración de nitratos. Para aguas residuales urbanas viene dada por:
S NO
µ mH = 4 ⋅ 1.072 ( T − 20 ) (81)
0.1 + S NO
Balance de nitrato.
Dado que cada gramo de nitrato acepta tantos electrones como 2.86 g de oxígeno, el
consumo de nitratos vendrá dado por:
54
Q∆X 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 anóxicas.
Influencia de la temperatura.
El esquema de cálculo para el diseño del reactor anóxico necesario para obtener un
valor máximo de SNO, a partir de unos valores de Q, STO y SNOo dados, puede ser el siguiente:
Resolver simultáneamente las ecuaciones (80) y (82) tras sustituir en ellas las
ecuaciones (83) y (84), fijando como valor de SNO el máximo 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 diseño y basta dar a XH un valor razonable y con ello se obtendrá 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 mínimo
obtenible se obtendrá resolviendo simultáneamente 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 mínimo valor posible de SNO. Basta dar a XH un valor razonable
y con ello se obtendrá el valor de Vanox necesario.
alcanoatos (PHAs). Dado que las bacterias acumuladoras no pueden ganar energía bajo
condiciones anaerobias, la energía necesaria para el almacenamiento de los ácidos grasos, es
obtenida de la descomposición 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. - Concentración de fosfato durante el proceso de eliminación biológica.
56
Bajo condiciones aerobias, las bacterias acumuladoras pueden utilizar el sustrato
almacenado (PHA) dando lugar a un crecimiento de estas bacterias. Así mismo, utilizan parte
de este sustrato almacenado para acumular fósforo intracelularmente en forma de
polifosfatos, asegurando las reservas de energía necesarias para la etapa anaerobia. El fósforo
sale del sistema con la purga de fango que se realiza tras la etapa aerobia (fango rico en
polifosfatos). Este proceso (Figura 23) permite un incremento en la eliminación neta de
fósforo (del orden de 3 a 4 veces) mayor que el producido por la sola síntesis celular de las
bacterias heterótrofas no acumuladoras de polifosfatos.
Todo esto implica que la presencia de nitratos (como aceptores de electrones) puede
permitir que las bacterias no acumuladoras metabolicen el sustrato fácilmente degradable
reduciendo la cantidad de ácidos grasos de cadena corta disponibles para las bacterias
acumuladoras de polifosfatos y que tiene como consecuencia una disminución en la
eliminación de fósforo. Por las mismas causas tampoco es deseable una presencia de oxígeno
en esta zona (ya que también es un aceptor de electrones).
Bajo condiciones aerobias, la toma de fósforo viene dada de forma simplificada por:
57
En las ecuaciones (85) y (86) se ha supuesto que la materia orgánica utilizada es ácido
acético, acumulado intracelularmente como PHB. La reacción (86) puede darse también en
condiciones anóxicas, utilizando nitratos como aceptor de electrones y produciendo nitrógeno
gas.
Condiciones anaerobias.
SA X PP / X PAO
rA = q PHA X PAO (87)
K A + S A K PP + X PP / X PAO
donde:
qPHA = velocidad de toma de acético específica máxima para las bacterias PAO, d-1.
KA = constante de semisaturación para la toma de acético, g DQO/m3.
SA = concentración de ácido acético, g DQO/m3.
XPP = concentración de polifosfato acumulado intracelularmente, g P-PO4/m3
XPAO = concentración de bacterias acumuladoras de polifosfato, g DQO (biomasa)/m3.
KPP = constante de semisaturación para la relación XPP/XPAO, g P-PO4/ g DQO.
SA X PP / X PAO
rPO 4 l = YPO 4 q PHA X PAO (88)
K A + S A K PP + X PP / X PAO
Condiciones aerobias.
58
S PO 4 X PHA / X PAO K MAX − X PP / X PAO
rPO 4 t = q PP X PAO (89)
K PS + S PO 4 K PHA + X PHA / X PAO K IPP + ( K MAX − X PP / X PAO )
donde:
qPP = velocidad de toma de fósforo específica máxima para las bacterias PAO, d-1.
SPO4 = concentración de ortofosfato, g P-PO4/m3.
KPS = constante de semisaturación para el ortofosfato, g P-PO4/m3.
KPHA = constante de semisaturación para la relación XPHA / XPAO .
XPHA = concentración de PHA acumulado intracelularmente, g DQO/m3.
KMAX = máxima valor posible de la relación XPP / XPAO, g P-PO4/ g DQO.
KIPP = constante de semisaturación para la diferencia KMAX-XPP/XPAO, g P-PO4/ g DQO.
S PO 4 X PHA / X PAO
rPAO = µ mPAO X PAO (90)
K P + S PO 4 K PHA + X PHA / X PAO
donde:
µmPAO : velocidad de crecimiento específica máxima para las bacterias acumuladoras de
polifosfatos, d-1.
KP = constante de semisaturación para el fósforo en el crecimiento de PAO, g P-PO4/m3.
59
mínimos de la relación DQO/PT no es posible conseguir una buena eliminación del fósforo.
Los valores mínimos que se encuentran en la bibliografía para esta relación no coinciden
totalmente. Se han propuesto valores mínimos de 10 para la relación DQO/PT. No obstante,
otros estudios dan valores variables para este valor mínimo en función del esquema utilizado.
En todo caso, las bacterias pueden contener como máximo un 50% de polifosfato, que se
corresponde con un 15-20% de contenido en fósforo.
Tabla 11.- VALORES TÍPICOS DE LOS PARÁMETROS DEL PROCESO DE
ELIMINACIÓN BIOLÓGICA DE FÓSFORO.
Parámetro Base Valor (20 –10 ºC)
µPAO
-1
d 1 – 0.67
qPHA g SA (DQO)/g PAO (DQO)/ d 3-2
qPP g PP/g PAO (DQO)/ d 1.5 -1
YPO4 g P/g SA (DQO)/ d 0.4
3
KA g SA (DQO)/m 4
3
KPP g PP/m 0.01
3
KPS g P/m 0.2
KP g P/m3 0.01
KPHA g PHA (DQO)/g PAO (DQO) 0.01
KMAX g PP/g PAO (DQO) 0.34
KIPP g PP/g PAO (DQO) 0.02
Esta eliminación se abordó inicialmente por vía biológica para el nitrógeno y por
precipitación química para el fósforo. Posteriormente se ha ido introduciendo la vía biológica
para el fósforo, dada la menor producción de fangos obtenida por este método.
Los procesos de eliminación de nutrientes son más complejos que los de eliminación
de materia orgánica, siendo necesaria la combinación de al menos dos etapas: aerobia y
anóxica en el caso del nitrógeno, y aerobia y anaerobia en el caso del fósforo. Los de
eliminación simultánea de ambos nutrientes requieren de al menos tres etapas: anaerobia,
anóxica y aerobia.
60
vertido, existe un conjunto de situaciones en las que puede resultar adecuado la utilización de
un tratamiento biológico con eliminación de materia orgánica y nitrógeno o de materia
orgánica y fósforo.
- El medio receptor presente problemas de eutrofización (zona sensible) y exista alguna otra
fuente de nitrógeno además del vertido de agua residual.
- Existan algas capaces de fijar el nitrógeno atmosférico (cianofíceas), por lo que se limita su
crecimiento disminuyendo todo lo posible la concentración de fósforo presente.
Así mismo, el N-NH4+ presente en el agua tratada reacciona con el cloro utilizado
como desinfectante (si es el caso) dando lugar a la formación de cloraminas y tricloruro de
nitrógeno de menor poder desinfectante que el cloro. Por último el N-NH4+ es tóxico para la
61
vida de los peces. El proceso de nitrificación es el utilizado para evitar estos problemas.
- El proceso de nitrificación da lugar a una disminución del pH, por lo que debe controlarse
este parámetro adicionando cal o sosa en aquellas casos en que la alcalinidad del agua sea
insuficiente.
Una adecuada selección del tratamiento exige considerar diversos factores, tales
como:
Normalmente este proceso se lleva a cabo con la finalidad de eliminar nitrógeno. Sin
62
embargo ésta puede no ser la única razón. En los sistemas en los que se lleva a cabo el
proceso de nitrificación, el incluir una etapa de desnitrificación permite un ahorro de energía
al utilizar los nitratos como aceptores de electrones en vez de oxígeno. Por otra parte el
proceso de nitrificación supone un consumo de alcalinidad, mientras que el de
desnitrificación produce un aumento de la misma, evitándose disminuciones del pH. Por
último, la presencia de concentraciones importantes de nitratos en el sedimentador secundario
puede provocar la flotación de los fangos debido a procesos de desnitrificación con
formación de nitrógeno gas que asciende arrastrando a los flóculos.
Recirculación de nitratos
Anóxico Aerobio
63
Recirculación de fangos
mezclado, pero sin suministro de oxígeno externo (condiciones anóxicas). La materia
orgánica necesaria para que se de este proceso es suministrada por el agua residual
procedente del tratamiento primario.
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 eliminación de nitrógeno cuando la recirculación de nitratos
es la adecuada.
64
La eliminación de fósforo se abordó inicialmente por precipitación química dada la
gran sencillez de su aplicación práctica. Sin embargo, poco a poco se ha ido introduciendo la
vía biológica para el fósforo, ya que supone un ahorro de reactivos, así como una menor
producción de fangos y con mayor contenido en fósforo, lo que los hace apropiados para uso
agrícola.
Anaerobio Aerobio
Recirculación de fangos
Figura 26.- Esquema básico para la eliminación conjunta de materia orgánica y fósforo
por vía biológica
Cuando los requisitos de vertido son muy restrictivos puede ser necesario combinar la
eliminación biológica de fósforo con la precipitación química. Así mismo puede ser necesario
incluir una etapa final de filtración sobre arena, para eliminar el fósforo presente en los
sólidos suspendidos que se escapan del decantador secundario.
65
2.7.3. Eliminación conjunta de nitrógeno y fósforo.
Para evitar que los polifosfatos almacenados pasen nuevamente al agua y para evitar
problemas con la sedimentabilidad del fango, es necesario que los fangos biológicos se
mantengan en condiciones aerobias en el decantador secundario. Esto se consigue
disminuyendo el tiempo de retención en el decantador, por lo que se recomienda que la
extracción de los fangos se realice por succión.
66
Figura 28.- Esquema UCT.
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 anóxico 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 orgánica del afluente
puede ser utilizada por las bacterias acumuladoras de polifosfatos (lo que mejora la
eliminación de fósforo). Por otra parte, el fango recirculado es desnitrificado sin mezclar con
el efluente, ya que la elevada concentración del fango permite un buen grado de desni-
trificación por respiración endógena.
67
Figura 30.- Esquema JHB.
- Producir un producto estable que pueda ser llevado a vertedero o bien utilizado como
fertilizante.
- Reducir la masa y el volumen que debe verterse.
También se oxida parte del amoníaco a nitritos y nitratos. Sólo el 75 – 80 % del tejido
celular puede ser oxidado. El 20 - 25% restante lo constituyen los compuestos orgánicos y
componentes inertes no biodegradables. En realidad, la digestión aerobia debe contemplarse
como una extensión del proceso de fangos activados en el que se lleva a cabo la degradación
de la materia orgánica suspendida biodegradable presente en el fango junto con la
degradación de las células en condiciones endógenas.
68
La digestión aerobia es utilizada normalmente en plantas de tamaño medio o pequeño.
El proceso se realiza normalmente con bajas cargas orgánicas y largos tiempos de retención.
Si sólo se lleva a cabo la digestión del fango biológico, el oxígeno requerido no es muy
elevado, especialmente si se utilizan tiempos de retención elevados en el proceso biológico
previo. La cantidad final de fangos es reducida, pues se produce una sustancial disminución
de la cantidad de sólidos durante la fase de respiración endógena.
2.8.2. Espesamiento.
69
La concentración de los fangos es un factor importante tanto en el diseño como en el
manejo de la planta. Su máxima influencia se produce sobre el tiempo de retención. A mayor
concentración de fangos en la entrada al digestor aerobio mayor tiempo de retención para un
volumen de reactor dado. A mayor tiempo de retención mayor estabilización de los fangos y
mayor reducción de volumen. Sin embargo es necesario hacer un balance económico ya que
normalmente no se compensan los costes del espesador.
Una forma simplificada de llevar a cabo el diseño de este tipo de sistemas se basa en
no considerar la biomasa autótrofa proveniente del tratamiento secundario previo (si existe) y
considerar que se producirá la nitrificación completa.
Qi X H - Qi X H 0 = Qi YH (ST 0 - SS ) - b H X H V (91)
V , SS , XH
Qi ,ST0,XH0 Qi ,SS,XH
Los valores a utilizar para los parámetros cinéticos son los mismos que para el
70
proceso de fangos activados.
donde:
ESSV : fracción de SSV eliminados en la digestión.
XSSVNB0 : concentración de SSVNB a la entrada a la planta, g/m3.
XSSVB0 : SS volátiles biodegradables en el agua de entrada a la planta, g/m3.
Q∆X : producción total de biomasa (activa e inerte) en el proceso de fangos activados, g/d.
Ep : fracción de SS eliminados en la decantación primaria.
El tiempo de retención celular, que coincide con el de retención hidráulica, viene dado
por:
V
θc = θ = (95)
Qi
Necesidades de oxígeno.
71
El oxígeno necesario para oxidar todo el NKT a nitrato viene dado por:
siendo:
4.57 = g de O2 necesarios para la nitrificación/ g de N procedente de la degradación de los
SSV.
ENKT = fracción de NKT eliminada en la decantación primaria.
NH0 = concentración de NKT a la entrada de la planta, (g/m3).
0.087 = fracción en peso de N en la biomasa.
Las necesidades totales para la digestión vendrán dadas por la suma de las dos
contribuciones:
Una aproximación más conservativa del valor del oxígeno necesario se puede realizar
considerando 2.3 Kg O2 / Kg de SSV eliminado, incluyendo este valor las necesidades de O2
para la nitrificación.
Método discontinuo.
Método continuo.
73
2.8.6. Calidad del sobrenadante.
El aumento de volumen del tanque sobre el valor calculado, si bien da una mayor se-
guridad de operación exige más energía para mezcla y más pérdida de calor.
Los sistemas básicos utilizados para la aireación y mezclado del tanque en los
procesos de digestión aerobia del fango son los dos usualmente utilizados en los sistemas de
fangos activados.
Frente a los aireadores mecánicos superficiales, las ventajas de los difusores de aire
son:
- Mayor transferencia de oxígeno para la misma potencia y más fácil control de la
cantidad transferida.
- La formación de espumas no afecta a la transferencia de oxígeno.
- Este sistema tiende a calentar el tanque de digestión.
- Menor pérdida de alcalinidad asociada a la nitrificación, debido a un menor arrastre
del CO2 del sistema.
74
- Peor control de la oxigenación incluso con variadores de velocidad.
- Su eficiencia en la transferencia de oxígeno esta afectada seriamente por la aparición
de espumas.
- Provocan una elevada turbulencia superficial lo que puede originar espumas y
aerosoles.
- Las pérdidas de calor durante la temporada fría pueden ser muy importantes.
- Formación de hielos durante el invierno debido a las salpicaduras.
La mayor parte de las bacterias que interviene son estrictamente anaerobias, por lo
que la presencia de oxígeno en el medio provoca su desaparición (bacterias metanogénicas).
C 6 H 12 O 6 → 3 CH 3 COOH (101)
4 H 2 + CO 2 → CH 4 + 2 H 2 O (103)
C 6 H 12 O 6 → 3 CH 4 + 3 CO 2 (104)
Hidrólisis
X S / X acid
rhXS = k hXS X acid (105)
K XS + ( X S / X acid )
donde:
76
rhXS = velocidad de hidrólisis de XS, g DQO/m3 d.
κhXS = velocidad máxima de hidrólisis de XS, d-1.
XS = DQO suspendida o disuelta de gran tamaño molecular biodegradable, g DQO/m3 d.
KXS = constante de semisaturación de la relación XS / Xacid para el proceso de hidrólisis.
Xacid = concentración de bacterias acidogénicas, g DQO/m3.
El resultado del proceso de hidrólisis descrito por la ecuación (105) da lugar a un
incremento en el contenido de la materia orgánica soluble que por fermentación puede ser
transformada en ácidos volátiles de cadena corta, Sf. La cantidad de Sf generada por este
proceso coincide con la de XS hidrolizada, por lo que rhXS = - rhSf (velocidad de generación
de Sf por hidrólisis).
Fermentación
Sf
racid = µ acid X acid (106)
K Af + S f
donde:
racid = velocidad de crecimiento de las bacterias acidogénicas, g DQO/m3 d.
µacid = velocidad máxima específica de crecimiento de las bacterias acidogénicas, d-1.
KAf = constante de semisaturación de Sf para el proceso de fermentación, g DQO/m3
µ acid Sf
rFSf = − X acid (107)
Yacid K Af + S f
donde:
rFSf = velocidad de fermentación de Sf en SA, g DQO/m3 d.
Yacid = coeficiente de producción de biomasa acidogénica por unidad de Sf fermentada, g
DQO biomasa formada/ g DQO Sf fermentada.
1 Sf
rFSA = ( − 1 ) µ acid X acid (108)
Yacid K Af + S f
Metanogénesis
−1
⎡ K Am SA ⎤
rmet = µ met ⎢1 + S + K ⎥ X met (109)
⎣ A AI ⎦
donde:
rmet = velocidad de crecimiento de las bacterias metanogénicas, g DQO/m3 d.
µmet = velocidad máxima específica de crecimiento de las bacterias metanogénicas, d-1.
KAm = constante de semisaturación para SA en el proceso de metanogénesis, g DQO/m3
KAI = constante de inhibición para SA en el proceso de metanogénesis, g DQO/m3
Xmet = concentración de bacterias metanogénicas, g DQO/m3.
−1
µ ⎡ K S ⎤
rmSA = met ⎢1 + Am + A ⎥ X met (110)
Ymett ⎣ SA K AI ⎦
donde:
rmSA = velocidad de eliminación de SA en el proceso de metanogénesis, g DQO/m3 d.
Ymet = coeficiente de producción de biomasa metanogénica por unidad de SA eliminada, g
DQO biomasa formada/ g DQO Sf fermentada.
La mayor parte del metano producido se recoge como gas, aunque una pequeña parte
queda disuelto y sale con el efluente.
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.
- Para las bacterias acidogénicas el coeficiente de producción Yacid es del orden de 0.15
- 0.25 g DQO biomasa/g DQO soluble eliminada
Temperatura
Figura 35.- Evolución de la máxima velocidad específica de eliminación del sustrato con la
temperatura en tratamientos anaerobios.
pH
El rango adecuado de pH para los procesos anaerobios esta entre 6 y 8. Las bacterias
metanogénicas son muy sensibles a los bajos pH, disminuyendo muy rápidamente su
velocidad de crecimiento para pH inferior a 6, quedando detenido el proceso para pH igual o
inferior a 5.5.
80
El proceso de fermentación produce una disminución de pH tanto mayor, para una
misma concentración de ácidos en el proceso, cuanto menor sea la alcalinidad del agua. Una
forma indirecta de tener en cuenta la posible inhibición que un bajo pH provoca en la
metanogénesis es utilizar una ecuación como la (109) que tiene en cuenta el efecto de los
ácidos producidos sobre la velocidad de crecimiento. Pero dado que el verdadero inhibidor no
son los ácidos sino el pH el valor de la constante de inhibición, KAI, será variable en función
de la alcalinidad del agua, valor alto para agua con alta alcalinidad y valor bajo para agua con
baja alcalinidad.
Cabe destacar el tiempo de retención celular, que en este caso es muy grande debido a un
crecimiento biológico muy bajo (del orden de diez veces menor que en los procesos aerobios).
Para conseguir aumentar el tiempo de retención celular sin incrementar el tamaño de los
reactores puede seguirse dos caminos:
2.- Filtrado: reteniendo la biomasa dentro del proceso, utilizando filtros o cualquier otro
tipo de soporte sólido, como se verá en el apartado 3.8.
a) Mono-etapa.
b) Contacto.
c) Sistemas múltiples.
81
El efluente de este digestor suele ser conducido a una segunda etapa, denominada
digestor secundario, donde se produce la decantación y espesado de los fangos. Esta etapa es
utilizada normalmente como depósito del gas producido.
Por ello este sistema es adecuado para tratar efluentes con cargas medias-altas y admite
82
unos sólidos en suspensión elevados.
c) Sistemas múltiples. Dado que la digestión anaerobia tiene lugar debido a la acción de
diversos grupos bacterianos, se desarrolló el concepto de sistema en "dos etapas", el que se
realizan las etapas acidogénica y la metanogénica en digestores diferentes, (Figura 38), apli-
cando al digestor de acidificación un tiempo de residencia hidráulico inferior al tiempo de
generación de las bacterias metanogénicas que es, con mucho, superior al de las bacterias aci-
dogénicas.
83
2.10. Digestión anaerobia de fangos.
Los digestores actuales (Figura 39) suelen estar diseñados de forma que en ellos se
produce una mezcla completa, bien con agitadores bien por burbujeo del propio gas
producido. La mezcla completa provoca condiciones más favorables para la digestión
anaerobia, lo que permite reducir notablemente los tiempos de retención a 15 - 20 días si se
desea un grado de digestión normal o 20 - 25 días si se desea una estabilización total del fan-
go. Tras la mezcla completa es necesaria una segunda cámara que permita separar el fango
digerido del sobrenadante, a la que se denomina digestor secundario o depósito tampón.
84
2.10.1. Espesado previo.
Cabe recordar que en los procesos anaerobios se consideran dos tipos de bacterias, las
acidogénicas (Xacid) que lleva a cabo los procesos de fermentación y de producción de ácidos
volátiles, y las metanogénicas (Xmet) que convierten estos últimos en metano. A la vez se
distinguen tres sustratos: DQO suspendida biodegradable (XS), materia orgánica soluble
85
fermentable (Sf) y los ácidos volátiles (SA). Los subíndices 0 indican valor en la entrada al
digestor.
Sf
Qi Xacid0 − Qi Xacid + V µ acid X acid − V b acid Xacid = 0 (112)
K Af + S f
Asumiendo Xacid0 ≅ 0, dividiendo toda la ecuación resultante por V Xacid y despejando Sf, se
obtiene:
1
K Af ( + b acid )
Sf = θ (113)
1
µ acid − ( + bacid )
θ
X S / X acid
Qi XS0 − Qi XS − V K hxs X acid = 0 (114)
K xs + X S / X acid
µ acid Sf X S / X acid
Qi Sf 0 − Qi Sf − V X acid + V K hxs X acid = 0 (115)
Yacid ( K Af + S f ) K xs + X S / X acid
De las ecuaciones (113), (114) y (115) puede obtenerse el valor de la concentración de Xacid:
− ( F E + A B − C) + ( F E + A B − C) 2 − 4 F B ( A E + D )
Xacid = (116)
2 ( A E + D)
donde:
A = (1+θ bacid)/Yacid
B = XS0+Sf0-Sf
C = θ Khxs B
D = θ Khxs A
86
E = Kxs – A
F = Sf – Sf0
K Am S A −1
Qi Xmet0 − Qi X met + V µ met (1 + + ) X met − V b met Xmet = 0 (117)
SA K AI
Asumiendo Xmet0 ≅ 0, dividiendo toda la ecuación resultante por V Xmet y despejando SA, se
obtiene:
− K AI (1 − G ) + ( K AI (1 − G )) 2 − 4 K Am K AI
SA = (118)
2
donde:
µ met K S
Qi SA 0 − Qi SA − ( (1 + Am + A ) −1 − b met (1 − f Dmet )) V X met +
Ymet SA K AI
(119)
1 µ acid Sf
(( −1) + b acid (1 − f Dacid ))V X acid = 0
Yacid ( K AI + Sf )
SA 1 µ acid S f
− + X acid (( − 1) + b acid (1 − f Dacid ))
θ Yacid ( K Af + S f )
X met = (120)
µ met K S
(1 + Am + A ) −1 − b met (1 − f Dmet )
Ymet SA K AI
87
Q∆X = Q∆ Xacid + Q∆ XacidI + Q∆ X met + Q∆X metI (125)
Q∆ XS = Qi XS (126)
Q i i TSSXS ( XS0 − X S ) − Q∆ X
ESSV = 100 (130)
Q i i TSSXS XS0 + Q∆ XSSVNB
Q∆ XSSVNB + Q i i TSSXS X S + Q∆ X
FSSV = 100 (131)
Q∆ XSSNV + Q∆ XSSVNB + Q i i TSSXS XS + Q∆ X
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 será necesario realizar
nuevamente los calculo para un valor de θ mayor. Los valores habituales de θ están en el
entorno de los 20 días.
El diseño de la digestión anaerobia debe cumplir tres criterios más, además del % de
eliminación de SSV. Estos criterios son:
88
Tabla 14. - PARÁMETROS ESTEQUIOMÉTRICOS Y CINÉTICOS TÍPICOS DE LA
DIGESTIÓN ANAEROBIA DE FANGOS DE UN AGUA RESIDUAL URBANA (20ºC)
Parámetro Base Valor
Yacid g DQO (Xacid) / g DQO (Sf) 0.15
µacid
-1
d 1.4
3
KAf g DQO (Sf) /m 50
κhXS d-1 20
KXS g DQO (XS) / g DQO (Xacid) 70
-1
bacid d 0.30
fDacid g DQO (XacidI) / g DQO (Xacid) 0.2
Ymet g DQO (Xmet) / g DQO (SA) 0.03
µmet
-1
d 0.1
KAm g DQO (SA) /m3 30
KAI g DQO (SA) /m3 200(baja alcalinidad)–800(alta alcalinidad)
-1
bmet d 0.03
fDmet g DQO (XacidI) / g DQO (Xacid) 0.2
La carga orgánica usual en un digestor oscila entre 1.6 a 2.5 Kg SV/m3d siendo un
valor habitual 2 Kg SV/m3d (valor sugerido en el párrafo anterior como criterio de diseño).
Figura 40.- Porcentaje de reducción de SSV en función del tiempo de retención, T = 35 ºC.
89
2.10.3. Temperatura.
Hay dos tramos de temperatura para los que el rendimiento de la digestión anaerobia
es importante. El primero, denominado mesofílico, comprende el intervalo 30 - 38 ºC y valor
más utilizado se sitúa hacia los 35 ºC. El segundo se denomina termofílico y su intervalo de
operación es normalmente 50 - 60 ºC, aunque 54 ºC suele ser la temperatura más alta a la que
se mantiene un digestor.
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 través 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 depuración biológica
principal y debe ser tenido en cuenta en el diseño.
Los elementos del tanque de digestión deben diseñarse de forma que se minimicen los
efectos de las variaciones en la carga de fangos, pero con un límite económico.
Es deseable que el número de tanques de digestión (primarios) sea al menos dos, pues
permite una mayor flexibilidad en el funcionamiento y hacer frente a posibles problemas
mecánicos o de otro tipo que puedan presentarse. Si el digestor primario necesario es de
pequeño tamaño suelen construirse los dos digestores, primario y secundario, iguales e inter-
cambiables (así se tiene siempre un primario, aunque el secundario es mayor de lo necesario).
Si el digestor es único puede utilizarse tanto una como otra cubierta. Si hay un
digestor primario y uno secundario el primario será de cubierta fija y el secundario fija o
flotante.
90
Las cubiertas flotantes pueden ser de dos tipos. El primero apoya directamente sobre
el fango y no permite almacenar prácticamente 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 gasómetros, 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 hormigón armado,
acero o poliéster reforzado con fibra de vidrio.
Figura 41.- Esquema de (a) digestor de cubierta fija, (b) digestor de cubierta flotante, y (c)
gasómetro.
91
Figura 42.- Esquema de digestor ovoide.
En tanques con cubierta flotante la separación entre el nivel de trabajo del agua y la
parte superior de la pared exterior del tanque es del orden de 0.8 m. En tanques con cubierta
fija esta separación oscila entre 0.3 y 0.6 m.
Los sistemas utilizados para la mezcla del contenido del digestor son muy variados.
Un sistema se considera adecuado si la variación de concentración entre dos puntos
cualesquiera del tanque no supera el 10%.
92
El fango sin digerir debe introducirse cerca de los sistemas de mezcla.
Agitación mecánica.
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 impulsión de los fangos tal que le suministre la
potencia teórica, calculada para el volumen y número de puntos de mezcla considerados, e
impulse un caudal tal que remueva el tanque en un tiempo inferior al fijado.
(a) (b)
Figura 43.- Sistemas de mezclado de digestores a) de agitación mecánica y b) por
recirculación de gas.
Recirculación de gas.
Es un método de mezclado que está empezando a ser muy común hoy día. 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 perímetro, que burbujean de forma con-
tinua. El segundo consta de un conjunto de tuberías de descarga colocadas a distintas profun-
didades y que son accionadas independientemente, pasando a su través todo el caudal de gas
(Figura 43 b).
93
Para calcular el caudal de gas necesario, una vez establecida la potencia teórica a
partir del número de puntos de mezcla y del volumen del tanque, se utiliza la expresión:
E
Qg = (132)
2.4 ⋅ 10130 P1 ln ( P2 / P1)
donde:
Qg = caudal de gas a impulsar (m3/s).
E = potencia teórica necesaria (W).
2.4 = cte empírica.
P1 = presión absoluta del gas en la campana (m.c.a.)
P2 = presión del gas en el punto de inyección = P1 + altura útil del agua (m.c.a.).
10130 = factor Pa/m.c.a.
Pérdidas de calor
Las pérdidas de calor a través del tanque depende de su forma, material y temperatura
interna y externa. Para tanques cilíndricos la forma más adecuada es aquella en que el
diámetro es igual a la profundidad. Las pérdidas pueden expresarse como:
Q1 = ∑ (T 2 - T ai ) U i Si (133)
donde:
Q1 = pérdidas de calor en el tanque (kcal/h).
Ui = coeficiente de transferencia de calor de la superficie i (kcal/m2 h ºC).
Si = área exterior de la superficie i (m2).
T2 = temperatura dentro del tanque (ºC).
Tai = temperatura exterior de la superficie i (ºC).
El coeficiente Ui depende del material y del espesor del tanque. Para una pared
constituida por varios materiales puede calcularse mediante:
1 lj
=∑ (134)
Ui kj
siendo
lj = espesor del material j (m).
kj = conductividad térmica del material j (kcal/m h ºC).
94
La temperatura en el interior del tanque suele ser de 35 ºC. La temperatura en el
exterior del tanque puede tomarse como la media en el período de las dos semanas más frías
del año.
Q 2 = M C p ( T 2 - T1) (135)
donde:
Q2 = cantidad de calor requerido (kcal/h).
M = caudal másico de fangos (kg/h).
Cp = calor específico, kcal/kg/ºC (puede tomarse el del agua = 1 kcal/kg/ºC).
T2 = temperatura del fango en el tanque ºC.
T1 = temperatura del fango en la entrada ºC.
Como temperatura del fango que penetra en el tanque puede tomarse la media de la
temperatura del agua residual durante las dos semanas más frías del año.
Sistema de calefacción.
95
El gas con interés energético es el metano. El caudal de metano generado durante la
digestión anaerobia de los fangos viene dado por la expresión siguiente:
−1
1 ⎡ K Am SA ⎤
Q CH 4 =V ( − 1) µ met ⎢1 + S + K ⎥ X met 35 10 −5 m 3 / d (136)
Ymet ⎣ A AI ⎦
La producción de gas varía en función del contenido en sólidos del fango sin digerir y
la actividad biológica en el digestor. Valores típicos son de 500 a 750 L de gas/kg de SSV a
la entrada y de 750 a 1100 L de gas/kg de SSV destruidos. La presión normal del gas dentro
del digestor oscila entre 150 y 200 mm de agua.
La recogida del gas se efectúa en el propio digestor. La zona de recogida debe estar
siempre a presión positiva para evitar la mezcla de gas y aire, lo que puede provocar una ex-
plosión. La presión positiva está 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.
Las tuberías de gas deben disponer de válvulas para prever presiones excesivas y de
trampas para fuego que impidan el paso de fuego de una unidad a otra.
El gas puede utilizarse para producir calor, producir energía eléctrica con un
motogenerador o ambas cosas.
96
forma de calor más del 50% de la que se obtendría por simple quemado. En este caso es
necesario eliminar del gas producido el ácido sulfhídrico pues provoca corrosiones muy fuertes
en los motores. Esta eliminación se realiza utilizando "esponja de hierro" (óxido férrico
mezclado con virutas de madera dura), a través del cual se hace pasar el gas. Aproximadamente
35 L de esponja de hierro eliminan 4 kg de ácido sulfhídrico. La esponja de hierro puede
regenerarse exponiéndola al aire limpio.
Los reactivos normalmente recomendados para aumentar la alcalinidad del digestor son
bicarbonato sódico, cal, carbonato sódico e hidróxido amónico, siempre y cuando las concentra-
ciones de Ca, Na, K y NH4 no superen los niveles de inhibición del proceso.
Es importante hacer notar que las medidas de la alcalinidad total incluyen una parte de
los ácidos volátiles y otras especies como amonio y fosfatos que hay que excluir cuando se
quiere establecer la capacidad para neutralizar dichos ácidos. Por lo tanto para asegurar una
adecuada capacidad de tamponamiento es necesario calcular la alcalinidad como bicarbonato,
que viene dada por la alcalinidad total menos la concentración de ácidos volátiles multiplicada
por el factor 0.71.
Un factor a tener en cuenta a la hora de establecer la toxicidad sobre los fangos es que
sólo la fracción soluble de una sustancia está disponible para ser tomada por los
microorganismos, aunque puede producirse la solubilización de sólidos conteniendo sustancias
tóxicas. Otro factor es el de la aclimatación. Cuando las concentraciones de las sustancias
tóxicas van aumentando progresivamente y se mantienen sin oscilaciones bruscas, los microor-
ganismos pueden aclimatarse y el proceso no se ve afectado. Otros factores importantes son el
97
antagonismo (el efecto tóxico de una sustancia queda anulado en presencia de otra) y la
sinérgesis (el efecto tóxico de una sustancia aumenta en presencia de otra).
Los efectos tóxicos del sulfuro soluble son evidentes para concentraciones por encima de
200 mg/L.
Los efectos tóxicos del amonio pueden ser causados por sus dos formas químicas,
NH3(g) y NH4+, apareciendo para valores de la concentración total de nitrógeno (NH3 + NH4+)
de 1200 mg/L para valores del pH por encima de 7.4.
2.11. Lagunaje.
98
Figura 44.- Vista de lagunaje típico.
- Tienen una gran inercia. El elevado tiempo de residencia del agua hace que las lagunas
presenten una elevada resistencia a las variaciones bruscas de la carga orgánica o hidráulica.
- No se utilizan medios mecánicos, bien sea de aireación o agitación, para mantener unas
condiciones aerobias en las lagunas, por lo que los costes de mantenimiento son muy redu-
cidos.
Lagunas facultativas. Funcionan con cargas orgánicas más reducidas que las anteriores,
permitiendo el desarrollo de algas en las capas superiores donde se dan unas condiciones
aerobias debido al oxígeno aportado por las propias algas en su fotosíntesis. En las capas
inferiores el oxígeno disuelto está ausente. De esta manera se forman dos zonas, una inferior
en la que, en ausencia de oxígeno disuelto, se producen fenómenos de descomposición
anaerobia, y una superior en la que se produce una oxidación aerobia de la materia orgánica.
La actividad bacteriana se desarrolla en simbiosis con la producción de oxígeno por la acti-
vidad fotosintética de las algas. Hay además una zona de transición entre las dos zonas
99
anteriores, designada zona facultativa, cuyas fronteras varían con diversos factores (energía
luminosa, viento, etc). En una serie de lagunas, las facultativas pueden ser unidades primarias
o secundarias, recibiendo en este último caso el efluente parcialmente clarificado de las
lagunas anaerobias.
ALGAS
BACTERIAS
100
Figura 45.-Representación esquemática de la actividad simbiótica de algas y bacterias.
La temperatura de diseño en invierno se toma como la temperatura media del mes más
frío, es decir, la media mensual de las medias de las temperaturas máximas y mínimas diarias.
Como se verá en el apartado siguiente, las cargas orgánicas recomendadas para el diseño de
lagunas anaerobias y facultativas no varían con la temperatura por debajo de los 10 ºC.
Mezcla. Depende del viento y del calor solar. La mezcla por agitación del agua de una laguna
permite que se verifiquen una serie de fenómenos vitales para el buen funcionamiento de las
lagunas, una disminución de los cortocircuitos hidráulicos y de la formación de "zonas
muertas" y la obtención de una distribución vertical relativamente uniforme de las
concentraciones de DBO5, oxígeno disuelto y algas (en las lagunas facultativas y de madura-
ción).
101
Por otro lado la función fotosintética depende de la insolación que a su vez está
afectada por la nubosidad y la latitud.
pH. Este parámetro es particularmente importante en el caso de las lagunas anaerobias donde,
debido al equilibrio que debe mantenerse entre bacterias productoras de ácidos y de metano,
el pH debe ser superior a 6. De hecho, las bacterias metanogénicas son muy sensibles a las
condiciones ácidas del medio y es importante garantizar las condiciones para que se forme
una población abundante y saludable de estas bacterias pues, en caso contrario apenas se
procesa la fase de fermentación ácida.
Tiempo de retención hidráulico. Este factor es muy importante sea cual sea el tipo de
laguna considerada, aunque sólo se utiliza como parámetro de diseño en el caso de las
lagunas de maduración.
Para las lagunas anaerobias el volumen de la laguna, y por tanto el valor del tiempo de
retención, se calcula a partir de la carga orgánica volumétrica. Tiempos de retención infe-
riores a los calculados acarrean diversos inconvenientes, especialmente, mayores riesgos de
producción de olores desagradables, peor calidad bacteriológica del efluente y menor
eficiencia en la eliminación de materia orgánica.
Los tiempos de retención de las lagunas facultativas son bastante mayores que los de
cualquier otro tipo de lagunas, aunque este parámetro no sea utilizado como criterio de
proyecto. El funcionamiento de estas lagunas depende, principalmente, de la carga orgánica
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 también un factor
de gran importancia en su funcionamiento.
102
Las lagunas anaerobias se construyen con unas alturas útiles entre 2.0 y 4.0 m siendo
el valor más utilizado normalmente el de los 3.0 m.
Otros factores a considerar son las cargas orgánicas aplicadas, las características
físicas, químicas y biológicas de las aguas residuales efluentes (nutrientes, inhibidores, etc).
Por otro lado, la máxima eficiencia en una serie de lagunas se consigue cuando las
lagunas funcionan con el mismo tiempo de retención.
Lagunas anaerobias. Existe una cierta reticencia a utilizar lagunas anaerobias por temor a
103
problemas de olores. Sin embargo, si se construyen a una distancia del núcleo poblacional
superior a los 200 m y se diseñan adecuadamente, no se producen estos problemas. Estas
lagunas son dimensionadas en función de la carga orgánica volumétrica, Lv (g DQO
biodegradable / m3.día), relación entre la DQO biodegradable del afluente y el tiempo de re-
tención. Los valores de este parámetro dependen de la temperatura de diseño (T ºC),
recogiéndose en la bibliografía las siguientes expresiones para su cálculo:
Ls = 75 (1.072 )
T
para T > 20 °C (142)
Las ecuaciones (140), (141) y (142) son las recomendadas para su uso en la Europa
Mediterránea, mientras que la (140) (143) son tentativas globales de ecuaciones de diseño.
En todas ellas T es la temperatura de diseño en ºC.
104
A = 10 S i Q/ L s (144)
donde:
Si = DQO biodegradable del agua residual en g/m3
Q = caudal en m3/d
Ls = carga orgánica superficial en kg DQO biodegradable /ha.d
Na
Ne = (145)
(1 + K b t 1) (1 + K b t 2 ) K (1 + K b t n )
donde:
Na = número de coliformes fecales por 100 mL en el afluente del sistema de lagunas.
ti = tiempo de retención expresado en días de la laguna i.
Kb = es la constante de eliminación de coliformes fecales, expresada en días-1, función de
la temperatura:
T - 20
K b T = 2.6 (1.19 ) (146)
3.1. Introducción.
107
basta con reducir la carga orgánica aplicada.
Los filtros percoladores (o lechos bacterianos) constan de un medio poroso a través del
cual se hace pasar el agua a depurar. El sistema se asemeja en todo a una filtración sobre medio
poroso, pero se realiza en régimen de no saturación, no produciéndose en estos sistemas
filtración mecánica. De esta manera es posible el paso del aire en contracorriente con el agua,
suministrándose el oxígeno necesario para que tenga lugar el proceso biológico. El efluente de la
decantación primaria es alimentado mediante distribuidores de caudal desde la parte superior del
filtro (Figura 47).
Los filtros percoladores han sido muy utilizados como paso previo a un tratamiento
biológico convencional de aguas muy cargadas de materia orgánica, pues permiten eliminar un
porcentaje muy elevado de la DBO con un gasto de energía mucho menor. Este es el caso de las
aguas residuales de las industrias de procesado de alimentos.
108
La cantidad de biomasa producida es controlada por medio del sustrato disponible. La
cantidad de biomasa fija sobre la superficie del medio aumenta con la carga orgánica hasta
alcanzar un espesor máximo. Este espesor máximo es controlado por factores físicos como la
velocidad de dosificación hidráulica, tipo de medio, tipo de materia orgánica, temperatura, etc.
La operación correcta de estos filtros implica un desprendimiento continuo y uniforme de los
fangos, evitando la acumulación de exceso de biomasa. Los fangos producidos son recogidos en
el decantador secundario.
109
3.2.1. Factores que afectan al diseño y rendimiento.
El número de factores es muy grande, por lo que sólo se citarán los más importantes.
Se pueden distinguir dos tipos básicos de medios filtrantes. El primero que se utilizó fue
el medio formado por piedra partida o rodada. Actualmente se utilizan casi exclusivamente
medios artificiales formados por material plástico, sobre todo para aguas industriales con altas
cargas orgánicas.
110
Las dos propiedades más importantes de un medio filtrante son la porosidad y la
superficie específica.
Una mayor superficie específica permite aceptar mayores cargas orgánicas e hidráulicas,
sin incremento del volumen total, con una mayor transferencia de oxígeno.
La mayor porosidad actúa en el mismo sentido, a igual superficie específica. Una ventaja
suplementaria es la mayor dificultad de atascamiento cuando los sólidos suspendidos son
elevados.
Los medios filtrantes realizados con material plástico tienen mayor superficie específica
y porosidad, por lo que proporcionan mejores resultados que la piedra partida. Así mismo los
medios filtrantes de material plástico 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 plásticos presentan un menor riesgo de colmatado por los sólidos
suspendidos presentes en las aguas residuales y requieren una estructura de soporte más barata
debido a su baja densidad. Por contra estos rellenos son más caros y, si la altura es elevada, es
necesario tener en cuenta el coste suplementario de bombeo que tal altura supone.
111
en la Tabla 18, mostrándose algunos de ellos en la Figura 48.
El valor óptimo del parámetro SK no está aún bien definido debiendo ser ajustado en
cada planta. El valor de diseño depende de la carga orgánica variando entre 10 y 400 mm/paso
para cargas entre 0.1 y 2.35 kg DQObiodegradable soluble/m3.d.
En los medios filtrantes de piedra partida existen fórmulas propuestas por diversos
autores, que resaltan la importancia de las cargas hidráulicas u orgánicas. Sin embargo ninguna
de estas fórmulas es aplicable con toda generalidad.
3.2.1.5. Ventilación.
3.2.1.6. Temperatura.
ET = E20 θ
T - 20
(147)
donde:
θ = constante; puede tomarse entre 1.015 y 1.045.
ET = eficiencia a la temperatura T.
E20 = eficiencia a 20 °C.
T = temperatura (°C).
113
3.2.1.7. Esquemas básicos de filtros percoladores.
Las disposiciones más corrientes adoptadas en estos elementos son las que se indican en la
Figura 49.
Fil.I
Filtro Fil. I Fil. II
Sed I
Sed I Sed II
Fil. II
Sed
Sed II
Figura 49.- a) Filtración simple. b) Filtración doble alternante. c) Filtración en dos etapas.
Filtración simple. Se puede operar con recirculación o sin ella, según el grado de calidad
deseado. Si la DQO soluble biodegradable del influente supera los 700 mg/L se recomienda
la recirculación.
Filtración doble alternada. El primer filtro elimina la mayor parte de la DQO soluble
biodegradable. El segundo ejerce una acción de acabado. Consecuentemente los mayores
espesores de fango se producen en el primer filtro. Periódicamente la circulación del agua se
alterna según se indica en la figura, consiguiendo un funcionamiento más regular del sistema
formado por los dos filtros.
Filtración en dos etapas. El primer filtro tiene una misión de desbaste. Normalmente es un
filtro de material plástico que elimina de un 60 a un 70% de la DQO. El segundo filtro actúa
como limpiador del efluente y el crecimiento del espesor de la capa de fango es pequeño.
114
soporte inerte en forma de film biológico. Los sistemas más 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 diámetros entre 2 y 5 m, que en su interior
contienen un material soporte, generalmente de plástico con formas muy variadas.
En los biodiscos (Figura 51), el soporte está constituido por discos de material plástico
(poliestireno y cloruro de polivinilo) ensamblados sobre un eje horizontal.
Figura 51.- Módulo de biodiscos formado por un eje con cuatro etapas (Cortesía de
ENVIREX).
Los RBC, por su configuración básica, forman un reactor de mezcla completa. Por esta
razón los RBC se disponen en baterías que comprenden muchas unidades en serie, generalmente
de 2 a 4 (Figura 52). Esto les aproxima al esquema de los filtros percoladores tradicionales. Se
recordará que el reactor de flujo de pistón puro siempre es más eficaz que un reactor de mezcla
completa puro.
116
2 EJES, 1 ETAPA
etapas 1 2 3 4
medio
eje
medio
eje
efluente
influente
Flujo paralelo al eje 4 EJES, 4 ETAPAS
etapas 1 2 3 4
influente efluente
medio
eje
influente efluente
4 EJES, 4 ETAPAS
Flujo perpendicular al eje
Se pueden ya prever, a la vista de estos principios básicos muy generales, las dificultades
con que tropezará un análisis matemático de los fenómenos, y es fácil de comprender que sea
imposible concebir un modelo sencillo que pueda tener en cuenta todas estas particularidades a
las cuales se suma un parámetro específico de estos dispositivos: la velocidad de rotación.
ρ E K es SS
rss = - (148)
K S + SS
donde:
rss = flujo de sustrato a la capa biológica (g DQO soluble /m2/d).
ρ = densidad de la biomasa g DQO biomasa /m3 de biofilm.
E = espesor de la capa biológica (m).
Kes = constante de biodegradación que representa la máxima cantidad de sustrato utilizado
por unidad de biomasa sintetizada(d-1). Equivalente a µm/Y en los cultivos en suspensión.
SS = concentración media de DQO soluble biodegradable en la masa líquida (g DQO
/m3).
KS = constante de semisaturación (g DQO/m3).
Como se ha comentado son sistemas de cultivo fijo por etapas en los que se produce
eliminación conjunta de materia orgánica y nitrificación. El esquema del proceso se muestra
en la Figura 53. A continuación se definen los símbolos empleados para este tipo de proceso:
Efluente
Alimentación Etapa 1 QF, SS,1, Q F, Etapa j Q F, Dec. 2º final
QF, SS,F, SNH,F A1 SNH,1, fN,1 SS,j-1, Aj SS,j, QF, SS,e,
SNH,j-1, SNH,j, SNH,e
fN,j-1 fN,j
Purga de fangos
El diseño de los RBC consiste en el cálculo del área por etapa, la DQO soluble
biodegradable, el nitrógeno Kjeldahl solubles y el nitrato en el efluente de cada etapa, la
producción neta de microorganismos por etapa y finalmente la producción total de fangos del
sistema.
La película de biomasa está fijada a la superficie de un soporte sólido. El volumen de
la película viene dado por el producto del espesor de la misma, E, y el área de soporte sólido.
Al espesor de la película, E, se le puede asignar un valor constante de 0.15 mm. Así 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,
heterótrofos y autótrofos, se utiliza la fracción de microorganismos autótrofos.
El diseño del proceso se inicia con la determinación del área total y del área de la
primera etapa utilizando como criterios de diseño el valor máximo de la carga orgánica total
y la carga orgánica máxima para la primera etapa. Una vez seleccionado el número de etapas,
con estos datos se calcula el área de las diferentes etapas:
Q F SS 0
A total = (149)
CO total
Q F SS0
A1 = (150)
CO1etapa
A total − A1
A j= (151)
N etapas −1
Una vez determinadas las áreas teóricas por etapa, se selecciona la maquinaria
adecuada a partir de los datos suministrados por los fabricantes de biodiscos. Esta selección
119
requiere un reajuste de las áreas, siempre redondeando de modo que no se supere las cargas
orgánicas fijadas. La selección de la maquinaria depende no sólo del área por etapa, sino
también del tipo de biodisco, el número de ejes por etapa y la densidad de biodiscos. Una vez
seleccionada la maquinaria, se diseña la cubeta en la que se dispondrán los biodiscos, y la
potencia necesaria por eje que permita mantener un espesor de película biológica adecuado.
SS, j
Q F (SS, j−1 −SS, j )=K es A j Eρ (1− f N , j ) (153)
K S +SS, j
donde:
Kes = constante de biodegradación que representa la máxima cantidad de sustrato utilizado
por unidad de biomasa sintetizada, d-1, (equivalente a µm/Y en los cultivos en suspensión).
Aj⋅E⋅ρ⋅(1-fN,j)= cantidad de biomasa heterótrofa de la etapa j, g DQO. Este término sustituye
al término V⋅XH utilizado en las ecuaciones del cultivo en suspensión.
S NH , j
Q F (S NH , j−1 −S NH , j )= K en A j Eρ f N , j + 0.087 Q∆X t j (154)
K NH +S NH , j
donde:
Ken = constante de nitrificación ó tasa máxima de consumo de nitrógeno amoniacal por
unidad de biomasa autótrofa sintetizada, d-1. Equivale al factor µmA/YA de los cultivos en
suspensión.
Aj⋅E⋅ρ⋅fN,=: cantidad de microorganismos nitrificantes en la etapa j, g DQO.
Q∆Xtj = producción de microorganismos heterótrofos y autótrofos, incluyendo la parte inerte
generada por muerte, g DQO/d.
120
[
Q F (S NO , j−1 −S NO , j )= − Q F (S NH , j−1 −S NH , j ) − 0 .087 Q ∆ X t j ] (155)
Fósforo soluble
El fósforo soluble será el fósforo soluble que entra al sistema menos el que utilicen
los microorganismos.
Producción de fangos
[ ]
Q∆X A , j = YN Q F (S NH , j−1 −S NH , j )− 0.087Q∆X t j − b A A j E ρ f N (159)
Q∆X AI , j = f DA b A A j Eρ f N (160)
Q∆ XT = Q F XI 0 + Q F XS0 + ∑ Q∆ X t j = Q F X T (161)
j
La producción total de fangos puede obtenerse sin más que multiplicar la expresión
anterior por los correspondientes coeficientes de paso de DQO a SS y considerar además los
SSNV que entran al sistema.
121
donde XSST son los SST que salen del sistema de soporte sólido.
Q∆X SST
Qw = (163)
X RSST
θc =
∑ A Eρ(1−f
j N, j )
=
∑ A Eρ f
j N, j
(164)
∑ Q ∆X H, j ∑ Q ∆X A, j
XT
S T ,e = SS,F + S I + X SSTe (165)
X SST
Q F X SST
Q F X P 0 + .017 ∑ Q∆X j
SP ,e = SP ,F +X SSTe (167)
j
Q F X SST
Requisitos de alcalinidad
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 estándar para asegurar
que el pH del medio no sea inferior a 6.
⎡ ⎤
Q F (S ALK ,o − S ALK ,e ) = 7.14⎢Q F (S NH ,o −S NH ,e )− 0.087 ∑ Q∆X j ⎥ (168)
⎣ j ⎦
Requisitos de nutrientes.
Para el cálculo de la calidad del agua de salida, se discretiza la altura del filtro
percolador, subdividiéndolo en un número finito de etapas con tamaños idénticos.
La calidad del efluente y la producción de fangos de cada etapa se obtienen aplicando las
mismas ecuaciones que para los biodiscos. Dado que normalmente se incluye una corriente de
recirculación, el caudal y composición de la corriente de alimentación se calcula como la
combinación de la fresca y la recirculada.
Como criterios de diseño de los filtros percoladores pueden utilizarse los valores
recogidos en la Tabla 17. Para asegurar la nitrificación del efluente se recomiendan los valores
de las cargas orgánicas recogidos en la Tabla 19.
123
Filtro percolador, medio 75 - 85 0.24 - 0.15
de piedras 85 - 95 0.15 - 0.07
Filtro tipo torre, medio 75 - 85 0.45 - 0.30
plástico 85 - 95 0.30 - 0.15
Para los RBC pueden utilizarse como criterios de diseño los mostrados en la Tabla 20.
124
Para el caso de aguas residuales domésticas puede utilizarse la Figura 54. Esta figura
proporciona directamente el área en los procesos sin nitrificación, una vez fijada la
concentración de salida.
Figura 54.- Determinación del área necesaria para la eliminación de DQO soluble
biodegradable en RBC para agua residual doméstica (Cortesía de ENVIREX).
Para valores de la DQO soluble biodegradable mayores que 220 mg/l, se supone que
la carga orgánica máxima a alimentar para la obtención de un grado de eliminación dado, es
la misma que para una concentración del influente de 220 mg/l. Así, 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 (eliminación del 95%), la carga hidráulica debe ser de 4 10-2 m3/ m2/ día, lo
que equivale a una carga orgánica de 8.8 g de DQO soluble biodegradable /m2/día.
- Para NHo > 15 mg/l se calcula el área 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 .
Figura 55.- Determinación del área necesaria para la nitrificación de N.NH4 en RBC para
agua residual doméstica (Cortesía de ENVIREX).
Área final
El área necesaria viene dada por la suma de las anteriores, divididas por el factor de
corrección 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 nitrificación y
1.15 para la eliminación de N y DQO.
126
Cuando la relación NKT/N-NH4 es menor o igual que 2 (situación habitual en las
aguas residuales domésticas) el incremento de la concentración de NH4 debido a la hidrólisis
del N-orgánico es muy pequeño, utilizándose como concentración para el diseño, el N-NH4,
como se refleja en Figura 55. En los casos en los que esta relación sea mayor que 2 es más
conveniente utilizar para el diseño el valor del NKT.
127
Figura 57.- Factor de corrección de la superficie con la temperatura en RBC para la
nitrificación (Cortesía de ENVIREX),
Alcalinidad
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.
Número de etapas
Determinación del número de etapas. El número mínimo de etapas para que la elimi-
nación de DQO soluble biodegradable sea 90%, debe ser de 4. La carga orgánica en la 1ª
etapa debe ser menor que 1.76 Kg DQO soluble biodegradable/100 m2/día.. Esta limitación
puede hacer que la primera etapa sea mayor que las siguientes.
Producción de fangos.
128
0.40
mg/l SSproducidos/mg/l
0.35
0.30
DQOeliminada
0.25
0.20
0.15
0.10
0.05
0.00
0 10 20 30 40
DQO soluble biodegradable efluente, mg/l
El elemento esencial de estas instalaciones es un lecho de turba a través del cual percola
el agua residual. Dicho lecho descansa sobre una delgada capa de arena, soportada a su vez por
una capa de grava; un dispositivo de drenaje recoge el efluente en la base del sistema. El agua
residual se somete previamente a un desbaste y tamizado fino, para separar los sólidos en
suspensión y retardar así la colmatación del lecho. También puede ser necesaria la eliminación
de aceites y grasas si están presentes en cantidades importantes ya que pueden interferir en el
proceso biológico.
canaletas de reparto
Turbas
Arena granito 3
Gravilla de 1 cm Pilar 25x25
Gravilla de 3 cm
Pendiente del 2 %
Tubo drenaje
Figura 59. Esquema de una planta depuradora de filtración sobre lechos de turba
(Cortesía 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 filtración sobre lechos de turba.
- Para conseguir una buena percolación, el espesor del lecho de turba debe estar
comprendido entre 30 y 40 cm.
- El tamaño máximo de lecho que permite un mantenimiento fácil es de unos 200 m2.
Un filtro verde es un sistema constituido por un tipo de planta (generalmente del género
Populus, como por ej. el chopo) y un suelo que se utiliza para la depuración de aguas residuales.
Los factores que determinan la capacidad de este sistema para la depuración del agua
130
residual incluyen: el lugar donde está situado el sistema (climatología y geología y
características del suelo), la velocidad de aplicación al terreno del agua residual, la calidad del
agua y la capacidad de la vegetación para eliminar y almacenar los nutrientes del agua residual.
Los filtros verdes se diseñan bajo el principio de permitir la infiltración de las aguas
sobrantes hacia el acuífero, pero limitando la concentración de nitrógeno en ellas.
A falta de estudio más detallados para el área mediterránea, y utilizando chopos como
vegetación, pueden estimarse las superficies necesarias fijando la carga hidráulica a aplicar los
valores de la tabla siguiente.
El poder tratar cargas volumétricas 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 hidráulicos pequeños (un día o menos) sin que se produzcan pérdidas
sustanciales de biomasa metanogénica.
a) Filtro anaerobio.
b) Lecho en película.
c) Lecho fluidizado.
d) Lecho de lodos.
e) Sistemas mixtos.
a) El filtro anaerobio (Figura 60) consiste en un recipiente cuyo interior está 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 típicos de un reactor de
lecho fijo: creación de caminos preferenciales, taponamientos en los distribuidores y sobre todo
de colmatación por sólidos.
Por ello su aplicación más indicada es en los casos de corrientes con poca cantidad de
sólidos en suspensión. Si bien inicialmente se pensaba que este sistema sólo era adecuado para
tratar efluentes con una baja carga, se ha visto que una recirculación del efluente de salida
permite tratar efluentes más concentrados.
Así, estudios realizados en un filtro de gran porosidad (0.96) muestran que alimentando
una corriente con una carga de 11.5 Kg DQO/m3/día, para un tiempo de retención hidráulico de
1.15 días, el tiempo de retención de sólidos resulta ser de 350 días, con una producción de CH4
de 5.5 m3/m3/día.
132
El soporte sobre el que las bacterias quedan retenidas y se desarrollan puede estar
concebido de varias formas diferentes y utilizando diversos materiales, observándose en cada
uno de ellos distintas eficacias de depuración.
La expansión del lecho se controla mediante la velocidad del agua. El gas producido
puede provocar problemas de espumas y flotación en la parte superior del reactor, que pueden, a
su vez, dar lugar a pérdidas de las partículas fluidizadas junto con el efluente tratado.
d) Sin duda el procedimiento, dentro de los reactores con biomasa fija, que ha tenido un
desarrollo más 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 mi-
croorganismos pueden actuar como medio filtrante. La retención de los lodos en el interior del
sistema se consigue favoreciendo la floculación de los lodos mediante el mantenimiento de unas
condiciones apropiadas en el reactor. Mediante un dispositivo diseñado exprofeso, se consigue
una buena separación de los lodos, tanto del gas como de la corriente, lo cual favorece su retorno
al compartimiento de digestión, situado debajo del sistema de separación.
Los factores que regulan la formación de un lecho de lodos no son conocidos con
certeza. Sin embargo parece que están fuertemente relacionados con la naturaleza del agua a
tratar. De hecho el sistema se ha aplicado con gran éxito al tratamiento de aguas industriales de
industrias agro-alimentarias con importantes contenidos en azúcares o almidón.
133
Figura 63.- Reactor de lodos "UASB".
Así, por ejemplo, estudios realizados sobre tratamiento de aguas residuales de industrias
azucareras muestran la eficacia y la estabilidad del sistema.
d) Una solución muy interesante, es el empleo de sistemas mixtos. Tal como se ha visto,
cada sistema posee unas características 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 sería el más adecuado para tratar el efluente bruto
y el segundo se elegiría en función de las características de la corriente de salida del primer reac-
tor.
134
ÍNDICE