Libro aguas residuales

Menéndez Gutiérrez, C. y J. Pérez Olmo El modelo de velocidad de reacción representado por la ecuación 3.24 fue inicialmente descrito por Grau y col.11 Aunque bastante general, el modelo cinético de Grau no es más que otro de los muy diversos modelos que pretenden explicar la cinética de los procesos biológicos de tratamiento de aguas residuales. Entre muchos otros modelos descritos pueden ser citados el de Eckenfelder 12y el de Lawrence y McCarty.13 La ecuación que responde al modelo cinético de Eckenfelder ha tenido un uso muy difundido a través de los años. Originalmente formulada para una cinética de primer orden con respecto a la DBO, ha sido posteriormente utilizada para órdenes de reacción superior al primero, dS K S n X (3.26) dt donde: n: Orden de reacción. Fig. 3.12. Diferentes valores de la constante cinética K que se obtiene al aplicar el modelo de primer orden de Eckenfelder a un agua residual de DBO variable. Otra forma de expresar la ecuación 3.26 es, ǻ6 K S n (3.26 a) șX La mayor limitación del modelo de Eckenfelder radica en que para aguas residuales cuya DBO es variable, se obtiene distintos valores de K en depen- dencia de los valores de la DBO inicial (S0). Figura 3.12. Esta dificultad es salvada en el modelo cinético de Grau. Por otra parte, el modelo de Lawrence y McCarty es aplicable para cinética de orden intermedio entre cero y primer orden, 96

Oxidación Biológica. Nitrificación dS S (3.27) dt km KS  S X ǻ6 S (3.27 a) ș X km KS  S Cualquiera que sea el modelo cinético que se desee emplear, debe compro- barse en qué medida se cumple en el caso particular bajo estudio. 3.4.3. Cálculo de la constante de velocidad Para estimar la constante de velocidad de remoción de DBO deben reali- zarse corridas experimentales a diferentes tiempos de retención y conocer para cada caso, la concentración de biomasa, medida como sólidos suspendidos volá- tiles, así como la DBO inicial y final del proceso. En el ejemplo 3.1 se ilustra el procedimiento de cálculo. Ejemplo 3.1 Para determinar la constante del modelo cinético de Grau se realizaron corridas experimentales en un reactor de 10 L con alimentación continua. Los resultados obtenidos aparecen resumidos en la tabla 3.1. Determine el valor de la constante asumiendo que la reacción de degrada- ción es de primer orden con respecto a la DBO. Tabla 3.1. Datos experimentales Corrida Q S0 S X Experimental No. Ld-1 900 mgL-1 7247 950 4126 1 13 1200 63 3151 2 15 1200 133 4959 3 30 1500 420 2500 4 30 1500 300 2582 5 40 750 6 60 900 De acuerdo al modelo de Grau: ǻ6 S k șX S0 97

Menéndez Gutiérrez, C. y J. Pérez Olmo ǻ6 S graficando ș X vs S0 , puede obtenerse el valor de k de la pendiente de la recta correspondiente. Los datos de la tabla 3.1a se arreglan según: Tabla 3.1.a. Transformación de la tabla 3.1 Corrida 1 2 3 4 5 6 ǻ6 0,15 0,30 0,75 0,55 1,20 1,40 șX S 0,07 0,14 0,35 0,25 0,50 0,60 S0 Se obtiene la recta de la figura 3.13 cuya pendiente es el valor de la cons- tante k (k = 2,3 d±): Fig. 3.13. Cálculo de la constante de remoción de DBO para el modelo de Grau. 3.5. NITRIFICACIÓN-DESNITRIFICACIÓN Es muy útil relacionar las concentraciones de nitrógeno con las de DBO. La tabla 3.2 da algunos valores en dependencia del origen del agua residual. El valor 0,2 puede considerarse representativo de este conjunto de datos. A falta de disponer de análisis más precisos, puede ser adoptada esta relación como buena para el cálculo de instalaciones de tratamiento. Generalmente la incorpo- ración de aguas residuales industriales a las municipales, favorecen la disminu- ción de esa relación. 98

Oxidación Biológica. Nitrificación Tabla 3.2. Relación N/DBO5 para diferentes tipos de aguas residuales Procedencia N/DBO5 Municipal 0,17-0,20 Lecherías 0,05-0,04 Cervecerías Papeleras 0,25 Centrales azucareros 0,1-0.02 Tintorerías 0,1-0,2 0,1-0,05 Formas del nitrógeno y su evolución En las aguas residuales de origen doméstico, la forma más común en que se presenta el nitrógeno es como nitrógeno orgánico (N-org) y nitrógeno amoniacal (N-NH3). En esta agua los nitritos y nitratos aparecen generalmente en concen- traciones casi siempre despreciables. La presencia de nitritos y nitratos en las aguas residuales sin tratar casi siempre es debida a contaminación de origen industrial. Cuando la concentración de N-NH 3 es elevada, se produce una ac- ción inhibidora superior sobre un grupo de las bacterias nitrificantes, las nitrobacterias, que sobre otro, las nitrosomonas. (O QLWUyJHQR WRWDO .MHOGDKO ³117.´ UHSUHVHQWD HO WRWDO GH QLWUyJHQR HQ forma orgánica y amoniacal y no incluye nitritos ni nitratos. El nitrógeno orgánico puede ser inerte o degradable, con un orden de mag- nitud del 12 % (10 % en suspensión y 2 % soluble) y 88 % respectivamente. Las dos más importantes fuentes de contaminación nitrogenada son los vertidos de proteínas y urea. La fracción orgánica degradable se transforma, por acción enzimática, en forma amoniacal, mediante el proceso conocido como amonificación. La cinética de esta reacción es muy rápida para la urea, pero inferior para las proteínas. Aun así, se puede considerar que al final del tratamiento no subsiste más que la fracción orgánica inerte. De lo anterior puede concluirse que, con el tratamiento por lodos activa- dos, no es necesario conocer la proporción entre las formas orgánicas y amoniacales. En cambio, en los sistemas de tratamiento del tipo cultivos fijos (lechos bacterianos, discos biológicos, filtros, etc.), en los cuales el tiempo de retención en el reactor es muy corto, puede no completarse la amonificación y si puede cobrar importancia conocer la proporción en que se encuentran el N-org y el N-NH 3. El nitrógeno amoniacal procede de la amonificación del nitrógeno orgánico que puede efectuarse en la propia red de colectores y que afecta a prácticamente la totalidad de la urea y de los demás compuestos orgánicos fácilmente 99

Menéndez Gutiérrez, C. y J. Pérez Olmo degradabIes. Una parte de este nitrógeno se incorpora a la masa bacteriana en la constitución de las células a través del proceso de asimilación. Cuando las condiciones ambientales son favorables, en particular el tiempo de retención de la biomasa y la temperatura, el nitrógeno llega a oxidarse a la forma de nitrato en el proceso biológico aerobio identificado como nitrificación. En un reactor anóxico algunas bacterias heterótrofas son capaces de con- sumir oxígeno de los nitratos, los cuales se reducen liberando nitrógeno libre. Este proceso se denomina denitrificación. Todos estos procesos se representan en el diagrama de bloques de la Figura 3.14. Fig. 3.14. Ciclo del nitrógeno en el tratamiento. 3.5.1. Nitrificación En el estudio de la nitrificación es importante diferenciar entre las funciones de oxidación del carbono y del nitrógeno propiamente dicho. Ambos procesos pueden llevarse a cabo en una sola etapa o en etapas separadas, tanto en siste- mas de biomasa en suspensión como en lecho fijo. En casi todos los procesos biológicos están presentes las bacterias nitrificantes, sin embargo para que la nitrificación tenga lugar es necesario que 100

Oxidación Biológica. Nitrificación existan, entre otras cosas, condiciones adecuadas para el crecimiento de las bacterias nitrificantes. En otro caso, prevalecerá el crecimiento de las bacterias heterótrofas. La nitrificación se propicia disminuyendo la carga orgánica de los procesos biológicos. El N-NH3 es transformado en nitrito y nitrato por bacterias autotróficas constituyendo el oxígeno requerido para esta oxidación, una demanda adicional a la que posee la materia orgánica que es normalmente estabilizada durante los tratamientos biológicos. La primera etapa de la nitrificación tiene su origen en la acción de las bac- terias Nitrosomonas, siendo las Nitrobacter las responsables de la transforma- ción posterior del N-NO3±. Ambas reacciones de oxidación se representan a continuación: NH   3/2 O2 Nitrosomonaso 2H  H2O  NO ± (3.28) 4 2 NO ±  1/2 O2 Nitrobacter o NO ± (3.29) 2 3 A partir de la estequiometría de estas ecuaciones puede deducirse que se requieren 4,6 mg de oxígeno para la oxidación completa de cada mg de N-NH3. Si se acepta que el efluente de un tratamiento secundario convencional po- see aproximadamente una concentración de 25 mgL± de N-NH3, esto tiene como consecuencia una demanda de oxígeno al cuerpo receptor de 114 mgL± por concepto de la ulterior oxidación a NO3±. Si esta demanda se compara con la que normalmente tienen estos efluentes (demanda carbonácea), aproximadamente 50 mgL±, puede inferirse la importancia que posee el proceso de nitrificación, su estudio y control. La oxidación del nitrógeno amoniacal no tiene lugar de forma aislada, sino que en realidad va acompañada de la síntesis de nuevas células además de consumo de oxígeno. La síntesis de nuevas bacterias nitrificantes se expresa:14 15CO2 + 13 NH4+ (Nitrosomonas)o 10 NO2± + 3 C5H7NO2 + 23 H+ + 4 H2O (3.30) 5 CO2 + NH4+ + 10 NO2± + 2 H2O (Nitrobacter)o 10 NO3± + C5H7NO2 + H+ (3.31) El rendimiento celular de estas reacciones está en el intervalo de 0,04 a 0,29 mg SSV (mg N-NH3)± para las bacterias Nitrosomonas y de 0,02 a 0,084 mg SSV (mg N-NO2±)± para Nitrobacter.15 Suponiendo para estas dos reacciones respectivamente rendimientos de 0,15 mg SSV(mgN-NH3)±y 0,02 mg SSV(mgN-NO2)± puede plantearse: 55 NH4+ + 76 O2 + 109 HCO3± o C5H7NO2 + 54 NO2± + 57 H2O + + 104 H2CO3 (3.32) 101

Menéndez Gutiérrez, C. y J. Pérez Olmo 400 NO2± + NH4+ + 4 H2CO3 + HCO3± + 195 CO2 o C5H7NO2 + + 3 H2O + 400 NO3± (3.33) De las ecuaciones 3.32 y 3.33 puede obtenerse: NH   1,83O2  1,98HCO3 o 0,021C5H 7 NO 2  1,04 H2O  (3.34) 4  0,98NO3  1,88H2CO3 Dos conclusiones importantes se derivan del análisis de la ecuación 3.34. La primera de ellas es que el N-NH3 requerido para síntesis es despreciable, 2 %, con respecto al que se utiliza por las bacterias nitrificantes para la oxidación. La segunda conclusión es que la nitrificación consume alcalinidad del medio, requiriéndose 7,15 mgL± como CaCO3 por cada mgL± de N-NH3 oxidado, valor que se ajusta al reportado por la literatura.16 Cinética de la nitrificación Para los sistemas de biomasa en suspensión los factores que se apuntan como incidentes en la nitrificación son: ‡ Concentración de N - NH3 y N- NO2± ‡ Relación DBO5/NKT ‡ Concentración de oxígeno disuelto ‡ Temperatura ‡ pH Se ha demostrado que existe una relación directa entre la capacidad de nitrificación en un determinado proceso y la relación DBO 5/NKT. Para valores de este cociente entre 1 y 3, el porcentaje de bacterias nitrificantes en la biomasa oscila entre 21 y 8,3 % respectivamente. En los sistemas de lodo activado de tipo convencional, para los que la rela- ción empírica DBO5/NKT es mayor de 3, el porcentaje de bacterias nitrificantes es mucho menor de 8,3. En los sistemas de lecho fijo, tanto en los filtros percoladores como en los biodiscos, también puede presentarse la nitrificación. Temperatura La temperatura ejerce una influencia importante sobre la velocidad de nitrificación, aumentando esta última con el incremento de la temperatura del medio. Esta influencia se refleja en las constantes asociadas a la cinética de la nitrificación. El intervalo de temperatura en el que ocurre preferentemente la nitrificación es el comprendido entre 4 y 45 qC, siendo 35 qC la temperatura óptima para las EDFWHULDV1LWURVRPRQDV\\±qC para Nitrobacter. 102

Oxidación Biológica. Nitrificación En la tabla 3.3 se reportan valores de velocidad específica de crecimiento de Nitrosomonas para tres temperaturas diferentes. Tabla 3.3. Velocidad máxima específica de crecimiento para Nitrosomonas Temperatura, qC Pn,m 10 0,3 20 0,65 30 1,2 Para propósitos de diseño, una expresión aceptable del efecto de la tem- peratura sobre la velocidad máxima específica de crecimiento para las nitrosomonas es: ȝnm 0,65 e 0,098 ( t  20 ) (3.35) Oxígeno disuelto Generalmente la influencia de la concentración de oxígeno en la veloci- dad de nitrificación ha sido objeto de controversias. No obstante, es acepta- do, por evidencia experimental, que bajo determinadas condiciones se puede obtener nitrificación completa aun a concentraciones de oxígeno tan bajas como 0,5 mgL±. Un estudio relativamente reciente para analizar la influen- cia de diversos factores en la nitrificación ha sido reportado por Stenstrom y Song.17 En este estudio se concluye que: ‡ Tanto para sistemas de biomasa en suspensión como para medio fijo, la concentración de oxígeno que limita la nitrificación está en el intervalo comprendido entre 0,5 y 2,5 mgL±. ‡ La concentración límite de oxígeno para la nitrificación en condiciones estacionarias es función del tiempo de retención de la biomasa y de la resistencia difusional al transporte de masa. ‡ En la medida en que la concentración de oxígeno es menor, se requiere mayor tiempo de retención de la biomasa para garantizar una completa nitrificación. ‡ Bajo condiciones transcientes de choques de carga orgánica, o de au- mento de la resistencia a la difusión o competencia entre bacterias heterótrofas y nitrificantes, la concentración límite de oxígeno puede ser significativamente mayor que bajo otras condiciones. 103

Menéndez Gutiérrez, C. y J. Pérez Olmo Efectos del pH y alcalinidad El pH también puede influir notablemente sobre la velocidad de nitrificación. Como ya se ha expresado, la nitrificación lleva implícita la destrucción de una cantidad importante de alcalinidad del medio. Puede demostrarse que en los reactores biológicos, para el intervalo de pH comprendido entre los valores de 5 y 8, el pH de equilibrio esta determi- nado por la alcalinidad y el CO2 presente en el sistema. En aquellos casos de reactores abiertos, en los que ocurre desprendimiento de CO2, pueden man- tenerse altos valores de pH a bajos niveles de alcalinidad en el medio. En sistemas cerrados, donde normalmente el despojamiento de CO2 se dificulta, la alcalinidad del agua residual debe ser hasta 10 veces el valor de la concentración del nitrógeno que se oxida para que pueda mantenerse el pH. Para propósitos de diseño, es suficiente tomar en consideración que la velocidad de nitrificación disminuye considerablemente en la medida que el pH cae por debajo del intervalo de neutralidad del medio. Es mejor mante- ner el pH entre los valores de 6,5 y 8,0. La influencia del pH sobre la velocidad máxima de nitrificación puede cuan- tificarse mediante la expresión, ȝnm ȝnm >1  0,833 7,2  pH  @ (3.36) donde: Pnm: velocidad específica de nitrificación a pH = 7,2. Efecto de la relación DBO5/NKT Generalmente en todos los sistemas de nitrificación hay suficiente mate- ria orgánica en el reactor como para propiciar el crecimiento de las bacte- rias heterótrofas. Cuando se incrementa el tiempo de retención medio celular (edad del lodo) para incrementar la concentración de biomasa (SSV), con el objetivo de obtener mayor remoción de DBO, se corre el peligro potencial de que la velocidad de crecimiento de las bacterias nitrificantes sea mayor que el de las heterótrofas. En caso contrario, y se reduzca mucho el TRMC, se lavaran del sistema. Por tanto, la condición de trabajo ha de ser tal que el tiempo de retención de los sólidos sea mayor que un valor limite que se establezca. Opuestamente a lo que sucede en los sistemas de biomasa en suspen- sión, en aquellos en los que la biomasa esta adherida a un medio, sistemas de biopelícula, el factor que controla es el proceso de transporte de masa. 104

Oxidación Biológica. Nitrificación Las condiciones que existen en el entorno cercano de los microorganismos en la biopelícula, no son las mismas que para los sistemas de biomasa en suspensión. En la biopelícula la concentración de sustrato varía con la pro- fundidad a lo largo del espesor, y es significativamente menor que en el seno del líquido. Siendo esto válido tanto para la concentración de oxígeno como para la de nitrógeno amoniacal, la velocidad de nitrificación en biopelículas es menor que la que podría esperarse tomando como referencia la concen- tración de nitrógeno en el líquido. El transporte de masa o resistencia difusional incide sobre la nitrificación de la manera que se describe: ‡ No es válida la suposición de que la etapa limitante de la nitrificación sea la oxidación del nitrógeno amoniacal a nitrito. ‡ Aumenta el tiempo de retención que se requiere para los sólidos. ‡ Cambia la concentración límite de oxígeno para que ocurra la nitri- ficación. Investigaciones realizadas por Downing, Painter y Knowles18 concluyen que la cinética de la nitrificación puede ser formulada en términos de la relación de Monod. dX n Yn dNa (3.37) dt dt y ȝn ȝnm Na (3.38) Kn  Na donde: Xn: Concentración de microorganismos nitrificantes (mgL±). Na: Concentración de N-NH3 (mgL±). Yn: Masa de organismos nitrificantes obtenidos por masa de N-NH3 utilizado. Pn: Velocidad específica de crecimiento de los organismos nitrificantes a la concentración Na (mg Xn (mg Xn)± d±). Kn: Coeficiente de saturación para nitrosomonas (mgL±N-NH3). Está demostrado que la energía que liberada durante el proceso de conver- sión de N-NH3 a N-NO2± es aproximadamente tres veces mayor a la corres- pondiente a la transformación del N-NO2± a N-NO3±.19 O sea, se requiere producir el triple de N-NO3± que N-NO2± para liberar una misma cantidad de energía. Según Adams y Eckenfelder20 esta es la posible explicación al hecho de que generalmente el N-NO2± se halla en bajas concentraciones en los efluentes de los tratamientos biológicos. 105

Menéndez Gutiérrez, C. y J. Pérez Olmo Teniendo en cuenta que las Nitrobacter tienen una velocidad específica de crecimiento mayor que el de las Nitrosomonas, la modelación de la nitrificación puede considerarse como un proceso de una sola etapa, la limitante, que es la conversión del N-NH3 a N-NO2±.21 Esta es la razón por la cual los diferentes términos definidos para las ecuaciones 3.37 y 3.38 tienen como base el N-NH3. La velocidad de crecimiento de las bacterias nitrificantes puede expresarse como:  dXn ȝn Xn (3.39) dt Combinando las ecuaciones 3.37, 3.38 y 3.39 para explicar la velocidad de crecimiento en función del consumo de N-NH3 se obtiene: dNa 1 ȝnm Na Xn (3.40) dt Yn Kn  Na O sea, que la velocidad de nitrificación es de primer orden con respecto a la concentración de Nitrosomas, y de un orden intermedio con respecto a la con- centración de N-NH3. La ecuación 3.40 puede escribirse de una forma equivalente si se define la velocidad específica máxima de consumo de sustrato, Km Km ȝnm (3.41) Yn Entonces la velocidad específica de consumo de sustrato puede expresarse: K Km Na (3.42) Kn  Na y la velocidad de consumo de sustrato, o sea, de consumo de N-NH3 para el proceso de nitrificación será: dNa Km Na Xn (3.43) dt Kn  Na Se conoce que el valor de Kn a 20 oC es menor de 1 mgL±.22 En la tabla 3.4 se presentan tres valores reportados en la literatura de velo- cidades específicas de crecimiento y coeficientes de saturación para Nitrosomonas, a 20 oC. En aquellos casos en los que la concentración de N-NH3 tenga un valor cercano a los 25 mgL± o mayor, puede considerarse, desde el punto de vista 106

Oxidación Biológica. Nitrificación práctico, que la velocidad de nitrificación es de orden cero con respecto a la concentración de N-NH3. Para Na !! Kn, la ecuación 3.41 se transforma en: dNa Km Xn (3.44) dt o sea, la velocidad de nitrificación solo es función de la concentración de las bacterias nitrificantes, su velocidad específica de crecimiento máxima y del ren- dimiento celular. Tabla 3.4.Velocidad específica máxima de crecimiento y coeficientes de saturación para Nitrosomonas a 20 oC Pnm Kn Referencia d-1 mgL-1 N-NH3 1,32 3,6 22 0,84 1,0 23 1,62 0,6 24 Con el objetivo de llegar a conocer las condiciones a partir de las cuales ocurre la nitrificación puede hacerse un balance de biomasa nitrificante (fi- gura 3.15). Fig. 3.15. Esquema para el balance en la etapa de nitrificación. V ǻ; n ª Na º X n V  bn XnV  X n Qw (3.4) ǻW ¬« ȝn m Kn  Na »¼ donde: V: Volumen del reactor. ǻ; n : Velocidad de crecimiento de las bacterias nitrificantes. ǻW P nm: Velocidad específica de crecimiento. 107

Menéndez Gutiérrez, C. y J. Pérez Olmo Xn: Concentración de las bacterias nitrificantes. Na: Concentración de N-NH3. bn: Constante de respiración endógena. QW: Flujo de extracción de lodo. Transformando la ecuación 3.45 se obtiene: ǻ; n ȝnm Na Xn  bn X n  Xn Qw (3.46) ǻW Kn  Na V (3.47) Considerando que: V Xn șx Qw X n y que en condiciones de estado estacionario se cumple que ǻ Xn 0 ǻW entonces, de la ecuación 3.46 se tiene que, Kn ¨§©bn  1 ¸· șx ¹ Na ȝn m  ¨©§bn  1 ¸· (3.48) șx ¹ De la ecuación 3.48 puede afirmarse que: la concentración de nitrógeno amoniacal en el reactor, y por tanto, en el efluente, es función de la edad del lodo e independiente tanto de la concentración de amonio en el afluente Nai como del coeficiente de rendimiento Yn. El desarrollo anterior demuestra que la nitrificación no siempre está pre- sente, sino que se requiere un valor de edad de lodo mínima para que ocurra. Suponiendo valores típicos21 se obtiene la figura 3.16. En la figura 3.16 se aprecia que para altas edades de lodo el valor del nitrógeno amoniacal es pequeño, pues ha ocurrido la trasformación de la forma amoniacal a N-NO2± y N-NO3±. Para edades de lodo, cercanas a 3,5 d, la concentración de Na se incrementa bruscamente. Si T x  3,5 d, el valor de N-NH3 aumenta hasta que se obtiene: Na = Nai, que es la condición límite. 108

Oxidación Biológica. Nitrificación Fig. 3.16 Influencia de la edad del lodo en la nitrificación. Desde el punto de vista cuantitativo el valor de edad de lodo por debajo del cual no existe nitrificación se obtiene haciendo Na = Nai en la ecuación 3.48. Teniendo en cuenta, que Na rara vez es menor de 20 mgL± y que Kn | 1,0 mgL±, se cumple que: Ko ¢¢1 Nai Suponiendo que Ko | 0 , lo que es válido desde el punto de vista práctico, y Nai resolviendo la ecuación 3.48 para șxm , se tiene que: 1 (3.49) șx,m ȝn,m  bn De aquí puede concluirse que aunque a los efectos prácticos, generalmente se considera que para que ocurra nitrificación se requiere una edad de lodo superior a tres días, esto no es absoluto, ya que la edad de lodo mínima depende de la velocidad específica de crecimiento máxima de las Nitrosomonas y de su coeficiente de respiración endógena. También a los efectos prácticos, el valor del coeficiente bn puede asumirse despreciable en la ecuación 3.49. Esto explica el fenómeno de nitrificación que se ha reportado a valores de edades de lodo de dos días en el tratamiento de residuales de pulpa y papel.22 109

Menéndez Gutiérrez, C. y J. Pérez Olmo Ejemplo 3.2 Calcular la velocidad máxima específica de crecimiento de las bacterias nitrificantes bajo condiciones no limitantes de pH y oxígeno disuelto. Considere una temperatura de 30 RC. Para propósitos de diseño puede utilizarse le ecuación 3.35: ȝn,m 0,65e 0,098 t  20 ȝn,m 0,65e 0,098 30  20 mn,m = 1,73 d± Ejemplo 3.3 Determine el tiempo de retención celular de diseño (edad del lodo de diseño) para que ocurra nitrificación. En estado estacionario, la cantidad de sólidos que salen del sistema es nu- méricamente igual a la que se produce. Por tanto, la relación entre la edad de lodo mínima para que ocurra nitrificación y Pn será, 1 șx,m ȝ n,m  bn ȝn,neto Asumiendo que bn = 0, 1 ȝn,m șx,m Para diseñar puede considerarse que la edad del lodo que debe tomarse debe ser al menos 3,5 veces la edad del lodo mínima, șx,d 3,5 șx,m șx,d 2d Ejemplo 3.4 Considerando que la alcalinidad del medio en los ejemplos anteriores es 25 mgL± como CaCO3, estime la que debe ser añadida para satisfacer la de- manda exigida por la nitrificación. Cada mg de N-NH3 al oxidarse a NO3±, consume 7,1 mg de alcalinidad. Para determinar el N-NH3 que se oxida, 110

Oxidación Biológica. Nitrificación ȝn ȝn,m Na Kn  Na 1 ȝn șx,d 0,5 suponiendo que Kn 1,0 0,5 1,73 Na Na = 0,41 mgL± 1 Na La alcalinidad a consumirse durante la nitrificación es, ±= 24,59 mgL± alcalinidad consumida 24,59 · 7,1 175 mgL± alcalinidad a adicionar ± 25 mgL± 3.5.2. Desnitrificación La denitrificación biológica implica la reducción microbiológica del ni- trato a nitrito y finalmente del nitrito a nitrógeno gaseoso. El nitrato y nitrito constituyen la fuente de oxígeno para este proceso. De tal forma, la desnitrificación normalmente ocurre en ausencia de oxígeno molecular, pero con la presencia de nitrato. Estos procesos son denominados anóxicos. De modo que la desnitrificación transforma el nitrógeno de una forma poten- cialmente objetable, nitrato, a otra biológicamente inerte, nitrógeno gaseoso. La desnitrificación presenta cinco campos de interés, sin considerar los riesgos que para la salud puede implicar un efluente con alto contenido de nitrato: ‡ Consigue recuperar una parte de la alcalinidad que fue consumida durante el proceso de nitrificación. Esto es: 3,5 g como CaCO3 por cada g N-NO3 reducido. ‡ Disminuye considerablemente los riesgos potenciales comúnmente aso- ciados a la desnitrificación incontrolada que puede desarrollare en la sedimentación secundaria. ‡ Recupera una parte del oxígeno consumido por la nitrificación: 2,6 g de oxígeno por cada g de N-NO3 reducido. ‡ Un reactor anóxico previo a la etapa de aeración mejora la sedimentabilidad de los fangos, disminuyendo el índice volumétrico de lodos. Contrariamente al pequeño número de especies nitrificantes, las de las desnitrificantes es mucho mayor. De ahí que resulten más aptas para su acli- 111

Menéndez Gutiérrez, C. y J. Pérez Olmo matación y, por consiguiente, tengan una mayor y mejor resistencia a las agresiones del medio ambiente. Muchos microorganismos presentes en los sistemas de lodos activados mu- nicipales pueden llevar a cabo procesos de desnitrificación, aunque estos no se hayan diseñado específicamente para ello. Su presencia se debe en parte a que son organismos facultativos. O sea, que pueden utilizar indistintamente el oxíge- no o el nitrato como último aceptor de electrones. Por otro lado las bacterias desnitrificantes pueden también proliferar en sistemas aerobios, debido a su habilidad para emplear el oxígeno molecular, y oxidar eficientemente la materia orgánica. La capacidad de ubicuidad de las bacterias desnitrificantes minimiza la ne- cesidad de crear un ambiente con condiciones especiales para su subsistencia, tal como ocurre con las nitrificantes. 3.5.2.1. Metabolismo de la desnitrificación En la desnitrificación el nitrato y nitrito actúan como aceptores de electro- nes en la cadena respiratoria, tal como lo hace el oxígeno en un medio aerobio. El transporte a través de esta cadena es el mecanismo fundamental mediante el cuál las células liberan energía. En el sistema generalmente existe un mecanismo de autocontrol, de manera tal que si hay oxígeno presente en el medio donde está teniendo lugar el proceso, el oxígeno se utilizará preferentemente sobre el nitrato. En ausencia de oxígeno, el nitrato será la especie que se favorecerá como aceptor final de electrones sobre cualquier otro compuesto que pueda ser reducido, como por ejemplo el sulfato. El mecanismo de control de las bacterias desnitrificadoras ocurre en dos niveles: ‡ Síntesis de las enzimas requeridas para la desnitrificación ‡ Actividad enzimática propiamente dicho Es conocido que son necesarias entre 2 y 3 horas para la síntesis enzimática en cultivos puros cuando el hábitat de las bacterias es modificado de un medio aerobio para uno anóxico. Sin embargo, estudios han demostrado que las enzimas desnitrificantes pueden estar presentes aun cuando el medio no sea anóxico, sugiriendo que el periodo de síntesis de las enzimas puede ser innecesario con anterioridad al inicio de la desnitrificación.23 Por otro lado el oxígeno inhibe la actividad de las enzimas desnitrificadoras. Para cultivos puros se ha reportado que a valores de la concentración de oxíge- no de 0,2 mgL± ya se aprecia inhibición.24 En lodos activados los valores inhibitorios reportados están comprendidos entre 0,3 y 1,5 mgL±.25 112

Oxidación Biológica. Nitrificación Generalmente la masa de agua que se desea desnitrificar necesita tener suficiente materia orgánica que pueda ser utilizada como fuente de energía para la masa biológica encargada de transformar el nitrato en nitrógeno gaseoso. Cuando se carece de este contenido de materia orgánica, hay que utilizar una fuente externa tal como el metanol, etanol o ácido acético, entre otros compuestos. 3.5.2.2. Cinética de la desnitrificación La cinética de la desnitrificación puede ser expresada de modo similar a la cinética de la nitrificación o de la oxidación de los compuestos orgánicos. La ecuación de Monod es un medio útil para explicar los conceptos genera- les del proceso de desnitrificación. Esta expresión frecuentemente es empleada en aquellos casos en los que este proceso ocurre en reactores independientes y se emplea el metanol como fuente de materia orgánica. Cuando se concibe un solo reactor para que tengan lugar todos los procesos, se dificulta el empleo de Monod debido a la heterogeneidad tanto del sustrato como de la biomasa. Como ya se expresó, existen casos en los que la velocidad de crecimiento de las bacterias desnitrificantes puede representarse mediante la ecuación de Monod: D (3.50) ȝD ȝDm KD  D donde: PD: Velocidad específica de crecimiento de las bacterias desnitrificantes h±. D: Concentración N-NO3 (mgL±). PDm: Velocidad específica de crecimiento máxima h±. KD: Constante de saturación (mgL±). Si KD  D, entonces la ecuación anterior se transforma en una expresión de orden cero con respecto a la concentración de nitrato, mD = mDm (3.51) Por el contrario, si KD !! D, se estará en presencia de una reacción de primer orden, ȝD ȝDm D (3.52) KD Como la velocidad de crecimiento de las bacterias desnitrificantes es similar al de las heterótrofas, mucho mayor que el de las nitrificantes, el tiempo de 113

Menéndez Gutiérrez, C. y J. Pérez Olmo retención medio celular para prevenir el lavado de dichas bacterias del reactor es mucho menor que el de estas últimas. La velocidad de remoción de nitrato puede relacionarse con la velocidad específica de crecimiento, UD ȝD D (3.53) YD UDm KD  D UD: Velocidad específica de remoción g N-NO3±(gSSV·d)±. YD: Coeficiente de rendimiento SSV (N-NO3± remov.)±. UDm: Velocidad específica máxima de remoción de nitrato g N-NO3± (g SSV)±. La influencia de la concentración de materia orgánica sobre la desnitrificación puede expresarse mediante una relación similar, S (3.54) UD UDm KS  S donde: S: Concentración de sustrato orgánico mgL±. Como ambos, tanto la concentración de nitrato como de sustrato de origen orgánico influyen sobre la velocidad de desnitrificación, una mejor aproximación se obtiene cuando la velocidad de remoción de nitrato se expresa, SD (3.55) UD UDm KS  S KD  D Existen evidencias experimentales de que los valores de KD son relativamente bajos (0,1-0,2 mg N-NO3± L±).26 A partir de este hecho, y analizando la ecua- ción (3.52), puede concluirse que concentraciones de N-NO3± tan bajas como 1-2 mgL± no tienen efecto sobre la velocidad de desnitrificación. Por lo tanto, la concentración de nitrato no influye en la velocidad de ese proceso, a menos que la concentración sea mucho más baja que la del intervalo analizado. Esto último, aunque cierto, quizás carezca de interés práctico por el valor tan bajo de concentraciones de que se trata. Por otro lado, el valor de KS dependerá del tipo de compuesto orgánico que se emplee como dador de electrones. Valores de KS para el metanol han sido reportados entre 0,1 y 72 mgL±.27 Cuando se emplea agua residual municipal como sustrato orgánico, expre- sado como DBO, los valores de KS son mayores que los reportados para el 114

Oxidación Biológica. Nitrificación metanol, por esta razón, en estos casos, la velocidad de desnitrificación puede considerarse que depende de la concentración de sustrato.28 La influencia del oxígeno en la velocidad de desnitrificación puede también ser reflejada en la ecuación (3.55) de la velocidad, UD S D KO (3.56) UDm KS  S KD  D KO  SO donde el subíndice (O) representa los parámetros para el oxígeno. Por otro lado, como la desnitrificación lleva implícita el consumo de materia orgánica, su cinética puede ser expresada solo en función de la velocidad de consumo de DBO. Considerando que la ecuación que describe la cinética de remoción de DBO es similar a la 3.19, S (3.57) qS qSm KS  S donde KS tiene el mismo valor que la usada en la ecuación 3.54. Entonces la velocidad de remoción de nitrato puede relacionarse con la velocidad de consumo de DBO mediante una expresión similar a la que se emplea para relacionar el consumo de oxígeno a la utilización de sustrato orgánico:  UD qS 1,42 1  1,42 Yob 2,86  2,86 bd (3.58) Yob: Rendimiento observado en función de la DQO removida. El factor 1,42 es el equivalente de oxígeno de la biomasa en términos de DQO, mientras que el 2,86 representa la relación g de O2 (g N_NO3±)±. En la ecuación (3.58) el primer término describe la fracción de DQO y nitrato que son empleados para la síntesis de biomasa. El segundo término re- presenta la fracción de nitrato utilizado en la respiración endógena. Al igual que ocurre con la nitrificación, el proceso de desnitrificación es función de la temperatura y la concentración de oxígeno disuelto en el medio. Así la velocidad de desnitrificación puede expresarse,29 8¶D = UD · 1,09 (t ± ±OD) (3.59) 8¶D: Velocidad total de desnitrificación, kg N-NO3 (kgSSVd)±. UD: Velocidad específica de desnitrificación a 20 °C. t: Temperatura del agua residual, °C. OD: Concentración de oxígeno disuelto en el agua residual, mgL±. 115

Menéndez Gutiérrez, C. y J. Pérez Olmo Teniendo en cuenta lo que representa en cuanto a costo la utilización de una fuente externa de carbono para satisfacer los requerimientos energéticos de la biomasa, en los procesos de desnitrificación suelen llevarse a cabo de manera conjunta ambos procesos, nitrificación-desnitrificación, para aprovechar la fuente de carbono existente en el agua residual. Según se ha reportado, con este tipo de proceso secuencial se logran veloci- dades de desnitrificación de hasta 0,2 kg N-NO3 (kg SSV·d)±. Ejemplo 3.5 Se producen diariamente 5000 m3 de un agua residual nitrificada. El efluente del tanque de nitrificación contiene 30 mgL± de NNO3±, 2 mgL± de oxígeno disuelto y 0,5 mgL± de NNO2±. Asumiendo que el efluente tiene un contenido máximo de NNO3± de 3 mgL±y que la DBO5 no excede los 10 mgL±, calcule el volumen del reactor requerido para la desnitrificación. SD U D UDm KS  S KD  D suponga que: KS 25 mgL± para DBO5 KD 0,1 mgL± para N Concentración de N-NO3± en el efluente = 3,0 - 0,5 = 2,5 mgL±1 UD 2,5 10 0,165 d-1 0,6 0,1  2,5 25  10 1 U D șDm  kdD , considerando kdD 0,07 d± El tiempo de retención celular límite se calcula, 1 qDm = 10,52 d±1 0,6 șDm  0,07 ; Aceptando un factor de seguridad de 2, el tiempo de retención celular de diseño será, T D, diseño = 21 d±1 Mediante un balance de nitrógeno para el proceso de desnitrificación, se obtiene una ecuación similar a la 3.42. A partir de ella puede obtenerse, 116

Oxidación Biológica. Nitrificación Q D0  D 1  k dD ș D,diseño șD,diseño ˜Yn VX Si X = 2 750 mgL±1 y Yn = 0,8, V = 340 m3 Notas bibliográficas 1 MC CARTY, P. L.³7KHUPRG\\QDPLFVRIELRORJLFDOV\\QWKHVLVDQGJURZWK´$GY in Water Poll. Res., vol. 2, Pergamon Press, EE. UU. 1964. 2 JORGENSEN, P.E., T. ERIKSEN, AND B. K. JENSEN: ³(VWLPDWLRQRIYLDEOHELRPDVVLQ wastewater and activated sludge by determination of ATP, Oxygen Utili- ]DWLRQUDWHDQG)'$+\\GURO\\VLV´Water Res., vol. 26, no. 11, 1992. 3 PÉREZ, J. Y C. MENÉNDEZ: Análisis cromatográfico de los residuales de pulpa y papel antes y después de un tratamiento biológico, inédito, ISPJAE, Ciu- dad de La Habana, 1986. 4 SERVIZI, J.A. AND R. H. BOGAN: ³)UHH HQHUJ\\ DV D SDUDPHWHU LQ ELRORJLFDO WUHDWPHQW´Proceeding, ASCE, vol. 89, sa, vol. 3, no. 17, 1963. 5 ECKENFELDER, W.W. AND'-2¶&ONNOR: Biological Waste Treatment, Per- gamon Press, Oxford, 1961. 6 BENEFIELD, L. AND C. RANDALL: Biological Process Design for Wastewater Treatment, Prentice Hall Series in Environmental Sciences, EE. UU., 1980. 7 HOOVER, S. R. AND N. PORGES: ³$VVLPLODWLRQV RIGDLU\\ ZDVWHV E\\ DFWLYDWHG VOXGJH´3DUW,,Sewage and Industrial Wastes, vol. 24, no. 3, 1952. 8 MCCABE, B.J. AND W. W. ECKENFELDER:³%2'UHPRYDODQGVOXGJHJURZWKLQ WKH DFWLYDWHG VOXGJH SURFHVV´ -RXU Water Poll. Control Fed., vol. 33, no. 3, 1961. 9 WILSON, I. S.:³&RQFHQWUDWLRQHIIHFWVLQWKHELRORJLFDOR[LGDWLRQRIWUDGHZDV WHV´ Proceding 1st International Conference Water Pollution Resear- ch, Pergamon Press, London, 1962. 10 WOHRMAN, K.: Biological Treatment of Sewage and Industrial Wastes, vol. I, Ed. Mc Cabe, EE. UU., 1956. 11 GRAU, P., M. DOHANYOS, AND J. CHUDOBA:³.LQHWLFVRIPXOWLFRPSRQHQWVXEV WUDWHUHPRYDOE\\DFWLYDWHGVOXGJH´Water Res., vol. 9, no. 6, 1975. 12 ECKENFELDER, W.W.: Industrial Water Pollution Control, McGraw Hill, USA 1966. 13 LAWRENCE, A.W. AND P.L. MCCARTY³8QLILHGEDVLVIRUELRORJLFDOWUHDWPHQW GHVLJQDQGRSHUDWLRQ´3URF$P6RF&LYLO(QJUV-RXUSan. Eng. Div. 96 (SA3), 1970. 117

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

Lodo Activado CAPÍTULO 4 LODO ACTIVADO 4.1. GENERALIDADES Bajo la denominación del lodo activado se incluye un conjunto de procedi- mientos de tratamiento en los que se destaca, como elemento común, el íntimo contacto del agua residual con una masa biológica preformada y en suspensión, en un tanque aereado. Esta biomasa esta constituida por un cultivo mixto de microorganismos que forma, junto con otras sustancias orgánicas e inorgánicas un conglomerado floculento. Mediante este proceso los compuestos orgánicos contenidos en las aguas residuales son utilizados como sustratos. La primera información que se tiene del empleo del lodo activado para el tratamiento de aguas residuales data de 1914 en Manchester, Inglaterra. A diferencia de los cultivos puros en los que las bacterias se mueven libremente, en el lodo activado estas se encuentran en forma de zooglea, de manera que forma con facilidad flóculos de buenas propiedades de sedimentación. Entre los grupos y especies de bacterias que con más frecuencia se encuen- tran presentes en los lodos activados, pueden citarse: Pseudomonas, flavobacterias chromobacterias, azotobacterias, micrococos, bacilos (b. subtilis, b. megaterium), alcalígenes, y nocardias. En menor propor- ción se encuentran los hongos, levaduras y mohos. Entre las bacterias nitrificantes pueden estar presentes las nitrosomonas y las nitrobacterias. Es común que se reporte en lodo activado la presencia de protozoos tales como vorticelas, opercularias y epistílis entre otros. Otros microorganismos superiores presentes pueden ser los rotíferos. En los lodos activados se aprecia con mucha claridad el vínculo presa- predador en la relación que existe entre bacterias y protozoos. El papel de las bacterias es descomponer, por oxidación, la materia orgánica. En el proceso del lodo activado las bacterias son los microorganismos más importantes debido a que son ellas las responsables de la descomposición de la materia orgánica con- tenida en el agua residual a tratar. Los protozoos se alimentan de las bacterias que se mueven libremente, y así contribuyen a la clarificación del efluente del 119

Menéndez Gutiérrez, C. y J. Pérez Olmo proceso del lodo activado, que de otra forma tendría una concentración más elevada de sólidos volátiles en suspensión. Por otra parte, los hongos filamentosos constituyen microorganismos inde- seables porque su presencia puede traer como consecuencia dificultades con la sedimentación de la biomasa. Estos microorganismos pertenecen a los grupos: Sphaerotilus, leptomitus, laucothrix, thiothrix, geotríchum, y otros. La composición del lodo activado, en lo cuantitativo, depende de la compo- sición del sustrato que le sirve de alimentación y de los parámetros tecnológicos del proceso: tiempo de retención hidráulico, tiempo de retención medio celular, (edad del lodo) y la remoción específica de sustrato (carga de lodo). De acuerdo con su facilidad de sedimentación, los lodos pueden clasi- ficarse en: ‡ Floculentos. ‡ No floculentos. ‡ Abultados. Un breve análisis de las características fundamentales de cada uno de estos tipos del lodo arroja los siguientes resultados: 4.1.1. Lodos floculentos En condiciones óptimas del proceso, el lodo activado forma buenos flóculos de fácil sedimentación. La formación de buenos flóculos no es necesariamente una condición para una alta eficiencia en la remoción de los compuestos orgáni- cos solubles presentes en un agua residual. Sin embargo, cuando se desea tener un lodo denso para su recirculación, y un efluente claro, se requiere que el lodo activado forme buenos flóculos. El mecanismo de la biofloculación no es totalmente conocido. La teoría más razonable supone que el flóculo se forma debido al efecto de polímeros extracelulares de la población bacteriana.1 Desde el punto de vista práctico es importante tener presente los parámetros tecnológicos ya mencionados, bajo los cuales se forma un lodo con buenos flóculos y con buena sedimentación. 4.1.2. Lodos no floculentos En ocasiones hay condiciones de trabajo bajo las cuales los microorganismos que constituyen el lodo no forman aglomeraciones, y por tanto, no se logran flóculos sedimentables. Las bacterias permanecen dispersas y mantienen su individualidad. 120

Lodo Activado El efluente de estos sistemas se presenta turbio y con relativamente alta DQO y DBO5 debido al contenido de sustancias que permanecen en suspensión aun después de la sedimentación. No obstante, el contenido de sustancias orgá- nicas en disolución puede ser bajo. En la práctica del tratamiento de aguas residuales, no es usual apreciar que un lodo pueda ser no floculento en su totalidad. Normalmente, parte del cultivo mismo forma flóculos de fácil separación por sedimentación y parte permanece en forma dispersa, y cuya separación por sedimentación simple se hace más difícil. Las diferentes causas por las que un lodo puede ser no floculento pueden encontrarse en los parámetros tecnológicos del proceso, y en las características de las aguas residuales que son tratadas. Es comúnmente conocido que cuando existe una baja edad del lodo (me- nor de tres días) o alta carga, el lodo que se forma es propenso a presentar características de un cultivo disperso no floculento.2 Como consecuencia de esta dispersión se produce un aumento en el índice volumétrico de lodo, en la medida en que la edad del lodo disminuye a partir de determinado valor.3, 4 (Figuras 4.1 y 4.2). Fig. 4.1. Influencia de la edad del lodo sobre la dispersión de los sólidos. Fig. 4.2. Relación entre el índice volumétrico del lodo (IVL) y la veloci- dad de sedimentación. 121

Menéndez Gutiérrez, C. y J. Pérez Olmo La pérdida de la propiedad de formar flóculos de un lodo puede deberse a causas temporales, de forma que cuando cesa la causa el lodo recupera la capa- cidad perdida. Este trastorno temporal puede deberse entre otros, a cambios bruscos en el pH, alcalinidad o temperatura del agua. La de-floculación de ca- rácter permanente responde a otras causas, como la falta de algún nutriente o la presencia de sustancias tóxicas. 4.1.3. Lodos abultados El abultamiento de los lodos trae como consecuencia malas propiedades de sedimentación. Desde un punto de vista eminentemente práctico, las caracterís- ticas de sedimentación y espesamiento de los lodos activados se expresan en términos del índice volumétrico del lodo (IVL). En la medida que el valor del IVL sea mayor, las características de sedimentabilidad de los lodos serán menores. De acuerdo con el índice volumétrico del lodo estos pueden clasificarse en: ‡ Lodos normales IVL  100 mLg± ‡ Lodos ligeros IVL ±P/J± ‡ Lodos abultados IVL ! 200 mLg± Aunque la clasificación de los lodos de acuerdo con el índice volumétrico se corresponde con el comportamiento que usualmente presentan estos, debe te- nerse también presente que el valor de este indicador es función de la concen- tración de los lodos.5 En la figura 4.3 puede apreciarse que esta dependencia es más significativa a medida que el índice volumétrico del lodo es mayor. Fig. 4.3. Efecto de la concentración del lodo sobre el IVL. 122

Lodo Activado El abultamiento puede ser filamentoso o no filamentoso. Las causas de este último no son muy bien conocidas. Por otro lado desde el punto de vista práctico este tipo de abultamiento no origina grandes problemas. La causa del abultamiento debido a los organismos filamentosos puede estar tanto en las características de las aguas residuales como en los parámetros tecnológicos. La existencia de alta carga es generalmente propicia para el crecimiento de bacterias formadoras de flóculo, tal como existe en los reactores conoci- dos como Selectores, desarrollados inicialmente por Chudoba.6 La carga en los selectores puede ser tal alta como 12-20 kg DBO kg SSVLM±d±.7 No obstante, Kappeler y su mujer han reportado buenos re- sultados del selector con cargas inferiores a esas.8 4.1.3.1. Características de las aguas residuales El abultamiento de los lodos se observa con más frecuencia en el trata- miento de aguas residuales que contiene una alta concentración de sacáridos. El desbalance nutricional puede traer como consecuencia el crecimiento fuera de control de algunos microorganismos filamentosos. Esto se ha apreciado, por ejemplo, en residuales con déficit de fósforo.9 4.1.3.2. Parámetros tecnológicos La presencia de microorganismos filamentosos es más frecuente en los sistemas de baja carga del lodo que en los de alta carga. Por otra lodo, en reactores de flujo de pistón (poca mezcla longitudinal y alto gradiente de concentración de sustrato), el crecimiento de microorga- nismos filamentosos es más adverso que en reactores completamente mez- clados. Este fenómeno ya fue discutido con anterioridad. 4.2. PARÁMETROS BÁSICOS Hay una serie de parámetros del proceso del lodo activado, que por su importancia pueden ser denominados básicos, que deben quedar claramente definidos antes de trabajar con las expresiones matemáticas de este trata- miento. Para la definición de los parámetros básicos se toma como referen- cia el diagrama de la figura 4.4. 123

Menéndez Gutiérrez, C. y J. Pérez Olmo Simbología So: DBO ó DQO afluente 1. criba S2: DBO ó DQO efluente 2. desarenador X: concentración de lodo en el TA 3. sedimentador primario Xr: concentración de lodo en la 4. tanque de aereación (TA) 5. sedimentador secundario recirculación 6. recirculación de lodo X2: concentración de lodo en el 7. afluente al TA 8. lodo a digestión efluente Qw: flujo de exceso de lodo Qr: flujo de recirculación Fig. 4.4. Esquema de tratamiento. 4.2.1. Tiempo de retención hidráulico El tiempo de retención hidráulico viene dado por la relación entre el volumen efectivo del reactor y el flujo o caudal de entrada a él. Cuando no hay recirculación: șV (h ó d) (4.1) Q0 Cuando existe recirculación Qr : șm V (h ó d) (4.2) Q0  Qr 124

Lodo Activado 4.2.2. Relación de recirculación R Qr (4.3) Q0 El tiempo de retención hidráulico puede ser expresado en función de la rela- ción de recirculación: șm V h ó d (4.4) Q0 1  R 4.2.3. Carga volumétrica Se denomina carga volumétrica a la masa de sustrato que se aplica, expre- sado como DBO o DQO, por unidad de volumen del tanque de aereación, en la unidad de tiempo. La carga volumétrica, también llamada en ocasiones carga orgánica, no es más que el flujo másico de DBO ó DQO por unidad de volumen efectivo del reactor. Q0 S0 S0 V ș  Bv kg m3d1 (4.5) ó (4.6) Las ecuaciones 4.5 ó 4.6 se utilizarán dependiendo de si hay o no recirculación. 4.2.4. Razón de carga volumétrica La razón de carga volumétrica es un parámetro que puede asociarse, en un sentido físico, con la velocidad másica de remoción del sustrato por unidad de volumen efectivo del tanque de aereación. Q0 S0  S2 kg m3d1 V  ǻ Bv (4.7) o sea, S0  S2 kg m3d1 ș  ǻ Bv (4.8) 125

Menéndez Gutiérrez, C. y J. Pérez Olmo 4.2.5. Carga de lodo Se conoce bajo la denominación de carga del lodo al flujo másico de sustrato, ya sea DBO o DQO que se aplica al tanque de aeración, por unidad de sólido orgánico en el lodo. Q0 S0 kg kg1d1 VX  Bx (4.9) Combinando las ecuaciones 4.9 y 4.5, se obtiene la ecuación 4.10, que es otra forma de expresar la carga del lodo: Bx Bv (4.10) X Cuando se utiliza la recirculación, la carga del lodo puede calcularse según: Q0  Qr  Sm kg kg1d1 VX  Bx (4.11) 4.2.6. Razón de carga de lodo Este parámetro también se conoce como la relación F/M (alimento/microor- ganismo), y en esencia no es otra cosa que la remoción específica de la DBO o DQO. Q0 S0  S2  VX  ǻ Bx kg kg 1d1 (4.12) La ecuación 4.12 puede expresarse de forma más sencilla: S0  S2 șX  ǻ%x kg kg1d1 (4.13) o también, combinando las ecuaciones 4.13 y 4.7: ǻ Bv ǻ%x X kg kg1d1 (4.14) 4.2.7. Edad del lodo El tiempo de retención medio celular (TRMC) o edad del lodo es hoy día el parámetro más importante de los utilizados para el control de los procesos del lodo activado. 126

Lodo Activado La edad del lodo puede calcularse a partir de la relación que existe entre la masa del lodo que está presente en el sistema y la masa del lodo que se extrae diariamente. șx VX  G (4.15) X w Qw  X 2 Q0  Qw  donde: G: Masa del lodo en el sedimentador secundario y en las tuberías. General- mente no se comete mucho error si se supone que G = 0 Si los lodos del proceso forman buenos flóculos y poseen buenas propie- dades de sedimentación, puede suponerse que la cantidad del lodo o biomasa que se pierde en el sobrenadante del sedimentador secundario es desprecia- ble cuando se compara con la que se extrae por la corriente Qw: X 2 Q0  Qw ¢ ¢ X w Qw (4.16) Cuando se está en presencia de lodos no floculentos, la pérdida de biomasa en el sobrenadante del sedimentador secundario puede ser apreciable, pudiendo llegar hasta 40 y 60 % del lodo total que se extrae, y no puede obviarse la pérdida del lodo por este concepto. En el caso en que las condiciones de los flóculos son tales que se cumple la expresión 4.16, se tiene que: șx VX (4.17) Qw X w Por otro lado, si la extracción del lodo se realiza directamente del tanque de aeración: X Xw la ecuación 4.17 se transforma: șx V (4.18) Qw Un aspecto importante a tener en cuenta es que en aquellos casos en los que no exista recirculación, se cumple que el tiempo de retención medio celular es igual al tiempo de retención hidráulico. Tx =T cuando R = 0 (4.19) 127

Menéndez Gutiérrez, C. y J. Pérez Olmo 4.3. PRINCIPALES MODIFICACIONES TECNOLÓGICAS El proceso del lodo activado puede definirse como aquel en el que la biomasa floculenta está circulando continuamente en íntimo contacto con la materia orgánica que se desea eliminar o remover, en presencia de oxígeno. Usualmente el oxígeno es suministrado a partir de las burbujas de aire que se incorporan a la mezcla lodo-líquido (licor mezclado) en forma turbulenta, mediante el empleo de aereadores mecánicos o de aire comprimido. El pro- ceso implica una etapa de separación sólido-líquido. Parte del sólido que se obtiene en esta segunda etapa o sedimentación, es recirculado y mezclado con el agua residual que se alimenta a la etapa de aereación. En el tanque de aereación ocurre: 1. La adsorción y coagulación rápida de los compuestos orgánicos solubles y coloidales por la acción de la biomasa. 2. Una progresiva oxidación de los compuestos adsorbidos y otros que son continuamente removidos de la solución. 3. La síntesis de nueva biomasa, en la que se emplea como sustrato la ma- teria orgánica contenida en el agua residual. 4. La oxidación y dispersión de las partículas del lodo cuando la aeración se extiende por periodos prolongados. Los diferentes cambios que ocurren en los procesos del lodo activado se muestran en la figura 4.5. Así por ejemplo, para un albañal cualquiera en el que la mayor fracción de la DBO está en forma suspendida y coloidal, el tiempo de retención necesario para la remoción rápida de la DBO por adsorción de los coloides y floculación de los sólidos en suspensión se repre- senta por t1. Como se observa en la figura 4.5, para el tiempo t2 ya la mate- ria orgánica es eliminada por oxidación y síntesis. Esto ocurre entrada ya la zona de respiración endógena. Si se desea que ocurra nitrificación, el tiempo de retención debe ser lo suficientemente alto, t3, como para que las bacte- rias nitrificantes puedan crecer y existir en número lo suficientemente gran- de como para ejercer su acción oxidante sobre el NH3 en un grado tal que sea detectable. A modo de resumen puede decirse que los mecanismos que ocurren durante el proceso del lodo activado pueden enumerarse como sigue: 1. Remoción inicial de sólidos suspendidos y coloidales por aglomeración física y floculación, así como por adsorción sobre los flóculos biológicos. Estos compuestos orgánicos de estructura generalmente algo compleja son hidrolizados y descompuestos por la acción biológica durante la aereación. 128

Lodo Activado 2. Una remoción, relativamente lenta, de los compuestos orgánicos solu- bles. Esta acción, que es debida a la actividad de microorganismos, da lugar a la formación de productos finales oxidados, CO2 y H2O y a la síntesis de nuevos microorganismos, constituyentes de la biomasa. 3. Oxidación del amoníaco a nitrato por los organismos nitrificantes. 4. Oxidación de la biomasa obteniendo como producto final CO2, NH3, H2O y fósforo. Adicionalmente se obtiene un residuo no biodegradable, constituido tanto por sustancias que con estas características forman parte de la biomasa, como por una fracción contenida en el afluente, y que pasa a través del tratamiento sin alteración, según lo discutido en el epígrafe 3.3.1. Fig. 4.5. a) Remoción de DBO. b) Biomasa. c) Oxígeno utilizado. d) NH3. E: NO3. En los últimos sesenta años se han desarrollado numerosas modificaciones al proceso del lodo activado. En la tabla 4.1 se reportan algunas de las caracte- rísticas más importantes de estas modificaciones. 129

Menéndez Gutiérrez, C. y J. Pérez Olmo Tabla 4.1. Diferentes variantes del proceso del lodo activado (los parámetros de carga están expresados como DBO5 y sólidos suspendidos volátiles, SSV) Variantes Bv Bx Tx T (kg·m-3·d-1) (kg·kg-1d-1) (d) (h) Sistemas de baja carga 0,05-0,10 ! 25 24-72 Sistemas de carga 0,1-0,3 3-15 4-12 media 0,5-1,5 0,2-0,5 Estabilización por 3 1-2 contacto ! 1,5 ! 0,5 Sistemas de alta carga 1 1 Lodo activado en dos 10 1-2 3-15 4-6 etapas: 0,5-1,0 0,2-0,5 Primera etapa Segunda etapa 4.3.1. Sistemas de baja carga Estos sistemas son diseñados para tratar pequeños volúmenes de aguas residuales de origen doméstico o industrial, siempre que no sobrepasen los 7000 m3d±. Los sistemas de baja carga requieren una edad del lodo alta, veinticinco días o más, para promover la oxidación de la biomasa que se produce duran- te la síntesis. Teóricamente la pequeña cantidad del lodo que se produce en estos sistemas está constituida fundamentalmente por sustancias no biodegradables. Debido a que los sistemas de baja carga por lo común no se diseñan con sedimentación primaria, en el tanque de aereación existirá una mezcla del lodo primario y biomasa. Como el proceso de estabilización aerobia de los lodos es lento, el tiem- po de retención hidráulico debe ser también mucho mayor que el requerido para la remoción de los constituyentes orgánicos solubles y coloidales del agua residual. En la práctica estos sistemas, conocidos comúnmente como de aeración extendida, se diseñan como unidades compactas (figuras 4.6 y 4.7) o como canales de oxidación (figura 4.8). 130

Lodo Activado Fig. 4.6. Esquema de unidad compacta del lodo activado. Aereación extendida. 1: afluente. 2: efluente, 3: sección de aereación. 4: sedimen- tación y recirculación interna de lodo. Fig. 4.7. Esquema de unidad compacta. Aereación extendida. Fig. 4.8. Canal de oxidación. Variante de aereación extendida. 4.3.2. Sistemas de carga media Estos son los sistemas del lodo activado más frecuentemente empleados y pueden diseñarse con régimen de flujo de pistón o de mezcla completa. 131

Menéndez Gutiérrez, C. y J. Pérez Olmo Los sistemas de flujo a pistón tienen un diseño de tanque de aereación lla- mado corredor. Sus dimensiones varían dentro de los siguientes límites: Ancho: (4-12) m Profundidad: (4-6) m Longitud: (20-120) m Los sistemas de mezcla completa tienen la ventaja de amortiguar los efec- tos de las variaciones de las concentraciones de entrada al tanque de aereación y disminuir, dentro de ciertos límites, las posibles consecuencias de la presencia de sustancias tóxicas. Entre los sistemas de carga media se destacan el convencional, la aereación escalonada, la dosificación gradual y la estabilización por contacto. Sistema convencional El proceso que ocurre en un sistema convencional tiene cuatro etapas: 1. Sedimentación primaria para la remoción de las sustancias orgánicas y sóli- dos inorgánicos sedimentables cuando están presentes en el agua residual. 2. Aeración de la mezcla de agua residual y biomasa activa (licor mezclado). 3. Separación del lodo por sedimentación. 4. Recirculación nuevamente a la etapa de aeración de una fracción del lodo separado en la tercera etapa (figura 4.9). Fig. 4.9. Variante del esquema de un lodo activado convencional. Aeración escalonada Cuando se emplean reactores de flujo de pistón en el tratamiento de aguas residuales, la demanda de oxígeno es variable a lo largo de toda su longitud. Si el suministro del oxígeno es uniforme, puede quedar en defecto a la entra- da del tanque de aeración y en exceso a la salida (figura 4.10.a). Con el objetivo de suministrar en cada momento el oxígeno requerido para satisfacer la demanda, surgió la variante de la aereación escalonada (figura 4.10.b). 132

Lodo Activado Fig. 4.10. Relación demanda-suministro de oxígeno. a) Flujo de pistón. b) Aereación escalonada. c) Dosificación gradual. d) Mezcla completa. Fig. 4.11. Diferentes variantes del lodo activado. a) Sistema convencio- nal. b) Dosificación gradual. c) Aereación escalonada. d) Estabilización por contacto. 1. Sedimentador primario. 2. Tanque de aereación. 3. Sedimentador secundario. 4. Entrada de aire. 133

Menéndez Gutiérrez, C. y J. Pérez Olmo Dosificación gradual Esta variante es conocida como sistema Gould. Para uniformar la carga aplicada y la velocidad de consumo de oxígeno a lo largo del tanque de aereación, se dosifica la alimentación, introduciéndola por varios puntos a lo largo de la longitud del tanque (figura 4.11). El tanque de aereación se divide por medio de deflectores en tres o más cámaras conectadas entre sí en serie. El lodo que se recircula se introduce en la primera de las cámaras. Este proceso se opera de acuerdo con un régimen hidráulico de flujo a pistón y el sistema de aereación es a base de difusores. De esta manera se logra una eficiencia de remoción entre 85 y 95 %.10 Estabilización por contacto Cuando el agua residual tiene una alta concentración de contaminantes en forma suspendida no sedimentable y en forma coloidal, puede obtenerse una buena eficiencia en la remoción por adsorción en el lodo bien aereado y previamente estabilizado. Esta variante del lodo activado se basa en el postulado de que la elimina- ción de la DBO tiene lugar en dos etapas. La primera es la fase de adsorción ya mencionada, llamada fase de contacto y la segunda, fase de oxidación, en la que se lleva a efecto la asimilación metabólica de la materia orgánica (figura 4.11.d). 4.3.3. Sistemas de alta carga Estos sistemas se diseñan raras veces debido a que con una eficiencia de remoción entre 60 y 75 %, producen un efluente de características comúnmente poco deseables debido a que no están adecuadamente estabilizados, y que generalmente, el lodo no presenta buenas propiedades de floculación. Comúnmente los sistemas de alta carga se utilizan en dos etapas. La primera de las etapas para este tipo de sistema opera con elevada carga (Bv = 10 kg m±d±, Bx  ±NJÂNJ±d±) y la segunda de las etapas tiene características de cargas similares a la de los sistemas convencionales (figura 4.12). Los sistemas de alta carga son utilizados fundamentalmente en el tratamien- to aerobio de residuales industriales de alta DBO. 134

Lodo Activado Fig. 4.12. Proceso del lodo activado en dos etapas. 4.4. APLICACIÓN DE LOS MODELOS CINÉTICOS Los modelos cinéticos que describen la remoción de los compuestos orgáni- cos pueden ser utilizados con buena efectividad en la predicción de la eficiencia de los procesos del lodo activado. 4.4.1. Sistemas de flujo de pistón Para sistemas discontinuos (a templa) o continuos a flujo de pistón, la ecua- ción 3.24 puede expresarse: ³S dS X0³kn t (4.20) Sn S0n dt (4.21) S0 (4.22) 0 donde: X0: Concentración inicial de biomasa (mgL±). S0: DBO inicial (mgL±). S: DBO en el instante t (mgL±). n: Orden de la reacción. kn: Constante de velocidad de remoción. Si la reacción es de orden cero (n = 0), la ecuación 4.20 integra: S0  S k0 X 0 t Por tanto, la fracción removida viene dada por: S0  S k0 X0 t S0 S0 Para primer orden (n = 1), de la ecuación 4.20 se obtiene: S exp ¨¨©§  k1 X0 t ¹·¸¸ (4.23) S0 S0 135

Menéndez Gutiérrez, C. y J. Pérez Olmo y S0  S 1  exp ¨¨§© k1 X0 t ¹¸·¸ (4.24) S0 S0 (4.25) Para segundo orden (n = 2): S1 S0 1 k2 X0 t S0 S0  S k2 X0 t S0 y S0 1  k2 X0 t (4.26) S0 Las unidades de la constante de velocidad de remoción en cada caso son: k0: gg± h±. k1: Lg± h±. k2: L± g± h±. 4.4.2. Sistemas de mezcla completa En los sistemas completamente mezclados, la concentración de salida es prácticamente igual a la concentración del sustrato soluble remanente en el tan- que de aereación. Para obtener la expresión que permita predecir la eficiencia de remoción en sistemas completamente mezclados se requiere de un balance de sustrato alre- dedor del sistema (figura 4.13): Fig. 4.13. Variante de esquema de un reactor de mezcla completa. 136

dS Q0 S0  kn X ¨§¨© S ¸¸¹·n  Q0 S Lodo Activado dt V S0 V (4.27) dS 0 , y la ecuación 4.27, queda: (4.28) en estado estacionario dt (4.29) (4.30) S0  S  kn X Sn 0 ș S0n donde: ș V d Q0 X: Concentración de SSVLM (mgL±). Resolviendo la ecuación 4.28 para: n = 0; n = 1; n = 2; se obtiene: n=0 S0  S k0 X ș S0 S0 S0  S k1 X ș S0 S0 n=1 1 k1 X ș S0 S0  S 1  4 k2 X ș 1 S0 S0 n=2 2 k2 X ș (4.31) S0 Cuando se compara las ecuaciones desarrolladas para sistemas de flujo de pistón y completamente mezclado, puede apreciarse que para igualdad de con- diciones (S0, kn, X), solamente para n = 0 la predicción de la eficiencia de remo- ción arroja resultados similares (ecuación 4.21 y 4.29). Para n ! 0, las eficiencias de remoción que se predicen para sistemas de flujo de pistón siempre son mayo- res que para sistemas completamente mezclados. 137

Menéndez Gutiérrez, C. y J. Pérez Olmo Sin embargo, esta conclusión teórica rara vez se confirma en la práctica. La razón más probable de que en la realidad la eficiencia de los sistemas completamente mezclados no sea menor que en los sistemas de flujo de pistón está en el mecanismo de remoción de sustrato multicomponente.10 Durante toda la remoción, la DBO sigue una curva (cinética de orden distinta a cero). Esta curva es la resultante de la suma de remociones linea- les (orden 0) de los componentes individuales. Esta es posiblemente la razón por la que reactores del lodo activado completamente mezclados tienen la misma eficiencia de purificación que los reactores de flujo de pistón en igual- dad de condiciones. Matemáticamente esto significa que las constantes de remoción de las ecuaciones (4.30) y (4.31) deben ser mayores que la de las ecuaciones (4.24) y (4.26), respectivamente, lo que ha sido demostrado experimentalmente.11 Si S0 y S de las ecuaciones anteriores se expresan en unidades de DQO, usualmente se sustrae aquella parte de la demanda química de oxígeno, Sn, que pertenece a los compuestos no biodegradables, (S0±Sn; 6±6n). Para aguas residuales municipales los valores de Sn varían en el intervalo comprendido entre 2 y 40 gm±. En residuales industriales este resultado puede ser mayor. En la práctica los valores de DQO y DBO se emplean indistintamen- te obviando la mayoría de las veces la fracción no biodegradable contenida en el agua residual. 4.5. FACTORES QUE INCIDEN EN LA EFICIENCIA DE PURIFICACIÓN Los factores que inciden en la eficiencia de purificación pueden ser clasifi- cados en dos grupos: 1. Factores o parámetros básicos. 2. Factores o parámetros derivados. Factores o parámetros básicos Entre los factores o parámetros básicos más importantes pueden dis- tinguirse: a) Tiempo de retención. b) Concentración de biomasa. c) Temperatura. d) Concentración de contaminantes. 138

Lodo Activado Factores o parámetros derivados a) Carga volumétrica. b) Edad del lodo. 4.5.1. Tiempo de retención El tiempo de retención es un factor determinante en la eficiencia de purifi- cación del proceso del lodo activado. Tal como se refleja en la tabla 4.1, de acuerdo con la variante del lodo activado que se utilice, así será el tiempo de retención que se requiera. El tiempo de retención es un parámetro importante por cuanto define, entre otros factores, el volumen del tanque de aereación. Para todo sistema existe un tiempo de retención denominado crítico (Tc) por debajo del cual la eficiencia del proceso disminuye abruptamente (figura 4.14). Fig. 4.14. Influencia del tiempo de retención en la eficiencia. Este valor crítico depende en general de: a) Carácter y concentración de los compuestos orgánicos en el agua. b) Concentración de SSVLM en el tanque de aeración. c) Temperatura. El tiempo de retención crítico varía además, de un residual a otro. Como criterio, puede considerarse que para las aguas residuales municipales el qc es cercano a las cuatro horas. 4.5.2. Concentración y actividad del lodo activado La concentración de microorganismos en el tanque de aeración tiene, al igual que el tiempo de retención, un efecto importante en la eficiencia de purifi- 139

Menéndez Gutiérrez, C. y J. Pérez Olmo cación. Esto puede apreciarse en la figura 4.15. El gráfico de esta figura fue obtenido en un proceso a templa a partir del cual puede concluirse que existe una relación lineal entre la velocidad de remoción de DBO y la concentración inicial del lodo en el sistema. Fig. 4.15. Dependencia de la velocidad de remoción de DBO con la concentración inicial de biomasa (lactosa como sustrato). Para sistemas continuos, la relación general entre la eficiencia y la concen- tración de SSVLM (X) se ilustra en la figura 4.16, en la cual puede apreciarse que existe un valor de X (Xc) por encima del cual la eficiencia prácticamente no se incrementa. Este valor crítico depende de: a) Tiempo de retención en el tanque de aeración. b) Temperatura. En todo sistema del lodo activado existe una concentración crítica de X. En condiciones dadas (T , ' S, T), cualquier cambio en la concentración de X solamente puede lograrse mediante un cambio en la edad del lodo. La concentración de biomasa en un reactor que trabaja en condiciones de flujo continuo sin recirculación está dado por la velocidad de crecimiento. Concentraciones de biomasa por encima de este valor solo pueden lograrse mediante la recirculación de lodo, o sea, aumentando la edad del lodo. Sin embargo, en la medida en que la edad del lodo se incrementa este envejece y disminuye la fracción de células activas en él. La relación existente entre la fracción de células vivas y la edad del lodo se ilustra en la figura 4.17. Al aumentar la edad del lodo se incrementa la concentración de biomasa, pero la fracción activa de la misma disminuye.12 Esto puede traer como conse- cuencia que, a partir de un cierto valor de edad del lodo, no se obtengan benefi- cios por aumentos posteriores de esta debido a que la actividad total de la biomasa por unidad de volumen no experimentará cambios apreciables. Esta es la razón 140

Lodo Activado por la que la eficiencia de purificación se eleva con el aumento de la concentra- ción del lodo, hasta un valor que se corresponda con la concentración crítica, y que incrementos por encima de esta concentración no se traduzcan en aumen- tos en la eficiencia. Xc Fig. 4.16. Influencia de la concentración de SSVLM en la eficiencia de purificación. Fig. 4.17. Relación entre la edad del lodo y la fracción de células activas. Sin embargo, si el sistema del lodo activado está sobrecargado, es decir, está siendo operado a bajos tiempos de retención, entonces un incremento de la concentración del lodo dará como resultado un aumento de la eficien- cia de purificación. Teniendo en cuenta el efecto que tiene sobre la eficiencia de purificación la relación que existe entre el tiempo de retención (T ) y la concentración de biomasa (X), es que se definió la carga de lodo: Bx S0 (kg kg±d±) X 141

Menéndez Gutiérrez, C. y J. Pérez Olmo No se reconocen evidencias de una posible relación entre la carga del lodo y la eficiencia de purificación. De existir esta relación se obtendría la misma eficiencia de purificación para distintos pares de valores de X y T (X, T); (X/2, 2T); (2 X, T/2), etc. 4.5.3. Temperatura La temperatura es otro de los parámetros que inciden de manera importante en la eficiencia de purificación. Similarmente a lo que ocurre en las reacciones químicas, en los procesos biológicos el efecto de la temperatura puede ser expresado a través de una constante de velocidad en la que se cumpla la ecuación de Arrhenius: K = A exp (-E/RT) (4.32) donde: K: Constante de velocidad cuyas unidades depende del orden de la reacción. E: Energía de activación. R: Constante de los gases. T: Temperatura absoluta. Aplicando logaritmo a la ecuación 4.32: ln K  E  ln A (4.33) RT Para dos temperaturas, T1, T2 y sus correspondientes constantes, K1, K2 puede obtenerse: ln K1 E ¨§©¨ T1  T2 ¹¸·¸ (4.34) K2 R T1 T2 En la práctica del tratamiento de aguas residuales el intervalo de temperatu- ra no es muy amplio, por tanto, el producto T1T2 es aproximadamente constante y la ecuación 4.34 puede escribirse: K1 Ȟ T1 T2 (4.35) K2 en la que n = exp (E/RT1T2) 142

Lodo Activado La ecuación 4.35 generalmente se utiliza de la forma: kt k 20qC Ȟ t  20 (4.36) El valor del coeficiente Q varía para diferentes procesos en el intervalo de 1,01 a 1,10. Wuhrman13 y Eckenfelder14 han reportado valores para Q de 1,074 y 1,085, respectivamente. Precisando más estos valores, Wuhrman15 ha com- probado que para Bx  0,5 kgkg±d± se obtiene que el valor del coeficiente Q es aproximadamente 1,0 Por otro lado, para valores de carga del lodo superiores a 0,5 (Bx ! 0,5 kgkg±d±) el valor de Q está comprendido entre 1,0-1,04 Los valores más frecuentemente utilizados son 1,035 y 1,047.11 El efecto de la temperatura sobre la eficiencia de purificación depende en cierta medida de los valores del tiempo de retención y la concentración de los sólidos suspendidos volátiles del licor mezclado. Hay evidencias que apuntan que a medida que son mayores estos dos parámetros, el efecto de la temperatu- ra tiene menos importancia. 4.5.4. Composición y concentración La eficiencia de purificación, expresada en %, depende en cierta medida de la concentración de los compuestos orgánicos presentes en el agua residual. Esto puede ilustrarse mediante un ejemplo. Si la DBO disminuye desde 1000 gm± hasta 10 gm±, eso significa una eficiencia de 99 %. Para obtener esa misma eficiencia con un agua residual que tiene una concentración en el influente de 100 gm±, se requiere que la DBO decrezca hasta 1 gm±, y esto es prácticamente imposible. Por tanto, la eficiencia decrece al disminuir la contaminación orgáni- ca. Este fenómeno recibe el nombre de efecto de la concentración. Por otro lado, del ejemplo anterior puede deducirse que la eficiencia de remoción reportada en por ciento no brinda una información suficiente sobre el comportamiento del proceso del lodo activado. Una visión clara de este proceso solo puede obtenerse comparando los valores absolutos de DBO y DQO en el afluente y efluente. La eficiencia de purificación puede afectarse además como consecuencia de un desbalance nutricional del agua residual a tratar. De estos los más importantes son el nitrógeno y el fósforo. Mientras las aguas residuales municipales contienen estos elementos en exceso, muchos residuales industriales carecen de ellos. Para propósitos de proyecto, la cantidad necesaria de estos elementos puede estimarse aproximadamente utilizando la siguiente relación empírica DBO5: N: P = 100: 5: 1. Esta relación de DBO5: N: P se cumple mejor para sistemas de carga me- dia. Para sistemas de baja carga la demanda es menor ya que la demanda de nutrientes aumenta en la medida que se incrementa la carga del sistema. 143

Menéndez Gutiérrez, C. y J. Pérez Olmo 4.6. PRESENCIA DE COMPUESTOS ORGÁNICOS EN EL EFLUENTE Los compuestos orgánicos degradables en el efluente secundario pueden dividirse en dos grupos: a) sólidos o compuestos suspendidos (SS). b) sólidos solubles o disueltos (SD). La concentración de compuestos solubles depende del comportamiento del proceso del lodo activado. Por otro lado el contenido de sólidos suspendidos en el efluente está determinado en gran medida por la eficiencia del sedimentador secundario, que rara vez alcanza valores mayores del 95 %. Los sedimentadores secundarios operando en buenas condiciones generalmente producen un efluente con un contenido de sólidos suspendidos entre 10 y 30 g m±. Estos sólidos están constituidos por un flóculo fino del lodo activado. Los flóculos contienen microorganismos vivos que consumen oxígeno y que al mis- mo tiempo su presencia en el agua representa un aporte de DBO debido a su naturaleza orgánica. La DBO del efluente de un tratamiento biológico es por tanto el resultado de la suma de la DBO ejercida por los compuestos orgánicos disueltos y por los sólidos suspendidos:   DBO5 total DBO5 disuelto  DBO5 suspendido (4.37) Es posible obtener una relación entre la concentración de sólidos suspendi- dos en el efluente (X2, ver figura 4.4) y la DBO ejercida por ellos: DBO5  0,86 fo X2 (4.38) 1  0,066 șx s donde: DBO5)s = DBO5 suspendida (mg L±). T x: Edad del lodo (d). fo: Fracción volátil de los sólidos suspendidos. X: sólidos suspendidos totales (mg L±). Como ya se ha mencionado, la fracción volátil de los sólidos suspendidos en función de la edad del lodo (figura 4.18).13 La expresión analítica de esta rela- ción empírica es: fo SSV 0,85 (4.39) SS șx0,1 144

Por otra parte, si: Lodo Activado K 0,86 fo (4.40) 1  0,066 șx (4.41) sustituyendo 4.40 y 4.38 en 4.37 se obtiene: DBO5 T DBO5 d  K X 2 Fig. 4.18. Fracción volátil de los sólidos suspendidos y la edad del lodo. El coeficiente K varía generalmente entre los valores 0,2 y 0,7 en dependen- cia de la edad de lodo. Para sistemas de baja carga, suponiendo Tx = 30 d f0 = 0,60 y la ecuación 4.41 queda: DBO5 T DBO5 d  0,173 X 2 (4.42) Para sistemas de carga media, suponiendo Tx = 5 d. f0 = 0,72 y la ecuación 4.41 queda: DBO5  DBO5   0,465 X 2 (4.43) T d Para sistemas de alta carga, suponiendo Tx = 1 d, f0 = 0,85 y de la ecuación 4.41 se obtiene: DBO5 T DBO5 d  0,686 X 2 (4.44) Si en lugar de trabajar con la DBO5 el sistema se está analizando en función de la DBO última o de la DQO, la concentración de estas que apor- tan los sólidos suspendidos del efluente secundario puede calcularse:14 DBOu  1,42 fo X 2 (4.45) s 145