Libro aguas residuales

Menéndez Gutiérrez, C. y J. Pérez Olmo Ejemplo 2.2 Tabla 2.3. Resultados Q Concentración (m3h-1) de DBO Intervalo (mgL-1) de 363 250 45 70 tiempo 230 60 1 270 170 2 363 330 3 450 50 4 290 60 5 260 400 6 283,87 173,75 7 8 Promedio La tabla 2.3 fue obtenida de una planta industrial durante un ciclo de produc- ción de 8 horas. Cada intervalo de tiempo representa un periodo de muestreo de 1 hora. Determine el factor pico del efluente de un tanque compensador cuando se utiliza un tiempo de retención de: a) 8 horas, b) 2 horas y compárelos con el factor pico cuando no se utiliza compensación. Valor máximo Factor Pico Valor promedio 400 Al inicio: FP 173,75 2,3 a) Asumiendo un tiempo de retención igual a 8 h: V = 283,87 · 8 = 2270,96 m3 C1  C0 V Q C2 V 1 Q Después del primer intervalo, C = 250 mgL± Q = 363 m3h± C = 173,75 mgL± 1 0 46

Pretratamiento de Aguas Residuales 250  173,75 2270,96 363 184,39 mgL1 C2 2270 ,96 1 363 Después del segundo intervalo: C = 70 mgL± Q = 45 m3h± C = 184,79 mgL± 1 0 70  184,39 2270 ,96 C2 45 182,17 mg L1 2270,96 1  45 Al proceder de manera similar para los restantes intervalos se obtienen los resultados que se muestran en la tabla 2.4: Tabla 2.4. Resultados Intervalo C1 Q Concentración compensada (C2) Primero 250 363 Para T 8 h Para T 2 h Segundo 70 45 Tercero 60 230 173,75 203,49 Cuarto 170 270 Quinto 330 363 182,17 193,70 Sexto 50 450 Séptimo 60 290 170,93 155,15 Octavo 400 260 Promedio 173,75 283,37 170,83 160,00 192,77 226,30 169,16 148,35 156,68 109,28 156,80 200,60 Factor Pico para un tiempo de retención de 8 h en el tanque compensador: 192 ,70 FP 1,1 173 ,75 b) Asumiendo un tiempo de retención igual a 2 h: V = 283,87 · 2 = 567,74 m3 Después del primer intervalo, C = 250 mgL± Q = 363 m3h± C = 173,75 mgL± 1 0 47

Menéndez Gutiérrez, C. y J. Pérez Olmo 250  173,75 567,74 363 203,49 mgL1 C2 567 ,74 1 363 Después del segundo intervalo: C = 70 mgL± Q = 45 m3h± C = 203,49 mgL± 1 0 70  184,39 567,74 C2 45 193,70 mgL1 567,74 1  45 Procediendo de manera similar para los restantes intervalos se obtienen los resultados que se muestran en la tabla anterior para: T = 2 h. Factor Pico para un tiempo de retención de 2 h en el tanque compensador: 226 ,30 FP 1,3 173,75 2.1.5. Compensación cuando hay variación simultánea de flujo y composición, pero el volumen en el compensador es variable El volumen requerido para la homogeneización o compensación se determi- na mediante un diagrama de los caudales a tratar, en el cual se representa el volumen de afluente acumulado a lo largo del día. El caudal medio diario, tam- bién representado en el mismo diagrama, es la pendiente de la línea recta traza- da desde el origen hasta el punto final del diagrama. Para determinar el volumen necesario, se traza una recta paralela a la que define el caudal medio diario, tangente a la curva de caudales acumulados. El volumen requerido es igual a la distancia vertical existente entre el punto de tangencia y la línea recta que representa el caudal medio, tal como muestra la figura 2.4. Si una parte de la curva de caudales acumulados está situada por encima de la línea que representa el caudal medio, el diagrama acumulado debe limitarse con dos líneas paralelas a la del caudal medio y tangente a las dos curvas del diagrama. El volumen requerido en este caso es igual a la distancia vertical existente entre las dos tangentes. Figura 2.5. 48

Volumen Pretratamiento de Aguas Residuales acumulado Horario Fig. 2.4. Determinación del volumen del compensador. La interpretación física de los diagramas representados es la siguiente: En el punto inferior de tangencia el tanque de compensación está vacío. A partir de este punto el tanque empieza a elevar su nivel por lo que la pendiente del diagrama de la curva de volumen del afluente es mayor que la del caudal medio diario y continúa llenándose hasta que lo hace al final del horario. Para el segundo modelo de flujo, el tanque está totalmente lleno en el punto de tangen- cia superior. Horario Fig. 2.5. Determinación del volumen del compensador. 49

Menéndez Gutiérrez, C. y J. Pérez Olmo Procedimiento para el diseño 1. Se desarrolla una curva de caudales acumulados de agua expresada en me- tros cúbicos. V Q˜T V f Vo  Vi  VS V1 Vo1 V01  V12  ............. V(n1)n V2 Vo1  V12 Vn 2. Se traza la línea de caudal medio diario. 3. Se determina el volumen del tanque requerido. 4. Para estimar el efecto de homogeneización: a) Se calcula el volumen de líquido existente en el tanque al final de cada periodo de tiempo mediante la expresión: Vf Vo  Vi  Vs donde: V : volumen en el tanque al final del periodo de tiempo considerado. f V : volumen en el tanque al final del periodo de tiempo anterior. 0 V : volumen aportado durante el tiempo considerado. i V : volumen de caudal saliente durante el tiempo considerado. S b) Se calcula la concentración media que sale del tanque: Xf Vi X i  V0 X 0 Vi  V0 donde: X : concentración media en el caudal que sale del tanque durante el tiempo f considerado mg / L. V : volumen aportado durante el tiempo considerado, m3. i V : concentración del agua residual contenida en el tanque al final del perio- 0 do anterior. 5. La magnitud de la carga horaria se calcula utilizando la expresión: Carga horaria Xi ˜ Qi El efecto de la homogeneización puede mostrarse numéricamente a partir de las relaciones siguientes: punta / media; mínima / media y punta / mínima 50

Pretratamiento de Aguas Residuales Estas relaciones se comparan para el residual antes y después de homoge- neizar. Para el residual homogeneizado estas relaciones están más próximas al valor de 1,0. En la práctica el volumen del tanque de compensación debe ser algo supe- rior al determinado teóricamente (10 al 20 %) para tener en cuenta los dos factores que se destacan a continuación: ‡ La operación continua de los equipos de aereación y mezclado no permi- tirán un vaciado total. ‡ Debe contemplarse un volumen adicional para hacer frente a los im- previstos que puedan producirse para cambios no esperados del cau- dal diario. Ejemplo 2.3 En las columnas 1 y 2 de la tabla 2.5 que se reporta más abajo, están reco- gidos los datos de flujo y concentración de un agua residual industrial que será sometida a tratamiento. Para ello se necesita que el valor del flujo se mantenga lo más constante posible. A tales efectos se desea conocer el volumen que ha de tener el tanque compensador requerido. Determine además el volumen de agua que contendrá el tanque cada hora. La industria opera durante 12 horas al día, y los datos que se ofrecen son los promedios de cada intervalo medido. Para estimar el volumen del tanque compensador se traza la curva de 6V vs intervalo de tiempo. Considerando que el primer intervalo en el que se tomaron las muestras termina a las 8 am, el valor de 6V es el del intervalo de 7 a 8 a.m.: 6V 10. Para el intervalo siguiente: 6V 10  15 25 De la misma manera se procede con los siguientes intervalos. Los valores de 6V aparecen en la columna 3 de la tabla 2.5. Se traza la curva correspondiente y se unen mediante una recta los dos extremos de la curva. La pendiente de esta recta es numéricamente igual al flujo promedio, y es al mismo tiempo el flujo de salida que debe tener el compensador. En la figura 2.6 se aprecia que la curva presenta un valor mínimo con res- pecto a la recta a las 10:00 a.m. (horario 3 en el gráfico), y un valor máximo a las 2:00 p.m. (horario 7 en el gráfico). Estos son las horas que se corresponden, al menos teóricamente con los momentos en los que el tanque está vacío y lleno respectivamente. Mientras tanto, el efluente se mantiene constante y con un valor igual al flujo promedio de la entrada. Q 45,83 m3h1 51

Menéndez Gutiérrez, C. y J. Pérez Olmo Tabla 2.5. Datos para el tratamiento de un agua residual industrial Intervalo Columna 1 Columna 2 Columna 3 Columna 4 de Volumen Flujo DQO 6V contenido, m3 muestreo m3h1 mgL1 ± 7-8 a.m. 10 300 10 ± 8-9 ± 9-10 15 275 25 29,17 153,34 10-11 35 200 60 247,51 11-12 231,68 12-1 p.m. 75 170 135 210,85 185,02 1-2 170 90 305 154,19 2-3 118,36 3-4 140 100 445 77,53 4-5 5-6 30 210 475 6-7 25 250 500 20 250 520 15 300 535 10 340 545 5 360 550 Fig. 2.6. Cálculo del volumen del tanque compensador. El volumen del tanque compensador se calcula midiendo la diferencia de volumen entre los valores del máximo y el mínimo de la curva, con respecto a la recta trazada. V = 231 m3 52

Pretratamiento de Aguas Residuales Para estimar el volumen contenido en el tanque en cada intervalo de tiempo, se comienza a calcular a partir de cualquiera de los dos momentos en los que a priori se conoce el volumen contenido, esto es 10:00 a.m. ó 2:00 p.m. Tomando como valor inicial el correspondiente a las 10:00 a.m., A las 10:00 a.m., V 0 En el intervalo de 10:00 a 11:00 entran al compensador 75 m3, y salen 45,83 m3, por lo tanto, el volumen a las 11:00 a.m. será, V =V +V -V 11 10 10-11 promedio V = 0 + 75 - 45,83 = 29,17 11 El volumen contenido a las 12:00 m se estima: V =V +V -V 12 11 11-12 promedio V = 29,17 + 170 - 45,83 = 153,34 12 De manera similar se procede con los intervalos siguientes. Los valores así obtenidos se reportan en la columna 4 de la tabla 2.5. Como se aprecia en la tabla 2.5, a las 7:00 p.m., hora en que cesa la activi- dad laboral, el tanque contiene 77,53 m3. Si este volumen se mantiene en el tanque hasta que se inicia el periodo laboral al día siguiente, se tendrá que: El volumen en el tanque de 7:00 a.m. a 8:00 a.m. será: 41,7 8:00 a.m. a 9:00 a.m.: 10,87 9:00 a.m. a 10:00 a.m.: 0,04 Este último valor corrobora la estimación inicial que se hizo al considerar que a las 10:00 a.m. el tanque estará vacío. 2.2. SEDIMENTACIÓN La sedimentación es un proceso físico de uso muy difundido en el trata- miento de las aguas residuales. Puede utilizarse como parte de un tratamiento primario, o como una etapa del tratamiento secundario. El obje- tivo de la sedimentación primaria es reducir la concentración de sólidos sus- pendidos y la carga orgánica de un agua residual para facilitar los tratamientos posteriores. La secundaria constituye un proceso importante para la clarifi- cación del efluente de las unidades de tratamiento biológico y para el espesamiento de los lodos orgánicos que se obtienen. La sedimentación es efectiva para la remoción de sólidos suspendidos en la medida en que la fuerza de gravedad que actúa sobre la partícula que se desea 53

Menéndez Gutiérrez, C. y J. Pérez Olmo remover es mayor que la resultante de las fuerzas de sustentación y la viscosa que actúan sobre ella. 2.2.1. Tipos de sedimentación Atendiendo a la naturaleza de los sólidos suspendidos y a su concentración, la sedimentación puede clasificarse en: ‡ Discreta, ‡ floculenta, ‡ retardada o por zonas y ‡ por compresión. 2.22. Sedimentación discreta En este tipo de sedimentación, característica de las suspensiones de arena, cenizas y de carbón mineral entre otros, las partículas conservan su individuali- dad y no cambian de tamaño, forma ni densidad, durante el proceso de sedimen- tación. La velocidad de sedimentación solo depende de las propiedades del fluido y de las partículas que se desean remover, y es constante durante todo el proce- so de sedimentación. La fuerza resultante que actúa sobre una partícula que se mueve a través de un líquido en reposo puede calcularse: F = Fe±)s±)d (2.9) r donde: F : Fuerza resultante. r F : Fuerza externa que propicia que la partícula se mueva hacia abajo. e F : Fuerza de sustentación hidráulica. s F : Fuerza de arrastre. d La fuerza externa, F , puede estimarse según: e F =mg (2.10) e donde: F : Fuerza externa que actúa sobre la partícula, N. e m: Masa de la partícula, kg. g: Aceleración de la gravedad, m s±. La fuerza de sustentación hidráulica puede ser calculada según: ȡ (2.11) Fs ȡs m g 54

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

Menéndez Gutiérrez, C. y J. Pérez Olmo U: Densidad del fluido, kg m±. U : Densidad de la partícula, kg m±. s Por otra parte, la fuerza de arrastre es función de la forma, tamaño y rugo- sidad de la partícula, así como de su velocidad de sedimentación y de la densi- dad y viscosidad del fluido: Fd CD A U 2 ȡ (2.12) 2 donde: C : Coeficiente de arrastre (adimensional). Es función del número de D Reynolds para un tipo de partícula. A: Área proyectada sobre un plano perpendicular a la dirección del movi- miento, m2. U: Velocidad de la partícula, m s±. De las ecuaciones (2.10), (2.11) y (2.12) puede obtenerse. dU mg ȡs  ȡ  CD AU2 ȡ (2.13) m ȡs 2 dt En la ecuación 2.13 se ha expresado la fuerza resultante en función de la dU masa de la partícula y de su aceleración, dt La aceleración de la partícula en su movimiento de descenso a través del seno del líquido puede obtenerse de la ecuación 2.13: dU g ȡs  ȡ CD A U 2 ȡ (2.14) dt ȡs 2m Durante el descenso, se llega a una velocidad a partir de la cual la acelera- ción de la caída se hace igual a cero, y por tanto, la velocidad de sedimentación es constante e igual a: §¨2 m ·¸ 1 2 © A CD ¹ U g ȡs  ȡ  (2.15) ȡs ȡ para partículas esféricas, ʌ d2 (2.16) A 4 56

Pretratamiento de Aguas Residuales Teniendo en cuenta además que: masa (2.17) ȡs volumen y que el volumen de partículas esféricas viene dado por: V 1 ʌ d3 (2.18) 6 La ecuación 2.15, para partículas esféricas se transforma en: ¨§ 4 d ¸· 1 2 ©3 ¹ U g ȡs  ȡ  (2.19) CD ȡ El valor U es la velocidad de sedimentación m s±. O sea, que la velocidad de sedimentación de una partícula esférica aislada es función de su diámetro y densidad, así como de la viscosidad del líquido claro en el que se encuentra suspendida, ya que, como fue mencionado, el coeficiente de arrastre depende del número de Reynolds. Para emplear la ecuación (2.19) se requiere conocer el valor del coeficiente de arrastre C . D Fig. 2.8. Variación del coeficiente de arrastre con el N . Re El régimen de flujo alrededor de la partícula puede ser laminar o turbulento. En la región laminar prevalecen las fuerzas viscosas, mientras que en regiones turbulentas predominan las fuerzas inerciales. Por tanto, la relación entre el coeficiente C y el número de Reynolds depende del régimen de flujo que pre- D valezca, según la figura 2.8. 57

Menéndez Gutiérrez, C. y J. Pérez Olmo Para partículas esféricas: 24 3 CD   0,44 NRe NRe (2.20) Cuando N ±SUHGRPLQDHOSU LPHUWpUPLQRGHODHFXDFLyQ\\HVWD Re queda: 24 (2.21) CD NRe Para N entre 1 000 y 250 000 el valor de C es relativamente constante e Re D independiente del número de Reynolds (figura 2.6). C = 0,4 (2.22) D Para N intermedios se cumple: Re CD 18,5 N 0,6 (2.23) Re El procedimiento normal de diseño de sedimentaciones para partículas dis- cretas consiste en seleccionar una velocidad de sedimentación U de forma que todas las partículas con velocidad superior o igual a U son removidas. La velo- cidad de diseño puede calcularse mediante la ecuación (2.19) o ser obtenida de pruebas experimentales. Las pruebas de sedimentación discontinua (a templa) dan origen a curvas similares a la de la figura 2.9. En tales pruebas la interfase sólido-líquido crece desde el fondo hacia arriba en la medida que mejora la clarificación de la suspensión. En el tiempo t, puede suponerse que todas las partículas que tengan mayor tamaño que la caracterizada por una velocidad de Ho  H sedimentación de to  t habrán sedimentado. Fig. 2.9. Variación de la interfase sólido-líquido en la sedimentación a templa. 58

Pretratamiento de Aguas Residuales Si la turbidez del líquido sobrenadante o la suspensión contienen cantidades despreciables de partículas más pequeñas que la caracterizada, el dato obtenido en la prueba puede ser utilizado en el diseño del sedimentador. Área del sedimentador El área del sedimentador puede calcularse según: A Q m2 (2.24) U donde: A: Área, m2. Q: Flujo de sobrenadante, m3 s±. U: Velocidad de sedimentación seleccionada, m s±. Por otro lado, la velocidad de ascenso del líquido claro, también llamada carga superficial es: V Q m3 m2 d 1 (2.25) A De las ecuaciones 2.24 y 2.25 se concluye que en la sedimentación de par- tículas discretas el diseño se basa en que la carga superficial V debe ser, teóri- camente, igual a la velocidad de sedimentación U seleccionada. En la discusión anterior se tomó en consideración una velocidad de sedi- mentación límite, y la separación de la suspensión de aquellas partículas, que con velocidades iguales o superiores a ellas, caen a través del líquido iniciando su descenso a partir de la superficie. Sin embargo, al iniciarse la sedimentación, considerando que las partículas están uniformemente distribuidas en todo el vo- lumen, hay una cierta fracción de partículas que aunque tienen la velocidad de sedimentación menor que U se encuentran a una altura tal, que alcanzan el 0 fondo al mismo tiempo o en un tiempo menor que las partículas seleccionadas para el criterio de diseño. Fig. 2.10. Sedimentación ideal de partículas discretas. 59

Menéndez Gutiérrez, C. y J. Pérez Olmo Hazen y Camp desarrollaron el concepto de tanque ideal para definir las relaciones aplicables al diseño de sedimentadores. Fig. 2.11. Relaciones de sedimentación de partículas discretas en una columna típica. Suponiendo que las partículas de los distintos tamaños están distribuidas uniformemente por toda la profundidad a la entrada del tanque de sedimenta- ción, mediante un análisis de la trayectoria de la partícula en la figura 2.10, puede verse que aquellas con velocidad de sedimentación U menor a U , se po eliminarán en la proporción: Xr Up (2.26) Uo La eficiencia de la sedimentación, considerando toda la gama de velocida- des existentes en una suspensión, puede ser determinada mediante el uso de una columna de sedimentación en una prueba a templa. Procedimiento de diseño El procedimiento consiste en tomar muestras a distintas alturas a intervalos regulares de tiempo, y determinar en cada caso la concentración de sólidos suspendidos de la extracción. Para un caudal de clarificación dado, Q, solo las partículas con velocidad U mayor a U serán totalmente eliminadas. Las restantes partículas sedimentan o Up en la proporción Uo . Por tanto, la fracción total de partículas eliminadas 60

Pretratamiento de Aguas Residuales cuando se selecciona como criterio de diseño la velocidad de sedimentación U será: o   ³X  Xr Up 1 Xr 0 Uo dX (2.27) donde: ±X ): fracción de partículas con velocidad ! U . ro U : velocidad seleccionada como límite. o ³X r Up dX : fracción de partículas con velocidad menor que U y que son Uo removidas. o 0 Desde el punto de vista práctico, los sedimentadores están sujetos a efectos de turbulencia, cortocircuitos de las corrientes y gradientes de velocidades. Por tanto, nunca debe diseñarse considerando que la carga superficial es igual a la velocidad de sedimentación seleccionada. Se recomienda que la carga superfi- cial sea menor a la velocidad de sedimentación en un factor que pueda variar entre 1,25 y 1,75 y el tiempo de retención incrementarse de 1,5 a dos veces. Ejemplo 2.4 Al someter a prueba de sedimentación una suspensión con baja concentra- ción de sólidos se obtuvieron los datos de la tabla 2.6. Tabla 2.6. Datos de sedimentación obtenidos de una suspensión con baja concentración de sólidos Tiempo requerido para 70 120 230 460 630 880 sedimentar 1,5 m (min) 0,46 0,40 0,28 0,12 0,06 0,02 Fracción de partículas que no sedimentaron en el tiempo indicado Determine el porcentaje de sólidos que se eliminarán por sedimentación si se utiliza una carga superficial de 17,28 m3 m± d± en el sedimentador. Por criterio se seleccionará una velocidad de sedimentación 1,5 veces ma- yor que la carga superficial: U = 0,3 · 10± m s± = 0,03 cms± o De la tabla que se brinda a continuación se puede calcular en cada caso la velocidad de sedimentación experimental. 61

Menéndez Gutiérrez, C. y J. Pérez Olmo Tabla 2.7. Porcentaje de partículas y su velocidad de sedimentación V 0,0357 0,0208 0,0109 0,0054 0,0040 0,0026 (cm s-1) f 46 40 28 12 6 2 V: velocidad de sedimentación (cm s±). f: porcentaje de partículas con velocidad de sedimentación menor o igual a la indicada. Con los datos de la tabla anterior se grafica el porcentaje de partículas con- tra la velocidad de sedimentación (figura 2.12). Fig. 2.12. Porcentaje de partículas vs velocidad de sedimentación para el ejemplo 2.4.   ³1 Xr X 1 Xr  U p dX Uo 0 U = 0,03 cms± o De la figura, X = 45 r Xr A1  A2  A15 ³U p dX 0 X 100  45  1 0,4735  0,03 X = 70,78 % 62

Pretratamiento de Aguas Residuales 2.2.3. Sedimentación de partículas floculentas Los sólidos suspendidos que generalmente se encuentran presentes en las aguas residuales tanto de origen doméstico como industrial son ejemplos típicos de partículas floculentas. También presentan características floculentas los efluentes de los tratamientos biológicos que poseen relativamente una baja con- centración de sólidos suspendidos. Cuando la floculación ocurre, la velocidad de sedimentación de las partícu- las se incrementa en la medida que van sedimentando, como consecuencia de la asociación con otras partículas individuales o conglomerados de partículas. De tal forma, la velocidad de sedimentación del flóculo que se forma es mayor que la de las partículas individuales que lo constituyen, produciéndose una trayecto- ria curvilínea como se ilustra en la figura 2.13. Fig. 2.13. Sedimentación ideal de partículas floculentas. Cuando está presente la floculación, en el diseño del sedimentador debe tenerse presente no solo la carga superficial, sino además el tiempo de reten- ción, ya que a medida que este último se incrementa, aumenta la formación de flóculos y esto incide en la velocidad de sedimentación. Teniendo en cuenta la influencia del tiempo de retención en la formación de los flóculos, se dificulta un análisis matemático de la situación, y por tanto, se hace necesario acudir a las pruebas de laboratorio para la estimación de los parámetros que se requieren en el diseño de los sedimentadores. Procedimiento de diseño Las pruebas de sedimentación se efectúan mediante un procedimiento simi- lar al empleado en los experimentos de sedimentación con partículas discretas. 63

Menéndez Gutiérrez, C. y J. Pérez Olmo En este caso las curvas de profundidad contra tiempo a las distintas concentra- ciones tienen la forma que se muestra en la figura 2.14. Fig. 2.14. Relaciones de sedimentación de partículas floculentas. Curvas de isoconcentración. Las curvas representan el porcentaje de remoción a cada profundidad y tiempo, e indican la máxima trayectoria de la senda de la sedimentación para cada concentración en específico, por ejemplo, 45 % de las partículas en sus- pensión sedimentan a una velocidad promedio superior a 1,8 / 24 = 0,075 m / min±. Adicionalmente, hay otras fracciones de partículas que aunque tienen velocidades inferiores a esta también sedimentarán. La fracción de partículas que aun teniendo una velocidad de sedimentación U menor a la fijada U sedimenta, viene dada según la ecuación (2.27). p0 Xr Up (2.27) U0 Como se trabaja a un tiempo dado, esta relación de velocidades se convierte en una relación de profundidades, Xr hp (2.28) h0 Considerando la figura 2.12 y suponiendo que como promedio 87,5 % de las partículas §©¨1002 75 ¸¹· sedimentan a una velocidad igual a ǻ h1 , 67,5 % h0 64

Pretratamiento de Aguas Residuales ¨§© 75  60 ·¸¹ tiene una velocidad de sedimentación igual a ǻ h2 2 h0 , y así sucesiva- mente, el porcentaje de partículas que sedimenta en veinticuatro minutos en un sedimentador de 1,8 m de profundidad será: R % ǻ h1 R1  R2  ǻh2 R2  R3  ǻh3 R3  R4 (2.29) h0 2 h0 2 h0 2 donde: R = 100 % R = 60 % 1 3 R = 75 % R = 45 % 2 4 El procedimiento puede repetirse para distintos tiempos y obtener una rela- ción entre la velocidad de sedimentación y el porcentaje de remoción. Una vez que se llega al porcentaje de remoción de SS deseado, se estima la carga superficial teniendo en cuenta que esta debe fijarse entre 1,25 y 1,75 veces menor que la velocidad de sedimentación. Así mismo, el tiempo de diseño debe ser entre 1,5 y 2,0 veces mayor que el trabajado. De esta manera se calcula el área del sedimentador y el tiempo de retención. Ejemplo 2.5 Una suspensión floculenta que contiene 450 mgL± de sólidos suspendidos llena una columna de 3,0 m con salidas laterales cada 50 cm. A distintos tiempos se toman muestras y se determina la concentración de sólidos suspendidos. Los resultados obtenidos se muestran en la tabla que se adjunta. Determine el por- centaje de remoción total de sólidos suspendidos que se obtendrá utilizando un sedimentador de 2,75 m de profundidad trabajando con una carga superficial de 25 m3 m± d±. Tabla 2.8. Porcentaje de remoción de SS a diferentes profundidades Tiempo (min) 30 60 90 120 150 180 Profundidad (m) 270 Concentración de SS (mg L-1) 9 0,5 369 9 1,0 405 112 45 27 9 18 1,5 427 58 2,0 436 207 103 54 22 94 2,5 441 112 3,0 315 157 126 58 360 270 139 94 387 315 202 135 405 337 256 166 65

Menéndez Gutiérrez, C. y J. Pérez Olmo A partir de los datos anteriores se calcula, para cada tiempo y profundi- d ad, el po r cen taje de r emoció n de S S y se tr azan las cu r v as d e isoconcentración según la figura 2.16. para mayor facilidad del trazado pue- de graficarse previamente el porcentaje de remoción contra tiempo para cada profundidad (figura 2.15). Fig. 2.15. Gráfico auxiliar para el trazado de las curvas de la figura 2.16. Fig. 2.16. Relaciones de sedimentación. Curvas de iso-remoción. Ejemplo 2.5. La carga superficial de diseño es 25 m3m±d±. Aplicando el factor 1,4, la velocidad de sedimentación límite seleccionada será: U = 1,4 · 25 = 23 md± = 0,024 m·min± 66

Pretratamiento de Aguas Residuales Para una profundidad de 2,75 m el tiempo correspondiente será 111 min. R % 0,75 ¨©§1920 ¸¹·  0,5 §©¨1720 ¹¸·  0,6 ©¨§1520 ¸·¹  0,4 ¨©§1320 ·¹¸ 3 3 3 3  0,5 ©¨§1020 ·¸¹ 78,29 % 3 2.2.4. Sedimentación por zona La sedimentación retardada o por zona se presenta en suspensiones de con- centración intermedia. Son características de este tipo de suspensión los flóculos de aluminio de concentración comprendida entre 500 y 1000 mgL± y los efluentes de los tanques de aeración de los lodos activados. En este tipo de sedimentación las interacciones entre partículas son lo sufi- cientemente grandes como para que cada una mantenga una posición fija con respecto a las restantes durante la caída. En estos casos se aprecia una interfase generalmente muy bien definida entre la masa de sólidos que sedimentan y el líquido claro sobrenadante, cuando se realizan pruebas de probeta.4,5 La velocidad de sedimentación se define como la velocidad con que des- ciende la interfase sólido-líquido. La velocidad de sedimentación disminuye con el incremento de la concentración inicial aun cuando se trate de la misma sus- pensión (figuras 2.17 y 2.18). Fig. 2.17. Velocidad de sedimentación a diferentes concentraciones de sólidos en suspensión. 67

Menéndez Gutiérrez, C. y J. Pérez Olmo La pendiente del tramo de velocidad de sedimentación constante en la curva de la figura 2.17 es la velocidad de sedimentación a la concentración inicial. Fig. 2.18. Influencia de la concentración de sólidos suspendidos en la velocidad de sedimentación. Área del sedimentador. Varios son los métodos que se utilizan para determinar el área de sedimen- tación necesaria para la remoción de partículas que tienen el comportamiento antes descrito. El método que a continuación se describe, conocido como método de la curva de flux, es aplicable, tanto para la sedimentación por zona como para floculenta y la de compresión. El fundamento del método es el análisis del avan- ce del flujo de masa de los sólidos en toda la profundidad del sedimentador. En un sedimentador continuo los sólidos que entran sedimentan por la ac- ción de dos componentes del flujo: ‡ Descenso de los sólidos debido a la sedimentación por gravedad. ‡ Descenso de los sólidos como consecuencia de la extracción de fondo del sedimentador. De acuerdo con lo anterior, el flujo másico de sólidos por unidad de área, llamado de ahora en adelante flujo másico, será: G =G +G (2.30) tsb donde: G : flujo másico total, kg m± h±. t G : flujo másico debido a la gravedad. s G : flujo másico debido a la extracción de fondo. b 68

Pretratamiento de Aguas Residuales El flujo másico por gravedad viene dado por: G =UX (2.31) s donde: X: concentración de sólidos suspendidos, kg m±. U: velocidad de sedimentación de los sólidos de concentración X mh±. Mediante experiencias en probeta, se puede obtener G a distintas concen- s traciones iniciales de la suspensión. Una curva típica de flujo debido a la grave- dad, se muestra en la figura 2.19. En la curva de G contra X se observa que tanto para bajos como muy altos s valores de concentración de sólidos suspendidos, G es pequeño. Para concen- s traciones intermedias (3-5 kgm±), el flujo de sólidos debido a la gravedad, al- canza su valor máximo. El flujo de sólidos debido al caudal de fondo es: G = U X, kg m±h± (2.32) bu U : Velocidad de extracción de fondo, m h±. u Si se considera el caudal de extracción Q en lugar de la velocidad de la u extracción, la ecuación 2.32 se transforma en: Gb Qu X , kg m2h1 (2.33) A donde: Q : Caudal extraído por el fondo, m3 h±. u A: Área de sedimentación, m2. Fig. 2.19. Flujo másico debido a la Fig. 2.20. Flujo másico debido gravedad. a la extracción de fondo. 69

Menéndez Gutiérrez, C. y J. Pérez Olmo Para una extracción de fondo constante, el flujo de sólidos debido a ella es directamente proporcional a la concentración de sólidos suspendidos (fi- gura 2.20). Teniendo en cuenta la ecuación 2.30, para unas condiciones dadas de ex- tracción de fondo, pueden sumarse gráficamente los dos componentes del flujo másico (G + G ) (figura 2.21). sb Para cualquier valor Q que se seleccione, la curva de G alcanza un ut valor mínimo para cierto valor de concentración de sólidos. En la figura 2.21, la curva de flujo total, G alcanza el valor mínimo G para la concentra- t1 ción de X . 1 Este mínimo limita la velocidad a la cual los sólidos pueden alcanzar el fondo del sedimentador, entonces, para asegurar que todo el sólido alcance el fondo, la masa de sólido aplicada por unidad de área en el tiempo unitario, o sea, G aplicado, debe ser menor o igual a G : 1 G £G (2.34) ap 1 Si por cualquier razón la cantidad de sólidos que se alimentan al sedimentador es mayor que el valor límite G , estos se acumularán en el 1 fondo del sedimentador, produciéndose un aumento paulatino de su nivel en el fondo, que puede incluso llevar a la salida de sólidos por el sobrenadante. Fig. 2.21. Flujo másico total. La concentración del caudal de extracción de fondo se obtiene trazando una recta paralela al eje x y que pasando por el mínimo de la curva de flujo, corte a la recta G . Para la figura 2.21 esta concentración es X . br 70

Pretratamiento de Aguas Residuales Una vez determinado el valor límite del flujo de sólidos G , puede obtenerse 1 por un balance de masa, el área necesaria para la sedimentación: A Qt X0 (2.35) G1 donde: Q : Flujo total que entra al sedimentador, m3d±. t X : Concentración de SS que entra al sedimentador, gm±. 0 De la figura 2.21 puede deducirse que para una suspensión dada, el área de sedimentación, y por tanto, la concentración de los sólidos de fondo se modifica al cambiar el caudal de extracción de fondo. Debe tenerse presen- te que cada vez que se cambie el caudal del fondo, se obtendrá un Gb dife- rente y se requiere, por tanto, trazar de nuevo la curva de flujo másico total. Como se aprecia, el procedimiento anterior es tedioso porque para cada Q se necesita construir nuevas curvas de flujo. Este procedimiento gráfico u se simplifica notablemente cuando se utiliza el concepto de punto de situa- ción (figura 2.22). La concentración de sólidos a la entrada, X , se representa por una línea 0 vertical en el valor especificando X . La velocidad de flujo de sobrenadante, 0 U , viene dada por una línea denominada línea del sobrenadante, y que par- 0 tiendo del origen tiene una pendiente igual a U . El intercepto de la línea de 0 sobrenadante con la de operación (la de X0), recibe el nombre de punto de situación. Fig. 2.22. Definición del punto de situación. 71

Menéndez Gutiérrez, C. y J. Pérez Olmo La velocidad de extracción de fondo se representa por una línea denomina- da línea de fondo, con pendiente igual a -U y que pasa por el punto de situación u y es tangente a la curva. El intercepto de la línea de fondo con el eje de las concentraciones da el valor de la concentración del caudal de fondo X , mientras que el intercepto con r el eje de flujo sólidos refleja el flujo de sólidos aplicado, G . ap Entre las ventajas que posee este último procedimiento, está el de la posibi- lidad de analizar en un tiempo relativamente breve distintas variantes para el cálculo del área del sedimentador. Al mismo tiempo, brinda la facilidad de eva- luar el comportamiento de un sedimentador en funcionamiento ante la variación de los parámetros de operación. Procedimiento para el cálculo del área del sedimentador Como puede concluirse de lo anteriormente expuesto, el método de diseño se fundamenta en el conocimiento de las velocidades de sedimentación a distin- tas concentraciones de sólidos suspendidos. Para esto se requiere de pruebas relativamente sencillas, a escala de laboratorio. Las pruebas consisten en seguir en el tiempo, la trayectoria descendente de la interfase sólido-líquido. Esta interfase es fácil de distinguir cuando las suspensiones presentan ca- racterísticas de sedimentación por zona, o son de carácter floculento y poseen concentraciones altas o medias. En aquellos casos en que la interfase no se aprecia de manera definida, puede acudirse al método de diseño que se basa en las pruebas que se conocen como de tubos largos. Descripción del procedimiento 1. Se realizan las pruebas de sedimentación en probeta, a temperatura constan- te, a distintas concentraciones de sólidos suspendidos (figura 2.17). La pen- diente en la región recta de la curva es la velocidad de sedimentación. Para cada una de las pruebas anteriores se determina, por gravimetría, la concen- tración de sólidos suspendidos. 2. Para mayor facilidad en el trabajo y poder realizar interpolaciones, se reco- mienda trazar la curva de velocidad de sedimentación en función de la con- centración (figura 2.18). 3. De la información que brinda la figura 2.18, pueden obtenerse datos de flujo másico debido a la gravedad, para distintas concentraciones, G = U X. s 4. Se traza la curva de flujo de sólidos en función de la concentración (figura 2.19). 5. Haciendo uso de la curva obtenida en la figura 2.19, y partiendo de la con- centración de fondo deseada, X se traza la línea de fondo tangente a la r curva de flujo (figura 2.22). El intercepto con el eje Y da el flujo de sólidos límite (G ) . ap 72

Pretratamiento de Aguas Residuales 6. Haciendo uso de la ecuación (2.35), puede calcularse el área de sedi- mentación. A Qt X0 Gap A: Área del sedimentador, m2. Q : Flujo total a la entrada del sedimentador, m3 h±. t X : Concentración de sólidos suspendidos en la corriente de entrada, kgm±. 0 G : Flujo de sólidos aplicado, kg m± h±. ap Velocidad de flujo del sobrenadante U . En la figura 2.22 se traza la línea de 0 operación definiendo el punto de situación. La pendiente de la recta que une el punto de situación con el origen (recta que define la línea del sobrenadante), da el valor de la velocidad de flujo del sobrenadante. Ejemplo 2.6 Se determinaron las características de sedimentación de una suspensión que procede de un lodo activado. Las pruebas de laboratorio se realizaron para un intervalo de concentración entre 1000 y 10000 mgL±, obteniéndose la curva de la figura 2.23. Fig. 2.23. Cálculo del área de un sedimentador. Ejemplo 2.6. 73

Menéndez Gutiérrez, C. y J. Pérez Olmo Calcule la velocidad de flujo de sobrenadante máxima permisible si se desea obtener una concentración de sólidos suspendidos en el fondo de 11 g L± y la de entrada es de 3000 mgL±. En la curva de la figura 2.23 se traza la línea de fondo a partir de X = 11 g L±, y que sea tangente a la curva. El intercepto en el eje de ordenadas da el flujo de sólidos límites, que será el aplicado, G = 7,3 kg2 h±. ap El área del sedimentador, en función del flujo de entrada será: A Qt ˜ 3 0,41 Qt m2 7,3 en que Q está dado en m3 h± t para X = 3 gL± se traza la línea de operación que intercepta a la línea de fondo 0 en el punto P. La velocidad de flujo de sobrenadante es la pendiente de la línea OP (figura 2.23). U = 1,82 m3 m± h± 0 La velocidad del flujo del fondo será: Uu Gap 0,68 m3 m2 h1 Xr 2.2.5. Evaluación de la operación de sedimentadores El punto de situación define el estado de operación del sedimentador, y los cambios de las condiciones de trabajo se reflejan en la curva de flujo de la manera que se ilustra en las figuras 2.24 a 2.26. 1. Una disminución del caudal de extracción del fondo hace rotar, en el sentido contrario a las manecillas del reloj, la línea de fondo (figura 2.24), disminuyendo el flujo de sólidos a aplicar, G , y aumentando la concen- ap tración de sólidos en la extracción del fondo, X . r 2. Un aumento en el flujo de extracción del sobrenadante, hace rotar, en el sentido contrario a las manecillas del reloj, la línea del sobrenadante y mueve el punto de situación hacia arriba (figura 2.25), mientras que la pendiente de la línea de fondo se mantiene constante. 3. Un aumento en la concentración de los sólidos que entran al sedimentador, X , mueve la línea de operación hacia la derecha y el punto de situación se 0 mueve a lo largo de la línea del sobrenadante. La línea de fondo pasa por el nuevo punto de situación (figura 2.26). 74

Pretratamiento de Aguas Residuales Fig. 2.24. Variación del flujo de salida del fondo. Fig. 2.25. Variación del flujo del sobrenadante. Fig. 2.26. Aumento de la concentración de sólidos a la entrada. 75

Menéndez Gutiérrez, C. y J. Pérez Olmo De las situaciones anteriores es necesario destacar un aspecto impor- tante relativo a la línea de fondo y su posición en la curva de flujo.6 Cuando la línea de fondo: 1. Corta a la curva de flujo en un solo punto, se obtienen condiciones seguras de trabajo. 2. Corta a la curva en un punto y es tangente a la misma en otro, prevalecen las condiciones límites de operación. 3. Corta a la curva de flujo en dos puntos, existen condiciones de sobrecarga en la operación. Otra información que puede obtenerse sobre la operación del sedimenta- dor al analizar las curvas anteriores es el relativo a los criterios de clarifica- ción y espesamiento: 1. Cuando el punto de situación queda ubicado por debajo de la curva de flujo, la clarificación del líquido sobrenadante está garantizada, y son las condicio- nes de espesamiento las que controlan el proceso. 2. Cuando el punto de situación está en la curva de flujo prevalecen las condi- ciones críticas para la clarificación. 3. Cuando el punto de situación está ubicado por encima de la curva de flujo, tanto la clarificación como el espesamiento son ineficientes. Notas bibliográficas 1 ECKENFELDER, W. W.: Principles of Water Quality Management, CBI, Pu- blishing Co. EE.UU., 1980. 2 BENEFIELD, L. AND C. RANDALL: Biological Process Design for Wastewater Treatment, prentice Hall Series in Environmental Sciences, EE. UU., 1980. 3 PATTERSON, J.W. AND J.P. MENEZ³'HVLJQ RIHTXDOL]DWLRQEDVLQV´$PInst. Chem. Engrs. Env. Prog., vol. 3, no. 1, 1984. 4 ROBIND:+³7KH7KHRU\\RIWKH'HVLJQDQG2SHUDWLRQRI6HWWLQJ7DQNV´ Transaction Institute of Chemical Engineering, vol. 42, no. 158, 1964. 5 EKAMA, G. A.; Et al: Secondary Settling Tanks. Theory, Design and Opera- tion, Sudafrica, 1984. 6 RITTMAN%³$HURELF%LRORJLFDO7UHDWPHQW´Environmental Science Tech- nology, vol. 21, no. 2, 1987. 76

Oxidación Biológica. Nitrificación CAPÍTULO 3 OXIDACIÓN BIOLÓGICA NITRIFICACIÓN 3.1. PRINCIPIOS DE LA OXIDACIÓN BIOLÓGICA Los procesos biológicos, cualquiera que sea su nivel, implican un intercam- bio continuo de sustancia y de energía. Los elementos más importantes que intervienen en el intercambio son el hidrógeno, oxígeno, carbono, nitrógeno, fósforo y azufre. Otros muchos elemen- tos también participan, pero en menor grado. La energía para estos procesos puede obtenerse de tres fuentes que a su vez sirven de criterio para clasificar los organismos que participan en cada caso: ‡ Radiación solar. ‡ Compuestos orgánicos. ‡ Compuestos inorgánicos. En la biosfera la fuente fundamental de energía es la radiación solar. Los organismos fotoautótrofos fijan una fracción pequeña de la energía so- lar mediante la formación de compuestos orgánicos de alto contenido ener- gético (CHO) y produciendo oxígeno. El hidrógeno lo obtienen del agua, el carbono del CO2 y el fósforo, nitrógeno y azufre de las sales disueltas. La disponibilidad de P y N generalmente es limitada, ya que el primero no es fácil de encontrar en forma disuelta y la forma en que el segundo es asimi- lado más fácilmente es como NH4+ y NO3±. Las restricciones en la disponi- bilidad de estos dos elementos, N y P, constituyen usualmente un factor limitante para la vida de los organismos autótrofos. Los compuestos de alto contenido de energía sintetizados por los orga- nismos autótrofos constituyen la fuente básica de energía de los heterótrofos para a su vez sintetizar moléculas más complejas, constitu- yentes de la masa celular, incluyendo las proteínas. Este proceso no es muy eficiente desde el punto de vista energético, y solo una fracción de la energía disponible aparece incorporada a la biomasa producida, el resto se pierde en forma de calor. 77

Menéndez Gutiérrez, C. y J. Pérez Olmo Fig. 3.1. Cadena alimentaria. Relación presa-depredador. Esta biomasa a su vez sirve como fuente de nutriente y energía (presa) a otros organismos que se alimentan de ella (depredador), y esta última es presa de otro depredador. Cada transformación presa-depredador va acompañada de intercambio y pérdida de la energía, aquella que se generó en la primera acción de los organismos fotoautótrofos. Cuando las transformaciones son tales que la energía contenida en el compuesto orgánico va reduciéndose, la vida de los organismos heterótrofos también se reduce y se transforma en otras formas de energía. En el tratamiento biológico de aguas residuales no se permite que la cadena de vida descrita anteriormente se desarrolle hasta sus últimas consecuencias, sino que llegado a un punto, la biomasa portadora de la energía es separada diariamente por procedimientos físicos. Los organismos quimioautótrofos obtienen la energía de la oxidación de los compuestos inorgánicos. En el campo del tratamiento de las aguas residuales cobran especial importancia dentro de este grupo las bacterias nitrificantes. Estos organismos son estrictamente aerobios y obtienen la energía de su acción oxidante sobre el NH4+ y el NO2±. En el tratamiento de las aguas residuales las bacterias nitrificantes cons- tituyen un vínculo muy importante en la eliminación del nitrógeno del agua al convertir el N-NH3 a N- NO ± y posteriormente, por medios adecuados, 3 inducir a los organismos heterótrofos a utilizar el NO3± en su metabolismo ± de material carbónico. En esta acción el NO 3 es reducido a N2 que escapa como gas. 3.2. METABOLISMO Los microorganismos requieren de una fuente de energía y carbono para la síntesis de nuevas células así como de nutrientes inorgánicos para sus diferen- tes funciones. El metabolismo es la combinación de un conjunto de transformaciones bioquímicas necesarias para la síntesis celular (anabolismo) y la producción de energía (catabolismo) que ocurren a través de procesos enzimáticos. De hecho, 78

Oxidación Biológica. Nitrificación los diferentes microorganismos pueden ser clasificados a partir de la forma en que obtienen el carbono y la energía. En el tratamiento biológico de aguas residuales la energía está presente inicialmente en los compuestos orgánicos carbonosos y nitrosos. Esta se con- vierte en otras formas con las consecuentes pérdidas de energía. La energía carbonosa es asimilada por los organismos heterótrofos, quienes descomponen los compuestos proteicos en sus constituyentes carbonosos y nitrosos. El amonio obtenido es utilizado a su vez como fuente de energía por las bacterias nitrificantes. 3.2.1. Mecanismo para la obtención de energía por los organismos La reacción global involucrada en el metabolismo de los microorganismos heterótrofos para la obtención de energía puede esquematizarse: Compuestos  O2 microorganismoso CO2  H2O  Nuevas  Energía orgánicos células En detalle lo que ocurre es que las sustancias orgánicas son descompuestas por la acción de los microorganismos dando lugar a la liberación de H+, CO2 y electrones. Se dice, por tanto, que la sustancia se oxida. Los electrones (e±) y el H+ liberados son transferidos a otra sustancia que, por tanto, es la aceptora de e±. Las reacciones de oxidación-reducción contem- plan la transferencia de electrones de una sustancia reducida (donador de e±) a una sustancia oxidada (consumidor de e±). El sustrato o alimento es la sustancia donante. El metabolismo heterótrofo utiliza los compuestos orgánicos como do- nantes de e±. En el autótrofo son los compuestos inorgánicos los donantes. Por otro lado, el aceptor de electrones depende de que el proceso ocurra en un medio aerobio, anóxico o anaerobio. Mientras que el oxígeno es el aceptor último o terminal de la cadena oxidación-reducción en un medio aerobio, el par nitrito-nitrato es el aceptor en medio anóxico y el CO2 y SO4± lo son en el anaerobio. La cantidad de energía liberada durante el proceso de oxidación reducción depende tanto del donante como del aceptor de electrones. Cuando el donante es carbonoso y el aceptor final es el oxígeno, la energía liberada es relativamen- te alta y 5 % mayor que cuando el aceptor1 es el NO2±o NO3±. La menor cantidad de energía liberada corresponde al CO2 y SO4± como aceptores de electrones. Una fracción de la energía liberada durante los procesos descritos anterior- mente es utilizada para la síntesis de nuevas células, y el resto está destinado a 79

Menéndez Gutiérrez, C. y J. Pérez Olmo satisfacer los requerimientos de la supervivencia y el desarrollo de la propia célula (figura 3.2). Cuando la materia orgánica es completamente oxidada a CO2 y el O2 es el aceptor de e±, la masa de oxígeno consumida da la medida estequiométrica de los moles de e± transferidos. De aquí, la capacidad de cualquier sustrato como donante de e± puede ser medida en términos de oxígeno requerido para oxidar la materia orgánica a CO2, este es el fundamento de la DQO. Aun cuando no es objetivo de este texto profundizar en las reacciones metabólicas, se ha considerado oportuno esquematizar en la figura 3.3 las suce- sivas etapas de oxidación reducción que ocurren desde que la materia orgánica es inicialmente oxidada hasta que los electrones son transferidos hacia el último aceptor. Fig. 3.2. Energía liberada durante la oxidación del sustrato y su trans- formación. De acuerdo con el esquema de la figura 3.3, la energía almacenada en la materia orgánica AH2 se libera durante la oxidación biológica por dehidrogenación del sustrato mediante la acción del NAD (dinucleótido de nicotinamida y de adenina). El FAD (flavin adenín-dinucleótido) es una flavoproteína que además de transportar hidrógeno, es un intermediario entre las deshidrogenasas y los citocromos para el transporte de electrones. Por su parte, los citocromos son proteínas transportadoras de electrones que se encuentran solamente en las células aerobias. Como se aprecia en el esquema, se han representado tres puntos de produc- ción de ATP (trifosfato de adenosina) a partir de ADP (difosfato de adenosina). El ATP es el transportador de energía química más importante de las células de todas las especies vivientes. A medida que el ATP transfiere su energía a otras 80

Oxidación Biológica. Nitrificación moléculas, se transforma en ADP. Este a su vez, acepta energía química de las transformaciones que le preceden y se transforma nuevamente en ATP, ya sea a expensas de organismos autótrofos o heterótrofos. Fig. 3.3. Esquema de los procesos redox hasta la transferencia de elec- trones al último aceptor. Metabolismo aerobio, anaerobio y anóxico. De esta manera, las reacciones con el último aceptor y la energía asociada a ellas pueden resumirse como se muestra a continuación: (aerobio) AH2 + O2 CO2 + H2O + E1 (3.2) (anóxico) AH2 + NO3± N2 + H2O + E2 (3.3) AH2 + SO4± H2S + H2O + E3 (3.4) (anaerobio) AH2 + SO4± H2S + H2O + E4 (3.4) AH2 + CO2 CH4 + H2O + E5 (3.5) AH2 + B BH2 + A + E6 (3.6) 81

Menéndez Gutiérrez, C. y J. Pérez Olmo donde: E1 > E2 > E3 > E4 > E5 > E6 puede apreciarse además que la reducción del sulfato ocurre tanto en los procesos anaerobios como en los anóxicos, aunque en los segundos se redu- cen preferentemente los nitratos antes que los sulfatos. ElATP y la actividad dehidrogenasa son los mejores indicadores de la biomasa activa en los procesos de tratamiento biológico.2 3.3. BIODEGRADABILIDAD DE LAS AGUAS RESIDUALES La purificación biológica puede ser aplicada efectivamente solo en aquellos casos en los que el agua residual contenga compuestos orgánicos biodegradables. 3.3.1. Condición de degradación biológica de compuestos orgánicos Los compuestos orgánicos solubles presentes en aguas residuales pueden ser clasificados en cuatro grandes grupos de acuerdo con su condición de de- gradación biológica y toxicidad: ‡ Compuestos biológicamente degradables y no tóxicos (sacáridos, aminoácidos, ácidos grasos). ‡ Compuestos biológicamente degradables, pero tóxicos a altas concentracio- nes (fenol, formaldehído). ‡ Compuestos no degradables biológicamente y no tóxicos (ácido húmico, áci- dos lignosulfónicos, colorantes azo). ‡ Compuestos no degradables biológicamente y tóxicos a bajas concentracio- nes (pesticidas, DDT). Un agua residual en la que todos sus constituyentes son biodegradables no tóxicos o solamente tóxicos a altas concentraciones tiene una relación DBO5/DQO en el intervalo de 0,55-0,70. Esta relación es un buen indicador de la posibilidad del tratamiento biológico de un agua residual dada. Mien- tras más baja es esta relación, mayor será la proporción de compuestos no degradables en el agua residual. Si la relación es 0,2 ó menor, se está en presencia de un agua residual constituida, fundamentalmente, por compues- tos no degradables por medios biológicos, en este caso, la purificación bioló- gica sola no es suficiente. Las causas por las que un compuesto puede ser no biodegradable son diversas y no todas conocidas. Los compuestos constituidos por cadenas 82

Oxidación Biológica. Nitrificación alifáticas son degradables, sin embargo, el crecimiento de estas es disperso. Crecimiento disperso de las cadenas alifáticas: CH2«&+2)X±CH3 CH2«&+2)X²CH3²CH3 SO3Na CH2 CH2-(CH2)-CH3 SO3Na Degradable No degradable Otra causa de no biodegradabilidad de un compuesto puede encontrarse en la sustitución de un anillo aromático. Mientras que el 2,4-dinitrofenol pue- de ser degradable biológicamente, la sustitución del grupo nitro de la posi- ción cuatro a la seis hace al compuesto no biodegradable. Sustituciones en el anillo aromático OH OH NO2 NO2 O2N NO2 No degradable Degradable En general, los compuestos de alta masa molecular y/o de estructura com- pleja son no biodegradables o de difícil degradación. En estos casos, es más aconsejable el empleo de métodos físico-químicos de tratamiento. En la figura 3.4 se muestran los resultados obtenidos al analizar por cromatografía de gel un agua residual antes y después de ser sometida a un tratamiento biológico.3 En la parte (a) de la figura se aprecian dos picos que caracterizan a compuestos de alta masa molecular (1) y compuestos de baja masa molecular (2). En (b), puede observarse que después de un tratamiento biológico, la curva que caracteriza a los compuestos de baja masa molecular ha desaparecido, pero persiste la de aquellos de mayor masa molecular, y que no son removidos mediante este tipo de tratamiento. Los compuestos orgánicos remanentes en un agua residual que ha sido sometida a un buen tratamiento biológico (DBO5 soluble  10 mgL±) son fundamentalmente no biodegradables y fácilmente determinados con la DQO. Estos compuestos pueden clasificarse en dos subgrupos (figura 3.5). El pri- 83

Menéndez Gutiérrez, C. y J. Pérez Olmo mer subgrupo está constituido por la fracción no biodegradable contenida en el residual original y que pasa a través del tratamiento sin experimentar ningún cambio (DQOND). Al segundo subgrupo pertenecen aquellos com- puestos que son producidos por los propios microorganismos que realizan la acción depuradora, como consecuencia de su metabolismo. Su concentra- ción varía entre 1 y 5 % de la DQO que es removida. Fig. 3.4. Curva de elusión de cromatografía de gel. a) Antes del trata- miento biológico, b) después del tratamiento biológico. 84

Oxidación Biológica. Nitrificación Debe ser destacado que durante el tratamiento biológico solo se remueven aquellos compuestos de relativa baja masa molecular. DQOD + DQOND (0,01-0,05) DQOD + DQOND Fig. 3.5. Clasificación de los compuestos de acuerdo con su biodegrada- bilidad. 3.3.2. Purificación biológica de las aguas residuales Cuando un agua residual se pone en contacto con los microorganismos pre- sentes en la unidad de tratamiento, los compuestos orgánicos pueden ser remo- vidos a través de diversos mecanismos. Los sólidos suspendidos y coloidales son removidos por adsorción y coagulación. Si son degradables, son hidrolizados por las exoenzimas. Los productos de esta hidrólisis son enzimáticamente transportados al interior de las células. Si son inertes, pasan a constituir la fracción inerte de la biomasa. Por su parte, los compuestos que aunque solubles son de alta masa molecular deben también ser previamente hidrolizados antes de que puedan transportarse a través de la membrana bacteriana. Los compuestos de baja masa molecular son transportados directamente al interior de las células por las enzimas correspondientes. Los compuestos orgánicos removidos de las aguas residuales son par- cialmente oxidados, y utilizados en parte en la síntesis de constituyentes de las células y en nuevas células (figura 3.6). Los principales productos de la oxidación son CO2, H2O y NH3. El propósito fundamental de esta oxidación es obtener la energía necesaria para las reaccio- nes de síntesis. En principio los productos de la síntesis se almacenan como 85

Menéndez Gutiérrez, C. y J. Pérez Olmo productos de reserva (polisacáridos, lípidos). Con posterioridad son utilizados para la constitución de nuevas células. Fig. 3.6. Mecanismo de la oxidación biológica. No obstante que la producción de biomasa generalmente no es el objetivo del tratamiento biológico de los residuales (aunque puede serlo en alguna situa- ción particular), su formación en cierta cantidad es inevitable. En procesos aerobios Mc Carty1 ha obtenido valores de rendimiento (Y) (biomasa produci- da/DBO removida), que varían entre 0,30 y 0,51 para glucosa, anilina, lactato y acetato. Por otra parte, Servizi y Bogan4 han presentado valores de rendimiento GHSDUDXQDYDULHGDGGHFRPSXHVWRVPLHQWUDVTXH(FNHQIHOGHU\\2¶&RQQRU 5 muestran valores de este parámetro entre 0,37 y 0,46 para muchos compuestos biodegradables. Para los procesos anaerobios, como la producción de energía es menor, también es menor la cantidad de esta que se dedica a la producción de biomasa. En estos casos, el rendimiento apenas alcanza valores comprendidos entre 0,032 y 0,27.6 3.3.3. Sustrato exógeno y endógeno Teniendo en cuenta que los compuestos orgánicos contenidos en el agua residual sirven como fuente de energía a los microorganismos, son denominados sustratos. Los sustratos se clasifican como exógenos (fuera de la célula bacteriana) y endógenos (en el interior de la célula bacteriana). Cuando el sustrato exógeno se agota, los microorganismos oxidan el sustrato endógeno. En una primera etapa estos sustratos endógenos sirven como material de reserva y cuando se agota, comienza la oxidación de las proteínas. Si los microorganismos constituyentes de la biomasa se mantie- 86

Oxidación Biológica. Nitrificación nen durante un cierto tiempo sin sustrato exógeno, muchos de ellos morirán. La masa remanente puede llegar a contener menos del 10 % en peso de organismos vivos, y será relativamente estable a la descomposición poste- rior. Este fenómeno es utilizado en la práctica para la estabilización aerobia de los lodos. La oxidación del sustrato exógeno puede ser descrita según la ecuación: CxHyOz  ¨§© X  1  1 Z ·¹¸O2 o X CO2  1 H2O (3.7) Y 2 Y 4 2 La oxidación del sustrato endógeno puede representarse: C5H7 NO2  5 n O2 o 5 n CO2  2 n H2O  n NH3 (3.8) La fórmula empírica C5H7NO2 representa la composición media de la materia volátil celular.7 Esta biomasa contiene 12,3 % de nitrógeno y teóricamente requiere 1,42 g de oxígeno por cada gramo de biomasa totalmente oxidado. Aunque la fórmula empírica anterior, de Hoover y Porges, es la más difundida, hay muchas otras que también se utilizan. No obstante en la práctica el equivalente de oxígeno de biomasa volátil varía en el intervalo comprendido entre 1,3 y 1,5 gg±. 3.4. CINÉTICA DEL CRECIMIENTO BIOLÓGICO Y REMOCIÓN DE SUSTRATO 3.4.1. Crecimiento y multiplicación de microorganismos Cultivo discontinuo de poblaciones puras de microorganismos Cuando los microorganismos se ponen en contacto con un sustrato al cual están bien adaptados, crecen y se multiplican. Si se parte de presuponer que para el tiempo inicial t = 0 la concentra- ción de microorganismos es X0, después de un cierto tiempo la concentración inicial se duplica. El tiempo de duplicación, tg, es llamado tiempo medio de generación. Después de transcurrido el tiempo de generación t = tg, los microorganismos se duplican nuevamente. Esto puede demostrarse mediante el esquema siguiente: t=0 X0 tg 2X0 21X0 22X0 2tg 4X0 23 X0 2n X0 3tg 8 X0 n tg 87

Menéndez Gutiérrez, C. y J. Pérez Olmo Así para el tiempo t = ntg la concentración de microorganismos será: t (3.9) Xt 2n X0 2 tg X 0 Aplicando logaritmos a la ecuación 3.9: t (3.10) ln Xt tg ln 2  ln X0 Escribiendo: ȝ ln 2 0,69 (3.11) tg tg Sustituyendo en la ecuación 3.10 se obtiene, (3.12) ln X t ȝW  ln X 0 La ecuación 3.12 también puede escribirse: Xt X0 e ȝt (3.13) Conociendo el valor de P se puede, mediante la ecuación 3.13, calcular el valor de la concentración de microorganismos a cualquier tiempo t. Diferenciando con respecto al tiempo la ecuación 3.13, se obtiene la ecua- ción cinética general de crecimiento. dX 1 dX (3.14) ȝ; ȝ dt X dt El término P es denominado velocidad específica de crecimiento. A partir de la ecuación 3.14 puede concluirse que P solo depende del tiempo de generación, tg, de un microorganismo dado. Sin embargo, esta conclusión es válida solamente para altas concentraciones de sustrato. Para bajas concentraciones de sustrato, P se hace dependiente de la misma de acuerdo con la bien conocida ecuación de Jacques Monod: S (3.15) ȝ ȝmáx KS  S donde: S: concentración de sustrato limitante (mgL±). Pmáx: Velocidad específica de crecimiento máxima h±. KS: Constante de saturación (mgL±). KS: VS = S para P = ½ P máx 88

Oxidación Biológica. Nitrificación Fig. 3.7. Representación gráfica de la ecuación de Monod. Combinando las ecuaciones 3.14 y 3.15, se obtiene que: dX S (3.16) dt ȝmáx KS  S X Aquí se aprecia que la velocidad de crecimiento de los microorganismos es función de su concentración y de la concentración de sustrato. Cuando el sustrato se encuentra en condiciones lo suficientemente altas como para que su variación no afecte la velocidad de crecimiento, la ecuación 3.16 se transforma: dX (3.17) dt ȝmáx X O sea, que la velocidad de crecimiento en un instante dado es solo función de la concentración de microorganismos multiplicado por la velocidad específi- ca máxima de crecimiento. Todo el desarrollo anterior fue logrado inicialmente para cultivos puros y sustratos de un solo componente. Sin embargo, su uso se ha extendido para el caso de cultivos mixtos y sustratos multicomponentes, que es la situación que prevalece durante el tratamiento biológico de aguas residuales. Cultivo de poblaciones mixtas de microorganismos La dinámica poblacional de los cultivos es un proceso complejo y no totalmente conocida aún. Al aplicar la ecuación de Monod a cultivos mixtos, debe tenerse en cuenta que las constantes de crecimiento P máx y KS representan valores promedio de las constantes de crecimiento de las especies individuales y de su proporción en el cultivo. Los cambios en la población se reflejan en cambios en las constantes de crecimiento. 89

Menéndez Gutiérrez, C. y J. Pérez Olmo Fig. 3.8. Relación entre Pmax y KS para varios sustratos. 1. Glucosa 2. Sorbitol. 3. Sacarosa. 4. Histidina. 5. Galactosa. 6. Lactosa. En la figura 3.8 se muestra que mientras mayor es el valor de KS mayor es Pmáx. Sin embargo, hay compuestos para los que no se ha hallado correlación. Tal es el caso, por ejemplo, de los ácidos acético y propiónico y la fenilalanina. Por otro lado los ácidos glutámico y cérico muestran relaciones inversas. Fig. 3.9. Relación entre P y la concentración de sustrato para dos microorganismos. A modo de ejemplo de lo anterior puede citarse un caso extremo de un cultivo formado por dos especies de microorganismos denominados por A y B (figura 3.9), cuando se utiliza la lactosa como sustrato. La especie A tiene un valor de P máx = 0,2 h± y KS = 1 mgL±. Para la especie B estos valores son respectivamente, 0,5 h± y 50 mgL±. 90

Oxidación Biológica. Nitrificación En la figura 3.9 puede apreciarse además que para bajas concentraciones de sustrato la velocidad de crecimiento de la especie A es mayor que la de B. Consecuentemente, la proporción de A en el cultivo será mayor que la de B. Para concentraciones de sustratos cercanas a 35 mgL± (punto de intersección de ambas curvas), ambas especies alcanzan la misma velocidad de crecimiento y su proporción en el cultivo mixto es la misma. A altas concentraciones la especie B alcanza mayor velocidad de crecimiento, y consecuentemente se encontrará en mayor proporción. El significado práctico de esta conclusión teórica es que queda demos- trada una de las formas en las que se puede inhibir o evitar el crecimiento de algunos microorganismos indeseables en la unidad de tratamiento, por ejemplo, los filamentosos en los procesos de lodo activado y lagunas aereadas. 3.4.2. Cinética de la remoción de los compuestos orgánicos de las aguas residuales mediante cultivos mixtos Durante años se han desarrollado diferentes modelos matemáticos para explicar el mecanismo de remoción de la DBO en los procesos de trata- mientos biológicos.8, 9 Todos estos modelos coinciden en que la velocidad de remoción de DBO por unidad de biomasa (' DBO/SSV.t) es constante cuando se tienen valo- res altos de la DBO. Esta velocidad específica de remoción de la DBO se mantiene constante hasta que se alcanza un valor de concentración de DBO, a partir del cual la velocidad de remoción se hace dependiente de la concen- tración y decrece con ella. Hay otros casos en los que ha quedado demostrado que la remoción de sustrato (DBO ó DQO) sigue una cinética de orden cero, o sea, es indepen- diente de la concentración de DBO ó DQO en todo el intervalo de concen- tración.10 Uno u otro comportamiento se debe a que el contaminante esté constituido por una mezcla de sustancias o por una sola sustancia. Para el estudio cinético de la remoción de la DBO es conveniente clasi- ficar los sustratos como: ‡ Sustratos de un solo componente que pueden ser transportados directa- mente al interior de la célula. ‡ Sustratos multicomponentes, constituidos por una mezcla de sustratos sim- ples. 91

Menéndez Gutiérrez, C. y J. Pérez Olmo Sustratos de un solo componente Como ya ha sido expresado, la remoción de sustrato de una solución, siem- pre va acompañada de crecimiento de biomasa, existiendo una relación mate- mática que vincula ambos fenómenos: dX dS (3.18) Y dt dt donde: Y: Constante de rendimiento o de producción de biomasa (gg±). A partir de la ecuación que describe el crecimiento de biomasa en función de la concentración de sustrato, dX S dt ȝm KS  S X y de la ecuación 3.18, puede obtenerse: dS ȝm X S (3.19)  dt Y KS  S en tratamiento de residuales es frecuente encontrar que KS  S, y la ecuación 3.19 queda: dS ȝm X (3.20)  dt Y o también: dS (3.21) KX dt donde:  K ȝm d 1 Y De acuerdo con la ecuación 3.21 los sustratos de un solo componente son removidos siguiendo una cinética de orden cero con respecto a la concentración de sustrato (figura 3.10). 92

Oxidación Biológica. Nitrificación Fig. 3.10. Variación de la concentración de DBO con respecto al tiempo, para sustratos de un solo componente. Sustratos multicomponentes La casi totalidad de las aguas residuales están constituidas por sustratos multicomponentes, o sea, una mezcla de compuestos que integralmente se re- portan como DBO ó DQO. Cada uno de los compuestos que conforman el residual está presente en concentraciones distintas, y se remueven de acuerdo con una cinética de orden cero aunque a distintas velocidades, como se ilustra en la figura 3.11(a), donde cada recta representa la variación, con respecto al tiempo, de la DQO de cada uno de los constituyentes individuales. En la figura 3.11(b) se aprecia que para un tiempo cualquiera la velocidad de remoción del sustrato multicomponente y la concentración total del sustrato (ex- presada como DQO) es la suma de las velocidades de remoción de los sustratos simples y de la concentración de los sustratos respectivamente. En la medida que un sustrato simple se agota, la velocidad de remoción disminuye instantá- neamente, dando origen a un punto de ruptura en la curva de remoción. Si el número de componentes es suficientemente alto, como es el caso de la práctica del tratamiento de las aguas residuales, el punto de ruptura puede ser sustituido por una disminución suave. Esta curva puede ser descrita por una ecuación diferencial general que representa la cinética de una reacción química simple: dS kn X 0 S n (3.22)  dt donde: dS : Velocidad de remoción (mgL±d±). dt kn: Constante de velocidad de remoción (d±). 93

Menéndez Gutiérrez, C. y J. Pérez Olmo S: Concentración de DBO ó DQO (mgL±). X0: Concentración inicial de biomasa (mgL±). n: Orden de la reacción. Este tipo de ecuación ha sido aplicada durante años para los procesos microbiológicos. Sin embargo, el punto débil en la aplicación de esta ecuación, es que presupone un incremento en la velocidad de remoción ante cualquier incremento en la concentración de sustrato. Experimentalmente ha quedado demostrado que si se incrementa la con- centración de un sustrato multicomponente, y se mantiene constante la propor- ción de cada componente en el sustrato, no se apreciará incremento en la velocidad de remoción. De la figura 3.11 se aprecia que la velocidad instantánea de remoción de un sustrato multicomponente está relacionada con el número de sustratos simples remanentes. Fig. 3.11. Ejemplo teórico de remoción de sustratos multicomponentes. 94

Oxidación Biológica. Nitrificación Al considerar la velocidad de remoción inicial, que es constante para un cultivo y mezclas de sustratos específicos, puede expresarse la velocidad en función de número de componentes remanentes en relación con la situación original. Así: r f ©¨§ m ¸·¹ (3.23) M donde: M: Número de componentes inicialmente presentes. m: Número de componentes individuales remanentes. r: Velocidad de remoción relativa. En general, lo que ocurre es que no se conoce el número de componentes originalmente presentes, ni la ley que describe su remoción de la mezcla. Suponiendo un número grande de componentes, puede sustituirse el número de componentes por la concentración. La función f expresa además, en alguna forma, el decrecimiento de la velo- cidad de remoción causada por el número reducido de componentes y, por tanto, la disminución de la concentración total de sustrato con el tiempo. Para reflejar esto, un exponente similar al de orden de reacción puede utilizarse. La ecuación cinética se puede expresar: dS kn X 0 §¨ S ¸·n kn X0 Sn (3.24)  © S0 ¹ S0n dt donde: S0: Concentración inicial de DBO ó DQO. S: Concentración final de DBO. X0: Concentración de biomasa. kn: Velocidad específica de remoción de DBO. n: Orden de la reacción. La ecuación 3.24 también puede expresarse, ǻ6 k §¨ S ·¸ n (3.25) ș ˜ X © S0 ¹ ș V Q 95