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BIOINGENIERÍA DE AGUAS RESIDUALES TEORÍA Y DISEÑO SEGUNDA EDICIÓN ALVARO OROZCO JARAMILLO 1 ÁLVARO OROZCO JARAMILLO [email protected] Nació en Medellín, Colombia (1948), es Ingeniero Civil de la Escuela de Minas de la Universidad Nacional (1971) y Master of Science en Ingeniería Sanitaria de The Pennsylvania State University (1976). Ha trabajado profesionalmente en los campos de tratamiento de aguas, desechos sólidos, ingeniería ambiental y calentamiento global. Ganador del premio Diódoro Sánchez de la Sociedad Colombiana de Ingenieros en 1986 y de la Mención de Honor del mismo premio en 1981, también fue galardonado con el Premio al Mérito “Año Mundial del Agua” en el año 2003 por la Comisión de Ingeniería Sanitaria y Ambiental de la misma SCI, Categoría Académico-Investigador. Consultor internacional del Banco Mundial, el BID y otras instituciones en Brasil, Argentina, Uruguay, Bolivia, Centro América, El Caribe, Perú y Colombia. Profesor de la Universidad de los Andes durente veinte años y de la Universidad de Antioquia (1976 a 1982). Autor de los libros de texto “Bioingeniería de Aguas Residuales” (2005), “Desechos Sólidos” (1980) y coautor de “Tratamiento Biológico de las Aguas Residuales” (1985). Su último libro es “Sustainable Treatment and Reuse of Municipal wastewater” (2012), escrito con Menahem Libhaber y publicado por la International Water Association (IWA, London, UK). Autor de numerosos artículos y trabajos en el campo de la Ingeniería Sanitaria y Ambiental, fue Miembro del Comité Científico del "VI International Conference on Anaerobic Digestion", Sao Paulo, Brasil (1991) y miembro del "Expert Panel for the Matanza-Riachuelo Sustainable Development Project" del Banco Mundial, Buenos Aires, Argentina, (2011, 2013). Recientemente realizó como consultor del Banco Mundial el “Predimensionamiento del Reuso de las Aguas Residuales con Embalses de Estabilización de Viacha, Tarija y Cochabamba” en Bolivia (2011-2012). BIOINGENIERÍA DE AGUAS RESIDUALES TEORÍA Y DISEÑO SEGUNDA EDICIÓN ÁLVARO OROZCO JARAMILLO Copyright © 2014 Alvaro orozco Jaramillo Copyright © 2014 ACODAL All rights reserved. ISBN: ISBN-13: DEDICACIÓN A mis hijas Fernanda y Lina, niñas de mis ojos. A mis nietos Friedrich y Martín Viertel Orozco, a quienes adoro e iluminan mi vida con su sola presencia. TABLA DE CONTENIDO PREFACIO A LA SEGUNDA EDICIÓN i NOMENCLATURA PARTE 1: TEORÍA 1 2 INTRODUCCIÓN 1 1.1 Antecedentes 1.2 Historia del tratamiento de las aguas residuales 1.3 Parámetros de calidad de las aguas 1.3.1 Materia Orgánica 1.3.2 Oxígeno Disuelto 1.3.3 Demanda Bioquímica de Oxígeno DBOC DBON Fraccionamiento de la DBO 1.3.4 Demanda Química de Oxígeno Fraccionamiento de la DQO 1.3.5 Sólidos 1.3.6 pH 1.3.7 Nitrógeno 1.3.8 Fósforo 1.3.9 Azufre 1.3.10 Composición típica de las aguas residuales 1.4 Contaminación de las aguas 1.5 ¿Qué es el diseño? 1 5 12 12 14 16 19 23 24 24 26 27 28 30 30 31 32 32 40 TEORÍA DEL TRATAMIENTO BIOLÓGICO 45 2.1 Generalidades 2.2 Microbiología 2.2.1 Virus 45 51 52 TABLA DE CONTENIDO 2.2.2 2.2.3 2.2.4 2.2.5 2.3 2.4 2.5 3 Relación Área/Volumen Energía Bacteria Otros tipos de microorganismos Hongos Algas Protozoos 2.2.6 Crecimiento relativo de microorganismos Bioquímica del tratamiento biológico de las Aguas Residuales 2.3.1 Enzimas 2.3.2 Bioenergética 2.3.3 Fermentación 2.3.4 Respiración aerobia 2.3.5 Respiración anaerobia 2.3.6 Biosíntesis 2.3.7 Digestión anaerobia Cinética y estequiometría 2.4.1 Crecimiento bacterial y oxidación biológica 2.4.2 Cinética 2.4.3 Estequiometría Discusión de la teoría del TAR 2.5.1 Actividad y Viabilidad 2.5.2 Cargas transientes 53 55 56 60 61 61 63 64 68 70 73 75 78 83 85 91 93 96 98 124 134 141 145 TEORÍA DE LA DIGESTIÓN ANAEROBIA 157 3.1 Antecedentes 3.2 Marco Teórico 3.2.1 Bioquímica 3.2.2 Termodinámica 3.2.3 Microbiología 3.2.4 Estequiometría 3.2.5 Cinética 3.2.6 Algunos aspectos cinéticos 157 158 159 161 165 167 172 175 v BIOONGENIERÍA DE LAS AGUAS RESIDUALES 3.2.7 Granulación 176 4 MODELACIÓN MATEMÁTICA 185 4.1 Introducción 4.1.1 Remoción de Sustrato 4.1.2 Producción de Biomasa 4.1.3 Consumo de oxígeno y producción de metano 4.2 Coeficientes cinéticos y estequiométricos 4.2.1 Constantes de reactores de flujo continuo 4.2.2 Constantes de reactores por lotes 4.2.3 Efectos de la temperatura 4.3 Aireación y transferencia de masa 4.3.1 Teoría de las dos capas 4.3.2 Obtención del coeficiente KLa 4.4 Tratamiento en medio suspendido 4.4.1 Sistema completamente mezclado 4.4.2 Edades de lodos extremadamente altas 4.4.3 Flujo pistón 4.4.4 Reactores completamente mezclados en serie 4.4.5 Reactores con flujo disperso 4.4.6 Lagunas de estabilización 4.5 Nitrificación y Desnitrificación 4.6 Tratamiento con lecho fijo 4.6.1 Filtros percoladores 4.6.2 Biodiscos o contactores biológicos rotatorios 4.7 Tratamiento Anaerobio 185 186 188 189 191 193 208 217 221 221 225 229 230 239 243 249 253 254 256 259 260 268 270 PARTE 2: DISEÑO 5 DESCRIPCIÓN GENERAL DE LAS AGUAS RESIDUALES 5.1 5.2 Esquema general del tratamiento Tratamiento Aerobio 5.2.1 Aguas residuales domésticas vi 283 283 286 288 TABLA DE CONTENIDO 5.2.2 Aguas residuales industriales 5.3 Tratamiento anaerobio 5.3.1 Aguas residuales domésticas 5.3.2 Aguas residuales industriales 5.4 Manejo de lodos 5.4.1 Lodos primarios 5.4.2 Lodos secundarios parcialmente digeridos 5.4.3 Lodos digeridos 5.5 Manejo de gases 5.5.1 Gases superficiales 5.5.2 Gases metanogénicos 6 ECUACIONES FUNDAMENTALES DE DISEÑO 6.1 Esquema básico del tratamiento biológico Parámetros de diseño 6.2 Definición de parámetros de diseño 6.2.1 Tratamiento en medio suspendido Tiempo de detención hidráulico Tiempo de retención celular Carga orgánica Índice volumétrico de lodos Carga volumétrica Carga orgánica superficial Producción de lodos 6.2.2 Tratamiento en medio fijo Área neta Carga hidráulica Carga orgánica volumétrica 6.2.3 Sedimentadores y espesamiento Tasa de desbordamiento superficial Carga superficial de sólidos 6.3 Parámetros empíricos de diseño 6.4 Ecuación básica de la bioconversión vii 291 293 294 297 299 300 301 302 302 303 303 307 307 308 309 309 310 314 315 320 320 321 327 327 328 328 328 329 329 331 331 BIOONGENIERÍA DE LAS AGUAS RESIDUALES 6.5 6.6 6.7 6.8 6.9 Producción de Biomasa 6.5.1 Aerobia 6.5.2 Anaerobia Remoción de sustrato 6.6.1 Lawrence & McCarty 6.6.2 Orozco Ecuaciones de diseño 6.7.1 Tratamiento en medio suspendido Completamente mezclado Completamente mezclado en serie Flujo pistón Lagunas de estabilización 6.7.2 Tratamiento en medio fijo Filtros biológicos Biodiscos Condiciones ELEA Ecuaciones para el suministro de oxígeno 7 PRETRATAMIENTO, SEDIMENTACIÓN Y MANEJO DE LODOS 7.1 Flujograma 7.2 Caudales y carga de diseño 7.3 Descripción de unidades de Pretratamiento 7.3.1 Desbaste 7.3.2 Tamizado 7.3.3 Desarenador 7.3.4 Medición de flujo 7.3.5 Igualación y homogeneización 7.3.6 Neutralización 7.3.7 Adición de nutrientes 7.3.8 Acidificación 7.4 Sedimentación y flotación 7.4.1 Sedimentación primaria 7.4.2 Sedimentación secundaria viii 333 333 334 335 335 337 338 339 339 343 344 345 346 346 348 350 351 355 355 357 361 362 364 366 367 370 376 377 380 386 387 389 TABLA DE CONTENIDO 7.4.3 Separación de grasas y aceites API DAF 7.5 Diseño de manejo de lodos 7.5.1 Espesamiento 7.5.2 Deshidratación 7.6 Variables de diseño para manejo de gases 7.6.1 Producción de gases 7.6.2 Biofiltros 7.6.3 Requerimientos de alcalinidad 8 DISEÑO DE REACTORES Y DIGESTORES Reactores en medio suspendido 8.1 Introducción 8.2 Lodos Activados 8.2.1 Descripción del proceso 8.2.2 Tipos de procesos Método convencional Completamente mezclado Aireación decreciente Aireación escalonada Estabilización por contacto Alta tasa Aireación extendida Zanjas de oxidación Aireación de alta tasa Oxígeno puro Selectores 8.2.3 Parámetros empíricos 8.2.4 Requerimientos Ambientales 8.2.5 Métodos de diseño Aproximación cinética Aproximación ingenieril Aireación ix 407 407 411 417 420 422 428 428 430 432 435 435 435 439 439 443 443 444 445 445 446 448 448 449 449 450 450 452 454 455 456 463 468 BIOONGENIERÍA DE LAS AGUAS RESIDUALES 8.3 Nitrificación-Desnitrificación 8.3.1 Generalidades 8.3.2 Descripción del proceso 8.3.3 Métodos de diseño 8.4 Lagunas aireadas 8.4.1 Generalidades 8.4.2 Consideraciones de diseño 8.4.3 Método de diseño 8.5 Lagunas de estabilización 8.5.1 Generalidades 8.5.2 Consideraciones de diseño 8.5.3 Método de diseño 8.6 Tratamiento anaerobio 8.6.1 Reactores UASB 8.6.2 Reactor anaerobio a pistón, RAP Tratamiento biológico en lecho fijo 8.7 Introducción 8.8 Filtros biológicos 8.8.1 Descripción del proceso 8.8.2 Tipos de proceso 8.8.3 Método de diseño 8.8.4 Aproximación cinética 8.8.5 Requerimientos de aire 8.8.6 Aproximación empírica (parámetros) 8.8.7 Operación 8.9 Discos biológicos rotatorios 8.9.1 Descripción del proceso 8.9.2 Método de diseño Digestores 8.10 Introducción 8.10.1 Digestión anaerobia 8.10.2 Digestión aerobia ÍNDICE x 474 474 476 479 487 487 488 492 497 497 499 500 507 508 515 520 520 521 521 524 527 527 530 533 536 537 537 539 544 544 546 550 TABLA DE CONTENIDO PREFACIO A LA SEGUNDA EDICIÓN En la segunda edición del libro "BIOINGENIERÍA DE AGUAS RESIDUALES: TEORÍA Y DISEÑO", se siguieron los mismos principio generales de la primera edición. Sin embrago, se hizo una revisión general del texto, se aumentaron algunas secciones y se adicionaron otras, se mejoró notablemente la edición y diagramación, se ampliaron y clarificaron los ejemplos, en fin, se actualizó todo el texto al estado del arte actual. El lector podrá tener incluso la impresión en algunos apartes de que se trata de un libro diferente. Originalmente el libro fue escrito pensando primordialmente en el diseño. Y así se mantiene en esta edición. Ahora, para hacer posible el desarrollo de estos procedimientos, es necesario proveer los fundamentes y proporcionar las herramientas de modelación matemática, antes de entrar a discutir los métodos de ingeniería necesarios para realizar el diseño completo de una Planta de Tratamiento de Aguas Residuales. El libro puede ser utilizado como texto para cursos avanzados en Procesos Unitarios y Diseño de Plantas, y para ello tiene dos partes claramente definidas: (i) Teoría: que se desarrolla en los primeros cuatro capítulos y (ii) Diseño: que se explica en los cuatro capítulos restantes. La segunda parte está dirigida también a ingenieros practicantes, pues desarrolla principalmente las metodologías de diseño de las plantas, con ejemplos prácticos, muchos de ellos tomados de la vida real. Los capítulos de diseño fueron escritos con la lente de la costoefectividad desde el punto de vista de la economía en el proceso, no en los materiales y equipos, es decir procurando hacer más con menos recursos, metodología muy en boga en la actualidad en todas las ramas de la ingeniería civil y ambiental. De esta manera espero estar proporcionando un libro de texto y de consulta, escrito para ser entendido sin disminuir el rigor necesario en temas tan complejos como el que nos ocupa, y que se presenta como producto de una vida dedicada a esta materias, como profesor, investigador, consultor, diseñador y constructor. xi BIOONGENIERÍA DE LAS AGUAS RESIDUALES La Primera Parte, dedicada a la teoría, tiene cuatro capítulos que contienen los fundamentos bioquímicos, microbiológicos, cinéticos y estequiométricos necesarios para el entendimiento de los procesos unitarios del tratamiento de las Aguas Residuales. En esta Parte se desarrollan y analizan las ecuaciones de diseño y se hace una introducción avanzada a la modelación matemática de los procesos de tratamiento de Aguas Residuales. También se incluye un capítulo enteramente dedicado al Tratamiento Anaerobio de las Aguas Residuales, tema éste que se desarrolló hasta alcanzar nivel de práctica en ingeniería en las últimas dos décadas. La Segunda Parte, que consta también de cuatro capítulos, se dedica al diseño, con un capítulo introductorio (Capítulo 5) dedicado a los Diagramas de Flujo de los diversos procesos aerobios y anaerobios para las Aguas Residuales Doméstica e Industriales, que servirán de guía a los ingenieros en la preparación de sus proyectos. El Capítulo 6 está dedicado a los parámetros de diseño, en el cuál se presentan las ecuaciones de diseño necesarias. El Capitulo 7 desarrolla los procedimientos de diseño, con ejemplos, de todos los procesos necesarios en una Planta de Tratamiento de Aguas Residuales, exceptuando los reactores y digestores que se deja para el capítulo final. De este modo el ingeniero y el estudiante encontrarán una herramienta a la vez práctica y rigurosa para efectuar los diseños que la vida real les requiera. No quiero dejar pasar la oportunidad para agradecer a los que han tenido que ver en la realización del presente libro. Primero quiero agradecer a mi esposa Beatriz, por su paciencia y entendimiento con las horas robadas a la vida familiar por causa del libro, y a su colaboración directa en la preparación del manuscrito. También doy parte de gratitud a mis profesores de universidad y a mis alumnos durante mi vida académica y profesional, que han contribuido con sus opiniones y comentarios a mi formación y desarrollo. En fin, a todos aquellos que de una u otra manera tuvieron que ver con el libro. Mención especial va para el Dr. Libhaber Menahem, colega, amigo y coautor mío en otro libro, quién ha influido y apoyado mi vida académica y profesional. Finalmente quiero dejar mi testimonio de gratitud a los directivos de xii TABLA DE CONTENIDO ACODAL (ASOCIACIÓN COLOMBIANA DE INGENIERÍA SANITARIA Y AMBIENTAL), muy especialmente al eminente ingeniero Francisco Rebolledo, Presidente de la Junta Directiva, a mi estimada y admirada colega, Mary Luz Mejía de Pumarejo, su Presidente Ejecutiva, que tan bien ha llevado las riendas de la Asociación por tantos años, y a mi ex-alumno y hoy distinguido profesional, Ingeniero Alberto Valencia, Gerente Nacional, por sus valiosas gestiones que hicieron posible la publicación de la segunda edición del libro. Álvaro Orozco Jaramillo Medellín, Noviembre 30 de 2013 xiii xiv NOMENCLATURA a: ABR: ADN: AGV: AMet: ARN: As: AT: AC: ALL: AR: ARD: ARI: A/V: : bDQO: : c: CA: Cal: CET: CI: COT: C0: Cs: CsT: DA: DBO: DBO5: DBOu: DBOC: DBON: DBOS: DQO: CH4 : O2: Área Neta, m2/m3 Anaerobic Baffled Reactor Ácido Deoxiribo Nucleico Ácidos Grasos Volátiles Actividad Metanogénica Ácido Ribo Nucleico Area Superficial Area Transversal Aguas Residuales Combinadas Aguas Lluvias Agua Residual Agua Residual Doméstica Agua Residual Industrial Relación área a volumen Factor de corrección de transferencia de O2, Agua Pura/AR DQO biodegradable Factor de corrección de transferencia de O2 por salinidad Concentración, mg/L Condiciones de abundancia Calorías Condiciones estables de tratamiento Condiciones de Inanición Carbono Orgánico Total Concentración de O2 a condiciones de operación Concentración de saturación de O2 a Condiciones Estándar Concentración de saturación de O2 a la temperatura T Digestión Anaerobia Demanda Bioquímica de Oxígeno Demanda Bioquímica de Oxígeno a los cinco días Demanda Bioquímica de Oxígeno última Demanda Bioquímica de Oxígeno Carbonácea Demanda Bioquímica de Oxígeno Nitrogenada Demanda Bioquímica de Oxígeno Sulfurosa Demanda Química de Oxígeno Metano producido, mg/L CH4 Oxígeno Consumido, mg/L de O2 xv BIOINGENIERÍA DE AGUAS RESIDUALES S: X: ELEA: F: FCA: FO2 : F/M: G&A: ha: h: HP: IVL: k0: k: k: K: K: KH: Kh: KLa: kL: kc : km: ke: KO Kw: : L: LAA: LACM: LE: Lps: LM: LDBO: LOD: Lq: Ls: Lv: : Sustrato Removido, mg/L DBO Biomasa producida, mg/L SSVLM Edades de Lodos Extremadamente Altas Sustrato, normalmente se emplea el símbolo S Factor de corrección de altura (msnm) Factor de oxigenación Carga Orgánica, kg DQO/kg SSVLM.día Grasas y Aceites Hectárea Pérdida de carga, m Horse power, Caballos de Potencia Índice Volumétrico de Lodos Tasa máxima neta de remoción de sustrato Constante de Ecuación de Eckenfelder Constante de la botella de la DBOC base e. Constante de la botella de la DBOC base 10. Coeficiente para rejillas Constante de Henry Constante proporcional del Filtro Percolador Coeficiente de aireación Constante de Ecuación de McKinney Constante de la Saturación de Contois, y de Orozco Constante de saturación de Monod, y de Lawrence &McCarty Coeficiente endógeno, día-1 Constante de Orozco Constante de producto de iones, [H+][OH-]=1x10-14 Constante de cambio metabólico anaerobio. DBOC remanente, mg/L Lagunas Aerobias Aireadas Lodos Activados Completamente Mezclados Lagunas de estabilización Litros por segundo Licor Mixto Carga de DBO, kg/díaç Carga de Oxígeno Disuelto, kg/día Carga de aire en el biofiltro Carga Superficial, kgDQO/ha.día Carga Volumétrica, kg DQO/m3.día Biodegradabilidad máxima del sustrato, % xvi NOMENCLATURA m: MO: msnm: mol: n: nbDQO: n: : N0: NMP: NTK: O2: OD: ORR: O&M: P: P: PE: pDBO: pDQO: pbDQO: PM: psi: PTAR: Px: Q: -Kh/qan en filtro percolador Materia Orgánica metros sobre el nivel del mar peso molecular gramo Constante potencial del Filtro Percolador DQO no biodegradable Número indeterminado Concentración de Metano en el biogas. Transferencia de O2 del aireador de mezcla, kg/h.HP Número Más Probable, E-Coli por 100 mL Nitrógeno Total Kjeldhal Oxígeno, mg/L Oxígeno Disuelto, mg/L Oxígeno Requerido Real Operación y Mantenimiento Población de diseño, hab. Potencia, en HP Peso Equivalente, eq/L DBO particulada DQO particulado DQO particulado y biodegradable difícilmente. Peso Molecular, g/mole Libras por pulgada cuadrada Planta de Tratamiento de Aguas Residuales Producción de sólidos en el reactor, kg/día Caudal _ Q QD : QDH: Qdom: q: qa: qH2O: qI: QI : Qmaxd: Qmaxh: Qr: Qs : Caudal promedio Caudal promedio de diseño de una PTAR Caudal hidráulico de diseño de una PTAR Caudal de AR domésticas. consumo per cápita o dotación, L/hab.día Carga Hidráulica, Lps/m2 Carga hidráulica en biofiltro, m3/m2.h Caudal de infiltración unitario, Lps/ha Caudal de infiltración, Lps Caudal máximo diario, k1QD Caudal máximo horario, k1k2QD Caudal de Retorno Carga de Sólidos, kgSSLM/m2.día xvii BIOINGENIERÍA DE AGUAS RESIDUALES Qw: Caudal de Lodos Excedentes rs: Tasa neta de remoción de sustrato, dS/Xdt R: Recirculación, Q/Qr R: dO2/dt R: Caudal de reciclaje presurizado en el DAF RAP: Reactor Anaerobio a Pistón RS: Residuo Sólido S: Sustrato, mg/L DBO o DQO S: Radiación solar (cal/cm2.d) Sa: SSLM en el DAF sa : solubilidad del aire, en el DAF sDBO: DBO soluble o filtrada sDQO: DQO soluble sbDQO: DQO soluble y biodegradable fácilmente. SGSL: Separador-Gas-Sólido-Líquido, en un UASB SS: Sólidos Suspendidos SSF Sólidos Suspendidos Fijos SSLM: Sólidos Suspendidos del Licor Mixto SST: Sólidos Suspendidos Totales SSV: Sólidos Suspendidos Volátiles SSVLM: Sólidos Suspendidos Volátiles del Licor Mixto S/X: Sustrato sobre biomasa, Ecuación de Orozco T: Temperatura Taire: Tiro del aire en un filtro, mm H2O TAR: Tratamiento de Aguas Residuales TARD: Tratamiento de Aguas Residuales Doméstica TARI: Tratamiento de Aguas Residuales Indust. TDC: Tiempo de Detención Celular, c TDH: Tiempo de Detención Hidráulico, td TDS: Tasa de Desbordamiento Superficial, Q/As TTOE: Tasa de Transferencia de Oxígeno a Condiciones Estándar td: Tiempo de detención, V/Q : Coeficiente de corrección de temperatura c : Edad de Lodos o TDC cmin: Edad de Lodos Mínima RAP: Reactor Anaerobio a Pistón SBR: Secuencing Batch Reactor U: dS/Xdt. UASB: Anaerobic Sludge Blanket Reactor : Tasa de crecimiento neto de biomasa. xviii NOMENCLATURA m: V: Va: vr: vg: vp: vs: w: X: X e: Xib: Xii: Xinf: XT: Y: Yobs YO2: Ya : Ym: a: Tasa máxima de crecimiento neto de biomasa Volumen Volumen Asentado en ½ hora, mL Velocidad ascensional en el uASP, m/h. velocidad de salidad del gas en un UASP, m3/m2.h velocidad de paso por unidades del SGSL, m/h. TDS en el sedimentador del SGSL del UASP. Ancho de garganta de canaleta Parshall, pulg Biomasa, mg/L SSVLM SS en el efluente del sedimentador secundario SS influentes biodegradables SS influentes inorgánicos SS influentes Masa total del LM, SST Coeficiente de Producción, g SSV / g DQO removido Coeficiente de producción observado Producción de O2 (kg O2/ha.d) Coeficiente de Producción Acidogénico Coeficiente de Producción Metanogénico Fracción viable, X/XT xix BIOINGENIERÍA DE AGUAS RESIDUALES xx PARTE 1: TEORÍA 1. INTRODUCCIÓN 1.1 ANTECEDENTES A comienzos del siglo XXI, una de las preocupaciones de mayor importancia para el Hombre es la conservación de los sistemas ecológicos del planeta Tierra. A mediados de 1992 se llevó a cabo en Río de Janeiro, Brasil, la Cumbre Ecológica Mundial, con la asistencia de líderes de todos los países en los campos de control y manejo de los recursos naturales, con la asistencia de jefes de estado y otras importantes personalidades de los campos científico, empresarial y comunitario. En la Cumbre se debatieron importantes temas ecológicos, dentro los que destacaron la amenaza a la capa de ozono, la conservación de la biodiversidad, el calentamiento del planeta, el control de la población, el control de la contaminación, etc. Esta cumbre reflejó la importancia adquirida por la conservación de los recursos naturales, la cual se perfila como uno de los temas de mayor trascendencia en la conservación de la especie Humana. De este modo, y como conclusión de una gran campaña iniciada en forma en los años 60, las naciones del mundo se han dado cuenta de la necesidad de conservar los ecosistemas, y en general los recursos naturales, como pilar fundamental del desarrollo y, en últimas, del avance de los países. 1 BIOINGENIERÍA DE AGUAS RESIUDALES Las anteriores medidas se han reforzado con las exigencias de la Banca multilateral de efectuar Evaluaciones de Efecto Ambiental, y prácticas de control de la contaminación de las aguas, y del ambiente en general, como prerrequisito para tener acceso a los créditos para el desarrollo. Así mismo, las entidades reguladoras del comercio internacional han definido como práctica de dumping la tolerancia de los gobiernos con las industrias contaminantes, asimilándola a un subsidio económico, y cerrándoles, a estas industrias protegidas, el acceso al libre comercio mundial. En realidad, para poder competir en la arena mundial del comercio, es necesario que las industrias internalicen todos sus costos de producción, incluidos los del tratamiento de la aguas residuales industriales, de los efluentes gaseosos y de los residuos sólidos, sin permitir que estos efectos de la producción sean cargados al deterioro ambiental, o sean tratados por la comunidad o el Estado, subsidiando de esta manera a las industrias contaminantes. El Aire, el Suelo y el Agua definen a grosso modo los ambientes en los cuales se produce la contaminación. Sin embargo, el Agua, por sus características de localidad, solvencia y necesidad, se define como el de mayor trascendencia. Localidad, puesto que las masas de agua no son muy móviles, perjudicando, al contaminarse, primero a los contaminadores, para después llevar su carga maligna a otras tierras, a veces lejanas. Solvencia, pues el agua es solvente universal por excelencia, acogiendo en su seno, disuelto o por dispersión, cuanto veneno produce las actividades humanas, y aún las resultantes de causas naturales. Necesidad, debido a que es un compuesto sin el cual la vida es impensable. La Contaminación del Agua se produce por el vertimiento en ella de un elemento o compuesto, orgánico ó inorgánico, que disuelto, disperso o suspendido, alcance una concentración que exceda la tolerancia para un uso determinado. Estos usos pueden ser para consumo humano, recreación, conservación de flora y fauna, uso industrial y agropecuario, etc. La fuente contaminante puede tener origen doméstico, industrial, agrícola y, a veces, origen natural. Las corrientes, lagos, bahías y demás masas de agua tienen capacidad de dilución y autopurificación 2 INTRODUCCIÓN de los contaminantes. Sin embargo, debido al aumento creciente de la población, y de la actividad industrial y agropecuaria, las cargas contaminantes1 vertidas a las fuentes cada vez exceden más estas capacidades, con el consecuente deterioro paulatino de este recurso, igualmente cada vez más necesitado para la actividad humana e industrial. La manera de evitar lo anterior es el tratamiento de las aguas residuales. Las aguas residuales ó servidas, AR, son aquellas que han sido usadas en la actividad doméstica ó industrial. El tratamiento debe estar dirigido a reducir la concentración del elemento contaminante que afecte los parámetros de calidad para el uso definido del agua. Por ejemplo, la Demanda Bioquímica de Oxígeno, DBO, afecta el Oxígeno Disuelto, OD, de las corrientes de agua. El AR doméstica, ARD, producto de la actividad normal de las viviendas humanas, tiene un alto contenido de DBO. Es natural que al arrojar las ARD a una corriente en cantidad que exceda su capacidad de autopurificación, puede bajar la concentración de OD por debajo de 4.0 g/m3, límite mínimo requerido para el uso "conservación de fauna acuática superior". Como se verá en el numeral 1.2, los sistemas de tratamiento se empezaron a perfilar, balbucientes, al cambio de siglo XIX al XX; se empezaron a desarrollar en la primera mitad del presente siglo, y se consolidaron como una Tecnología Madura en las últimas décadas. Por razones diversas, la tecnología que se desarrolló originalmente es la conocida hoy como tecnología convencional o aerobia, de las cuáles (razones) la principal es, tal vez, la sencillez de la Microbiología involucrada en este tipo de tratamiento. Ver Referencia [1]. Inicialmente, la tecnología aerobia se difundió por el mundo entero, alcanzando un grado de desarrollo sofisticado, hasta el punto de que hoy son conocidos a cabalidad todos sus aspectos microbiológicos, bioquímicos, físicos y, con algunas salvedades, su cinética y estequiometría. La componente tecnológica industrial se perfeccionó, de modo que hoy día se producen las bombas, aireadores, medios filtrantes, 1 La carga contaminante se mide en unidades de Masa/Tiempo, comúnmente g/s ó Kg/d. 3 BIOINGENIERÍA DE AGUAS RESIUDALES espesadores, etc., necesarios para construir plantas de tratamiento aerobio. Desafortunadamente, la tecnología se conformó con construcciones y equipos costosos de modo que tomó gran cantidad de tiempo y dinero para montar programas completos de descontaminación de las aguas, aún para países afluentes. En los países conocidos como desarrollados se requirieron décadas y billones de dólares, hasta alcanzar un grado satisfactorio de calidad en la mayoría de sus masas de agua. Pero esto solo ha sido posible en países que emprendieron esta gran labor en condiciones de riqueza generalizada: EE UU de América, Inglaterra en la mitad del siglo, Francia e Italia, los países Escandinavos, Suiza, Canadá, ahora Japón, algún otro, y pare de contar. Países desarrollados como España no han construido todavía un sistema completo de descontaminación de las aguas a escala nacional. Ni que hablar de países en vía de desarrollo, países que fueron comunistas, y en general el Tercer Mundo. Sin embargo, la tecnología aerobia ha venido produciendo últimamente diseños cada vez más eficientes, y los costos van bajando y han llegado a ser competitivos con las tecnologías anaerobias que aparecieron recientemente, con una disminución significativa en los costos de capital y operación. Más aún, las diferentes tecnologías, aerobias y anaerobias, se han venido especializando para aplicaciones específicas de modo que ahora, en lugar de competir entre sí, se complementan. Más aún, con la aparición de las tecnologías para Edades de lodos Extremadamente Altas, ELEA, se han abierto unos horizontes antes insospechados para la mejora de las eficiencias y la reducción de los costos. Ver Referencias [2] y [3]. Respecto a la Tecnología de Tratamiento Anaerobio de las Aguas Residuales, se puede decir que se inició al mismo tiempo que la tecnología aerobia, pero su verdadero desarrollo empezó en la década de los 60, durante la crisis energética, y su enfoque original fue la producción de bioenergía23 y no el tratamiento de aguas. En los años 70 y 80 se pudo comprender a cabalidad la microbiología anaerobia y se inició, 3 Energía en forma de Metano, producto de la bioconversión de la materia orgánica. 4 INTRODUCCIÓN consecuentemente, el desarrollo de tecnologías anaerobias, que finalmente se dirigieron al Tratamiento de las Aguas Residuales, pues la crisis energética cedió. En los años 90 ya había numerosas plantas de tratamiento anaerobio para Aguas Residuales Industriales, ARI, y ARD, a escala real. Los problemas que surgieron en los primeros diseños han venido siendo resueltos, y su diseño y construcción se ha estandarizado, encontrando un nicho de aplicación que cada vez menos se presenta como una alternativa para el tratamiento aerobio, sino como solución óptima para la aplicación (generalmente cuando se requieren eficiencias de remoción de DBO menores del 80%), o como tratamiento inicial para casos en que se requieran mayores eficiencias. Aunque en años pasados se presentó un agrio enfrentamiento entre los partidarios de las tecnologías aerobias y anaerobias, esto ocurre cada vez menos debido a la aplicación de cada tecnología a casos específicos ó a su complementación para obtener un resultado final del modo más económico. En este libro se utilizará un método para arribar a la aplicación óptima, sin enfrentar las tecnologías, dejando su aplicación para los nichos en que sea competitiva. El libro está orientado al diseño de plantas de tratamiento, lo cual supone un conocimiento de los fundamentos de la Teoría, Microbiología, Cinética, Estequiometría y Procesos Unitarios. El lector debe ser consciente que la aplicación de las ecuaciones y fórmulas no debe hacerse mecánicamente si no existe una cabal comprensión de su significado, especialmente en este campo donde las ecuaciones procuran reproducir el comportamiento de seres vivos (las bacterias), lo que implica una franja de incertidumbre importante, especialmente cuando se aplican al tiempo varias ecuaciones, produciendo resultados que a menudo son contradictorios, si no se aplica el entendimiento cabal de su significado. Por lo tanto, en capítulos posteriores se desarrollarán estos temas con alguna profundidad, para una mejor orientación del lector. 1.2 HISTORIA DEL TRATAMIENTO DE LAS AGUAS RESIDUALES Las aguas residuales, AR, empezaron a existir desde que al hombre se le ocurrió que el agua sería un excelente medio para limpiar y llevar 5 BIOINGENIERÍA DE AGUAS RESIUDALES lejos los detritos humanos y otros desperdicios generados en su actividad cotidiana. Las referencias más antiguas del uso de drenajes y alcantarillados se han hallado en Nippur, antigua ciudad de Mesopotamia dedicada al dios Enlil, cuyo templo, el Ekur, estuvo en pie hasta el siglo VI AC. Estas grandes estructuras de la antigüedad datan de cinco mil años A.C. y el sistema de desagüe transportaba el AR de palacios y distritos residenciales de la ciudad. En el Sind, región del Pakistán Occidental, donde se localizó la más floreciente civilización del Indo, se han encontrado excelentes sistemas sanitarios en las ciudades de Chandu-Daro, Mohejo-Daro y Harappa, que datan del tercer milenio A.C. En Babilonia y Jerusalén se construyeron alcantarillados en roca desde el siglo XI A.C., mientras, en Nínive y Babilonia, se fabricaron en el siglo XII A.C. tuberías cilíndricas para el drenaje de las AR. La ciudad de Olinto, poblada por atenienses emigrados, fue conquistada por Filipo II de Macedonia, quien la destruyó en el año 348 A.C. y luego la reconstruyó, planeando un canal central de alcantarillado que conectaba a las casas, mediante drenajes construidos en mampostería más tarde (130 A.C.). Pero fue durante el imperio romano que los albañales se hicieron comunes. La famosa Cloaca Máxima fue empezada a construir por Tarquino el Antiguo (588 A.C.) para desaguar la región del Foro, y se terminó durante el reinado de Tarquino el Soberbio. La Cloaca Máxima desembocaba en la parte baja del Tíber, en el puente Emilio, y hoy se puede ver la bóveda de cañón de 5 m de ancho, por la cual puede circular una barca. La necesidad de regular la limpieza y el flujo de los alcantarillados romanos fue bien reconocida por Frontinus, general y político romano, más tarde nombrado Comisionado del Agua (98 A.C). Fue él quien produjo el primer reporte conocido de ingeniería de suministro y tratamiento de agua. Estos escritos fueron traducidos al inglés por Clemens Herschel en 1899. Aunque parezca increíble, desde la época de Frontinus hasta mediados del siglo XIX no se produjo ningún avance significativo en los sistemas de recolección de AR. Es así como en la antigüedad sólo se reconoció la necesidad del 6 INTRODUCCIÓN transporte de los residuos mediante el uso del agua, y desde luego, para uso exclusivo de la gente acomodada. No se pensó en términos tales como el de contaminación del agua, probablemente porque nunca se presentó una concentración lo suficientemente importante, como para generar un foco de polución reconocible por aquellos de nuestros antepasados dedicados al suministro y "tratamiento" del preciado líquido. El tratamiento biológico de las aguas residuales se inició mucho más tarde, en el siglo XIX, y fue de un modo esencialmente empírico. La brecha tecnológica se abrió cuando se realizó que concentrando los microorganismos descomponedores de la materia orgánica que causa la contaminación biodegradable, se lograba la reducción de la contaminación en un corto tiempo, si se efectuaba en condiciones controladas. Esta concentración se puede efectuar en un tanque conocido como reactor, favoreciendo la adherencia de las bacterias a un medio sólido o por concentración en el propio líquido, tal es el caso de los lodos activados. Después de los reactores4 se deben colocar sedimentadores, para remover por gravedad los microorganismos, bien sea para retornarlos al reactor, ó para su posterior tratamiento y eliminación por otros medios. Sin embargo poco se conocía entonces de las relaciones cuantitativas que regulan el metabolismo de las bacterias, de manera que se pudiera obtener un modelo mecanístico, ó al menos semi-mecanístico, que permitiera el diseño, la optimización y la creación de nuevos sistemas de tratamiento. De manera pionera, en el año de 1871, el químico londinense William Dibdin utilizó un filtro de arena para tratar las aguas residuales domésticas. Ante los resultados negativos obtenidos en la reproducción del experimento por la Junta de Salud de Massachusetts, Dibdin cambió la arena por piedra como medio filtrante para favorecer la oxigenación, con resultados satisfactorios que presentó en 1896. De todos modos en Salford, ya se había instalado un filtro similar en 1893, con buenos resultados. Este proceso se ha optimizado actualmente, con otros medios 4 El recipiente donde operan los microorganismos se denomina reactor, bien sea el tanque de aireación de los lodos activados, el filtro percolador, ó cualquier otro sistema, que hay muchos otros diferentes, como veremos. 7 BIOINGENIERÍA DE AGUAS RESIUDALES distintos a la piedra, principalmente plástico, donde crecen adheridas las bacterias, que degradan la materia orgánica al fluir el Agua Residual a través del filtro, mientras se mantiene una buena aireación en contracorriente. Este proceso se conoce como filtro biológico ó percolador, y se usa bastante hoy día5. Véase Referencia [1]. El primer intento de usar la descomposición anaerobia para el tratamiento de las aguas residuales fue efectuado por Mouras en 1891, en su tanque para la "descomposición automática de excrementos", según lo presenta la revista Cosmos de Francia, citada por McCarty [5]. Este tanque se puede considerar como el precursor del actual pozo séptico. En el mismo año Scott-Montcrief construyó un tanque que podría considerarse como el primer filtro anaerobio. En 1895 Donal Cameron de Exeter, Inglaterra, patentó el tanque séptico. El diseño original fue mejorado por Talbot en USA. Un diseño de mejor factura para la digestión anaerobia fue propuesto por Clark en 1899, separando las cámaras de sedimentación y de descomposición de los lodos, el cual fue llevado a cabo por Travis en 1904, pero conservando el flujo de agua en ambas cámaras, produciendo sólidos suspendidos en el efluente. Sin embargo K. Imhoff separó completamente las cámaras de sedimentación y la de hidrólisis y descomposición de los lodos recogidos. Este diseño se utiliza aún hoy día como un sistema de tratamiento primario, en lugares de difícil posibilidad de emplear sistemas más completos. Ver Figura 1.1 y Referencia [4]. El tanque Imhoff se popularizó, con aceptables resultados (como tratamiento primario, es decir con reducciones de 15- 25 % en DBO5, y del 50- 60 % en Sólidos Suspendidos, SS), pero lo cierto fue que a partir de los descubrimientos de los lodos activados los procesos anaerobios se estancaron, dando paso al desarrollo de los procesos convencionales aerobios. A partir de entonces, hasta los años 80, el único uso del tratamiento anaerobio fue en la digestión, estabilización y reducción de 5 Ver "Tratamiento Biológico de las Aguas Residuales" por Orozco y Salazar, 1987. Ver también "Appropiate Methods of Treating Water and Wastewater in Developing Countries", University of Oklahoma, 1978. 8 INTRODUCCIÓN los lodos producidos en los procesos aerobios, de una forma bastante sencilla por cierto. Figura 1.1: Tratamiento primario con tanque de Imhoff En realidad el ensayo de la DBO sólo apareció en el año de 1912 en el octavo reporte de la "Royal Commission on Seawage Disposal"6. Es decir, apenas en esta época se empezó a entender la naturaleza de la remoción del oxígeno de las masas de agua por acción de las bacterias aerobias sobre los compuestos biodegradables presentes en las aguas contaminadas. Como para obtener la degradación completa de la materia orgánica se requiere de al menos 20 ó 30 días, el método estándar de la DBO se efectuó originalmente a cinco días (es decir, el oxígeno consumido en cinco días) y a una temperatura constante de 18°C. La razón para ello fue que en Inglaterra, dónde se inventó este ensayo, el agua interior de lagos y ríos permanece un máximo de cinco días desde su nacimiento hasta su vertimiento en el mar. Así, para los ingleses solo interesaba el 6 Ver "The Chemical Examination of Water, Sewage and Foods" por Purvis y Hodgson, 1922. 9 BIOINGENIERÍA DE AGUAS RESIUDALES efecto de la contaminación en este lapso. Hoy día se mantiene la duración del ensayo en los cinco días, pero efectuado a 20°C, lo que se representa como DBO5. Sin embargo a menudo se efectúan estos ensayos con distinta duración, indicándola por el subíndice, por ejemplo la DBO efectuada durante siete días se representa como DBO7. Para aguas residuales domésticas, la DBO5 mide cerca del 70% de la DBO total ó última. En el año de 1912 H.W. Clarke de la Estación Experimental de Lawrence estaba ensayando la remoción de DBO mediante la insuflación de aire a las aguas contaminadas. El Dr. Fowler de la Corporación de Manchester observó estos experimentos y se los sugirió a Edward Arden y William Lockett de la dicha Corporación, quiénes descubrieron los lodos activados. Aquí ocurrió uno de los casos más interesantes de serendipity7 en la historia de la ingeniería. Arden y Lockett efectuaban sus experimentos en diversos recipientes, con muy poco éxito, como que solo obtenían reducciones de DBO del orden del 10% con 24 horas de oxigenación, quedando al final del experimento unos "loditos" que se sedimentaban en el fondo. Una noche un gato trasnochador irrumpió en el laboratorio con tal suerte que derramó varios de los recipientes, cayendo el contenido de uno de ellos dentro de otro. Después de limpiar el accidente, los investigadores midieron el oxígeno removido en los recipientes intactos, y para su sorpresa encontraron que la remoción de DBO fue mucho mayor en el vaso que había recibido la descarga de uno de los accidentados. Por este motivo había acumulado más "loditos" que los otros. Estos lodos, que no eran otra cosa que las bacterias que crecían durante la oxidación de la materia orgánica de las aguas residuales, parecían ser la causa de la mayor remoción, de modo que se dedicaron a acumularlos, hasta lograrlo en cantidades tales que se obtuvo una disminución muy importante en la DBO. El secreto consistía en concentrar los microorganismos descomponedores en cantidades suficientes para que metabolizaran la materia orgánica de las aguas residuales en un corto 7 Palabra inglesa definida como "el descubrimiento accidental de objetos o conocimientos valiosos". No tiene equivalente en Español. Ver "Lucky Accidents in Science" por D.S. Halacy, Jr. , 1967. 10 INTRODUCCIÓN tiempo. Desde entonces el tratamiento aerobio se desarrolló plenamente, a través de los procesos de lodos activados, aireación extendida, zanjones de oxidación, lagunas de estabilización, filtros percoladores, bio-discos rotatorios, etc. Un papel muy importante en el desarrollo de estos procesos tecnológicos, y en su explicación teórica, fue llevado a cabo por Eckenfelder y O’Connor, McKinney, Lawrence y McCarty, y Gaudy, desde los años 1950 hasta los 1980. A partir de los 90, el desarrollo tecnológico ha estado a cargo de compañías privadas, que se han encargado de llevar a cabo disminuciones considerables en los costos, aumentos en la eficiencia, y en general, la aplicación plena de los conocimientos teóricos a los casos reales. Ver Referencias [1] y [3]. A raíz del embargo del petróleo efectuado por los países de la OPEP en los años 60-70, el precio de éste llegó a niveles de US$ 40 por barril, cosa que indujo a los países importadores al desarrollo de diferentes tecnologías para la producción de energía. Se investigó la posibilidad de utilización económica de energía eólica, oceánica, de los volcanes, del sol, y entre ellas, del biogás. Como tal se conoce la mezcla de CH4, CO2 y H2S producida a partir de la descomposición anaerobia de la materia orgánica. Hasta el presente, la producción económica de biogas para su utilización no ha sido posible, excepto en los casos en que se cuenta con substratos muy concentrados (DQO > 10.000 g/m3) como la vinaza, subproducto de la producción de alcohol. Pero estas investigaciones llevaron al descubrimiento de métodos económicos de tratamiento de aguas residuales, que comparan favorablemente en costo, y se aproximan en grado de tratamiento a los procesos convencionales. La implementación de las tecnologías de tratamiento anaerobio, y su desarrollo teórico, se inició en los años 1970, y se ha prolongado hasta nuestros días, y en ello han tenido papel protagónico Young y McCarty, Lettinga con la invención del UASB (por “Upflow Anaerobic Sludge Blanket”), Switzembaum y Jewell, y en América Latina, Viera en Brasil y Orozco en Colombia con el desarrollo del RAP (por Reactor Anaerobio a Pistón). Ver Referencias [6] a [11]. 11 BIOINGENIERÍA DE AGUAS RESIUDALES Últimamente, con el desarrollo de los procesos de alto rendimiento, cuya explicación teórica ha sido presentada por Orozco (Referencia [3]), se han propuesto diversas tecnologías que aplican un nicho muy preciso de utilización de los diferentes procesos, complementándolos (en la forma de tratamiento grueso seguido de tratamiento fino), entre las que destacan los sistemas IC-UASB-CIRCOX de Paques y BIOACTOR desarrollado por Orozco. Esta tecnología se basa en el aumento de la biomasa mediante medios de soporte, o aumento de la densidad del floculo para mejorar la sedimentación en la fase de separación. El futuro ciertamente traerá innovaciones impensables hoy día, con la combinación de los procesos aerobios y anaerobios, con tiempos de detención muy bajos, altas eficiencias de tratamiento, y producción mínima de lodos excedentes. Es importante de aclarar que en la actualidad hay una tendencia en ciertos lugares a utilizar los procesos llamados naturales. Este tipo de tratamiento se desarrolla más extensamente en otro libro del autor (Libhaber and Orozco-Jaramillo, 2012). Ver Referencia [18]. 1.3 PARAMETROS DE CALIDAD DE LAS AGUAS Aunque en este libro se presume que el lector debe estar familiarizado con ellos, es conveniente repasar rápidamente los parámetros de calidad de las aguas residuales más importantes. Sin embargo, si se considera necesario, se debe remitir a textos como el de Orozco y Salazar (1987) o el de Sawyer y McCarty (1994) para ampliar los aspectos que se consideren convenientes. Veamos los más importantes: 1.3.1 Materia Orgánica La Materia Orgánica, MO, representa la parte más importante de la contaminación, aquella que agota el Oxígeno Disuelto, OD, en las masas de agua, ríos, lagos, bahías, etc. En Agua Residual, AR, de composición típica, cerca del 70% de los Sólidos Suspendidos, SS, y el 45-50% de los 12 INTRODUCCIÓN Sólidos Fijos o filtrados, SF, son MO. La materia orgánica está compuesta de Carbono, Hidrógeno, Oxígeno, elementos comunes a todos los compuestos orgánicos, junto con el Nitrógeno en algunos casos. También están presentes a menudo otros compuestos como el Fósforo, Azufre, Hierro, etc. La MO en las AR se divide por conveniencia en diferentes grupos como sigue: Proteínas: componen del 40 al 60 % de las AR. Son el principal constituyente de los organismos animales. Las plantas también contienen proteínas en menor medida. Las proteínas son sustancias complejas e inestables, y su química está asociados a los Aminoácidos, que se componen del grupo ácido,- COOH, y el grupo básico, -NH2. En los Aminoácidos siempre esta presente el Nitrógeno en una proporción relativamente constante, 16%. El Peso Molecular de las proteínas es muy alto, de 20.000 a 20 millones. La Urea, CO(NH2)2, y las Proteínas son la principal fuente de Nitrógeno de las AR. Cuando están presentes en grandes cantidades, la producción de malos olores es probable. Carbohidratos: constituyen del 25 al 50% de las AR. Provienen de la materia vegetal principalmente. Están ampliamente distribuidos en la Naturaleza e incluyen Azúcares, Almidones, Celulosa y Fibra de Madera. La Celulosa y la Fibra de Madera, se conocen genéricamente como Fibra. La Fibras insolubles se componen de Celulosa, Hemi-celulosa, Lignina y ciertos Almidones. Los Carbohidratos se componen de C, H2 y O2. Los Azúcares, solubles en agua, descomponen fácilmente. Los Almidones son más estables, pero pueden ser convertidos a Azúcares por actividad microbial. Las Fibras son insolubles (principalmente la Celulosa) y son muy resistentes a la descomposición en AR. Sin embargo en el suelo se descomponen fácilmente gracias a la acción de Hongos en condiciones ácidas. Aceites y Grasas: este grupo es el tercer componente en importancia en la comida. Las Grasas y Aceites, G&A, son compuestos de alcohol y glicerol. Los Glicéridos de los Ácidos Grasos Volátiles, AGV, son los aceites, líquidos a temperaturas ordinarias. Los AG reaccionan con los álcalis (Vg. Hidróxido de Sodio) para formar jabones, que también son muy estables. En las AR, las G&A, provienen de la mantequilla y los aceites vegetales. Son elementos muy estables y difíciles de descomponer por las 13 BIOINGENIERÍA DE AGUAS RESIUDALES bacterias en las AR. Por lo tanto deben ser removidos antes del tratamiento o traerán problemas en la descomposición de la MO. Surfactantes: son moléculas grandes ligeramente solubles en agua, y que causan espuma. Conocidos como Detergentes, se usan en limpieza. Pueden causar grandes problemas en la aireación de las AR. Anteriormente los Detergentes se componían de Alkil-Benceno-Sulfonato, ABS, no biodegradables, pero hoy han sido mayormente cambiados por detergentes lineales, Lineal-Alkil-Sulfonato, LAS, que son biodegradables. 1.3.2 Oxígeno Disuelto El OD es uno de los principales parámetros en TAR pues muchos de los organismos dependen de él para mantener los procesos metabólicos, para obtener energía y efectuar su reproducción. Además, el OD es el principal indicador del estado de contaminación de una masa de agua, pues la MO contenida en ella tiene como efecto directo el consumo del Oxigeno Disuelto. El Oxígeno es un gas poco soluble en el agua, no reacciona con ella, y su solubilidad depende de la presión parcial. Su concentración de saturación varía entre 7 mg/L a 35º C y 14,7 mg/L a 0º C, a una atmósfera de presión. La Tabla 1.1 muestra las concentraciones de OD a diferentes temperaturas y concentraciones de Cloruros. Los SS también afectan la solubilidad del Oxígeno. Como indicador de la calidad de las AR, el OD debe tener un máximo del 110 % de la concentración de saturación, pues con aguas sobre-saturadas de Oxígeno los peces pueden sufrir la enfermedad de la “burbuja de gas”. Esto puede ocurrir en aguas eutroficadas que contengan una excesiva población de algas y en ciertos momentos del día, cuando la producción algal de Oxígeno es máxima, el agua se puede sobresaturar. Sin embargo son más frecuente las bajas concentraciones de OD debido a la demanda de Oxígeno causada por la MO presente. En estas circunstancias, por encima de 7 mg/L existe una población diversificada de peces, con presencia de caracoles, insectos, etc. En general, el OD debe estar por encima de 5 mg/L, concentración mínima necesaria para 14 INTRODUCCIÓN sustentar la vida de peces salmónidos. La mayoría de los peces, por otra parte, pueden sobrevivir con concentraciones de 4 mg/L, y algunos como la mojarra o tilapia, alcanzan a resistir concentraciones de 3 mg/L. Tabla 1.1: Solubilidad del oxigeno disuelto en el agua en equilibrio con aire seco a 760 mm Hg y con un contenido de oxigeno de 20.9 % TEMPERATURA °C 0 1 2 3 4 5 6 7 8 9 10 11 12 13 14 15 16 17 18 19 20 21 22 23 24 25 26 27 28 29 30 0 14,6 14,2 13,8 13,5 13,1 12,8 12,5 12,2 11,9 11,6 11,3 11,1 10,8 10,6 10,4 10,2 10,0 9,7 9,5 9,4 9,2 9,0 8,8 8,7 8,5 8,4 8,2 8,1 7,9 7,8 7,6 CONCENTRACIÓN DE CLORUROS (mg/L) 5.000 10.000 15.000 20.000 13,8 13,0 12,1 11,3 13,4 12,6 11,8 11,0 13,1 12,3 11,5 10,8 12,7 12,0 11,2 10,5 12,4 11,7 11,0 10,3 12,1 11,4 10,7 10,0 11,8 11,1 10,5 9,8 11,5 10,9 10,2 9,6 11,2 10,6 10,0 9,4 11,0 10,4 9,8 9,2 10,7 10,1 9,6 9,0 10,5 9,9 9,4 8,8 10,3 9,7 9,2 8,6 10,1 9,5 9,0 8,5 9,9 9,3 8,8 8,3 9,7 9,1 8,6 8,1 9,5 9,0 8,5 8,0 9,3 8,8 8,3 7,8 9,1 8,6 8,2 7,7 8,9 8,5 8,0 7,6 8,7 8,3 7,9 7,4 8,6 8,1 7,7 7,3 8,4 8,0 7,6 7,1 8,3 7,9 7,4 7,0 8,1 7,7 7,3 6,9 8,0 7,6 7,2 6,7 7,8 7,4 7,0 6,6 7,7 7,3 6,9 6,5 7,5 7,1 6,8 6,4 7,4 7,0 6,6 6,3 7,3 6,9 6,5 6,1 Concentraciones menores a 3 mg/L causarán la desaparición de la vida acuática superior. Por debajo de un 1 mg/L promedio medido en las masas de agua, se encontrarán con seguridad zonas anaerobias (que no 15 BIOINGENIERÍA DE AGUAS RESIUDALES contienen Oxígeno) y por consiguiente habrá presencia de malos olores. Cuando la concentración llega a cero, la descomposición anaerobia es generalizada, y la presencia de malos olores también. La presencia de bacterias será generalizada. La medición del OD en el agua se efectúa por medio de la sonda del Medidor de Oxígeno, o por titulación con el método Winkler. 1.3.3 Demanda Bioquímica de Oxígeno La Demanda Bioquímica de Oxígeno, DBO, es causada por la Materia Orgánica arrojada a las masas y corrientes de agua, la cual se constituye en el alimento para las bacterias que se reproducirán rápidamente. Estas bacterias en condiciones aerobias, consumirán Oxígeno, causando la disminución del OD con los efectos que se explican en el numeral anterior. La DBO se define como la cantidad de Oxígeno necesaria para descomponer la MO presente en el Agua Residual mediante la acción de bacterias en condiciones aerobias. La DBO es causada por la respiración de las bacterias y cesará al agotarse totalmente la MO. Como se mencionó en otro numeral la DBO se propuso en el año de 1912 como un método indirecto para medir la MO. Hoy día la DBO se efectúa a 5 días y a 20º C, y se denota con el símbolo DBO5. Sin embargo, pueden realizarse a diferentes tiempos, por ejemplo la DBO7 es la demanda medida a los 7 días, y la DBOu (DBO última o total) es la medida hasta el agotamiento total de la MO, lo que usualmente toma de 20 a 30 días. En las Aguas Residuales Domésticas, la DBO5 ≈ 0,70 DBOu o la DBOu ≈ 1,5 DBO5. El ensayo de la DBO es de tipo biológico, razón por la cual se debe simular en forma aproximada las condiciones en que la demanda ocurre en los medios naturales. Estas condiciones implican la presencia de Oxígeno y nutrientes (P y N2), la ausencia de tóxicos, pH y temperatura adecuados, presencia de bacterias en cantidad suficiente, etc. El ensayo de la DBO se efectúa midiendo el OD antes y después de 16 INTRODUCCIÓN los cinco días. Como el OD en el laboratorio alcaza concentraciones de solo 7 u 8 mg/L, y como la DBO5 fluctúa entre 200 y 20.000 mg/L o más, es necesario diluir la muestra de AR. Para realizar el ensayo de la DBO se toma la muestra y se diluye en una alícuota definida (Vg. la alícuota 1:50 quiere decir que el AR está diluida 50 veces, es decir, se mezcla una parte de AR en 49 partes de agua destilada), dependiendo del valor esperado de la DBO. Si no se conoce la concentración aproximada se deben preparar diferentes diluciones, en los rangos en que se crea posible la DBO. El agua de dilución empleada para preparar la alícuota se prepara con agua destilada, sales de potasio, sodio, calcio y magnesio que dan buena capacidad amortiguadora (buffer, es decir mantiene el pH aproximadamente constante en un valor cercano a 7,0), y se satura de Oxígeno en las condiciones del laboratorio. Una vez preparadas las alícuotas con las diluciones convenientes, es decir, cuya demanda no sea mayor a 2 a 3 mg/L (que es la demanda posible sin problemas con un OD de 6 mg/L) se vierte la muestra en un frasco Winkler (de boca ancha). Si es necesario (como en el caso de AR que no tengan bacterias presentes) se inocula el agua de dilución con bacterias. Como se supone que el agua de dilución que contiene el inóculo tendrá materia orgánica que, al adicionarse a la muestra, incrementará el contenido de materia orgánica a oxidar, es necesario también medir la DBO al agua de dilución, y para ello se prepara un frasco con exactamente las mismas condiciones de la muestra, pero sin el AR, que se conoce como el blanco. Se toman, pues, los OD de la muestra preparada y del blanco a la hora cero denominado OD inicial, ODi y ODbi respectivamente, se ponen en una incubadora a 20º C, sin luz (para evitar posible oxigenación con la presencia de algas) y se mide al cabo cinco días el OD final, ODf y ODbf. El blanco corregirá la DBO5 de la muestra, así: V (ODi ODf ) (ODbi ODbf ) m Vb DBO5 D Donde, ODi: OD inicial en la muestra diluida ODf: OD final en la muestra diluida ODbi: OD inicial en el blanco 17 (1.1) BIOINGENIERÍA DE AGUAS RESIUDALES ODbf: OD final en el blanco D: dilución, en decimales (Vg. 2%, D = 0,02) Vm: Volumen de blanco menos el volumen de inóculo Vb: Volumen de blanco. Como se vio en un aparte anterior, la MO puede ser proteínica o nitrogenada la cual causa una DBO nitrogenada o DBON y de carbohidratos o cárbonacea la cual produce una DBO carbonácea o DBOC. Las G&A y las fibras son muy estables, según se vio, y prácticamente no producen ninguna DBO en las AR. La DBON se puede calcular estequiométricamente del Nitrógeno Orgánico Total o Nitrógeno Total Kjeldahl, (NTK = N-Orgánico + N-Amoniacal), por lo cual conviene inhibirlo en la medición de la DBO, para que solo se ejerza la DBOC. Esto se hace con compuestos inhibidores de la nitrificación, como la alitio-urea. Otros compuestos, como el H2S también pueden producir demanda de Oxígeno, DBOS, la cuál también se puede calcular estequiométricamente. Ejemplo 1.2: Medida de la DBO En un frasco Winkler de 300 mL se prepara una muestra para determinar la DBO. Para ello se vierten 10 mL del AR que se va a medir en 290 mL de agua de dilución, y se pone a incubar junto con el blanco a 20º C durante 5 días. Los resultados obtenidos son los siguientes: ODi: 9,0 mg/L DBO ODf: 2,0 mg/L DBO ODbi: 9,0 mg/L DBO ODbf: 8,0 mg/L DBO D = 10/300 = 0, 033 18 INTRODUCCIÓN Vm = 300 – 10 = 290 mL Vb = 300 mL. Solución Se aplica la Ecuación (1.1): 290 (9.0 2.0) (9.0 8.0) 300 DBO5 181 mg/L 0.033 DBOC La DBO Carbonácea conforma la parte principal de la mayoría de las AR. Por ello la DBOC se maneja en forma independiente de la DBON y DBOS. Si denominamos la DBOC remanente (es decir la que va quedando en el AR) como L, en general su degradación sigue una cinética de primer orden como sigue: dL kL dt (1.2) donde k es la constante de reacción, conocida también como constante de la botella (de Winkler). Integrando entre un tiempo 0 y un tiempo t, la DBOC remanente L, siendo L0 la DBOCu o DBOC total, sería: L L0 e k t 10 k t (1.3) La constante k (base e) = 2,303 K(base 10). Es importante hallar k en laboratorio a partir de ensayos, como veremos enseguida. Cuando se miden en laboratorio las demandas de Oxígeno de varios días consecutivos, DBO1, DBO2,..., DBOi, encontramos que la gráfica de la DBOC consumida, y, varía con el tiempo de la manera que presenta la Figura 1.2. Nótese que la DBOC ejercida, y, aumenta día a día, pero 19 BIOINGENIERÍA DE AGUAS RESIUDALES eventualmente a los cinco días se empieza a ejercer también la DBON, lo que causa la joroba que se ve en la figura. Esto es debido a que a los cinco días aparecen las bacterias nitrificantes que consumen la MO proteínica. Pero como vimos, la DBON se puede medir mejor a partir del NTK, por lo que la inhibición con alitio-urea detendrá la DBON y seguirá sólo ejerciéndose la DBOC como se aprecia en la parte inferior de la figura. Si se quiere conocer la curva de la DBON se efectúa el ensayo por partida doble, con y sin inhibición y de ahí surgen las dos curvas: la de la DBOC y la de la (DBOC + DBON). Figura 1.2: Comportamiento de la DBOC y DBON en el tiempo. Téngase presente que la DBOC ejercida, y, es el complemento de la DBOC remanente, L, es decir y = L0 – L. Mientras y es la demanda efectuada, L es la demanda que queda en el AR por ejercer. Cada día se ejerce más demanda yi y queda menos demanda remante Li hasta que eventualmente la demanda ejercida es igual a la DBOCu, o L0, y la DBOC remanente es cero. Es decir, 20 INTRODUCCIÓN y = L0 – L = L0 – L0 e-k t = L0(1- e-k t) (1.4) Es claro que en laboratorio solo se puede medir y pues L es desconocida hasta tanto no se conozca L0, y como la idea es no emplear un mes para efectuar el análisis, es más conveniente trata de encontrar k y L0 a partir de y. Figura (1.3) Figura 1.3: Relación entre la DBO consumida y la DBO remanente La mejor manera de encontrar constantes de datos experimentales es a partir de líneas rectas, que se ajusten por medio del método de “mínimos cuadrados” o similar. Para ello se debe linealizar la ecuación que se quiere evaluar, produciendo una línea recta, bien sea en escala aritmética, semi-logarítmica, doblemente logarítmica, normal, etc. Para lograrlo se emplean a menudo artificios de cálculo como el que veremos a continuación. La Ecuación (1.3) sería fácilmente linealizable en base semilogarítmica así: ln(L/L0) = k.t. Sin embargo, en el laboratorio no se mide L, como vimos, sino y, y la Ecuación (1.4) NO es linealizable, por sencilla que se vea. Entre los varios métodos para obtener k el método de Thomas 21 BIOINGENIERÍA DE AGUAS RESIUDALES propuesto en 1950 es muy popular y se fundamenta en la similitud de las siguientes ecuaciones, que se desarrollan según la expansión de Taylor: kt 2 kt 3 ...... kt 2 2x3 6 2x3x4 24 (1-e-kt) = k t 1 kt kt 2 kt 3 kt -3 kt 1 = k t 1 ...... 6 21,6 6 2 (1.5) (1.6) Es claro que las Ecuaciones (1.5) y (1.6) son prácticamente iguales numéricamente, por lo que podemos usar la Ecuación (1.6) para y en lugar de la Ecuación exacta (1.5). Esta ecuación se puede presentar entonces de la siguiente manera: y = L0kt 1 kt 6 3 (1.7) que se puede linealizar como sigue: 1/ 3 t y kL0 1 / 3 k2/ 3 t 1/ 6 6 L 0 (1.8) Si tenemos los valores de yi para varios días, podemos graficar (t/y)1/6 vs. t. La Intersección y la pendiente nos darán (kL0)-1/3 y k2/3 1/ 6 6L 0 respectivamente, ecuaciones que se pueden resolver para k y L0. Véase la Figura (1.4) par una explicación gráfica del método de Thomas. Es importante aclarar que k es una constante que varía con la temperatura de acuerdo con la ecuación, k = k (20º) T-20 donde es 1,047. (1.9) De modo que es muy importante explicar si la 22 INTRODUCCIÓN constante de la DBO de la botella se calculó con base e o base 10, y a que temperatura. La indefinición de estos parámetros ha traído confusión más de una vez a profesionales experimentados. Figura 1.4: Método gráfico de Thomas para el cálculo de k y L0. DBON Ya vimos que para evaluar la DBOC se requiere de un ensayo que demora, en su versión más simplificada, cinco días. Sin embargo, es necesario inhibir la DBON, que se causa por la MO proteínica consumida por las bacterias nitrificantes que surgen espontáneamente a partir de los cinco días. En efecto, el Nitrógeno Orgánico, NTK medido en términos de NH3, se convierte primero en nitritos, NO2-, por las bacterias Nitrosomonas y luego a nitratos, NO3-, mediante las Nitrobacterias como sigue: as 2NH3 3O2 Nitrosomon 2NO2 2H H2O 23 (1.10) BIOINGENIERÍA DE AGUAS RESIUDALES rias 2NO2 O2 2H Nitrobacte 2NO3 2H (1.11) La reacción total se resume entonces en: NH3 + 2O2 NO3- + H+ + ½ H2O Peso Molecular: 17 (1.12) 2x32 Es decir se requieren 64 g de O2 para oxidar 17 g NH3 (14 g de NNH3). Como el NH3 es la forma como se da el Nitrógeno Total (NTK) y 14 es la parte de N en el Peso Molecular total de 17 que tiene el NH3, entonces la DBON será de 64 g O2 / 14 g N-NH3= 4,57. En otras palabras, la DBON = 4,57 N-NTK, y no necesitamos efectuar el ensayo de DBON que sería muy engorroso, dadas las explicaciones del aparte sobre la DBOC. De este modo un AR con una NTK = 32 mg/L N, tendrá una DBON = 32 x 4,57 = 146,24 mg/L. Fraccionamiento de la DBO La DBO en las aguas residuales, muy específicamente en las domésticas, se compone de dos fracciones principales: (i) la DBO soluble (sDBO) que es fácilmente biodegradable y que corresponde a la DBO de la muestra filtrada, es decir sin partículas, y (ii) la DBO particulada (pDBO), que es difícilmente biodegradable y que se calcula como pDBO = DBO sDBO. Este fraccionamiento tiene importantes consecuencias cinéticas y prácticas. Además, la pDBO puede ser separada por medios físicos, como la sedimentación, para su posterior tratamiento, ya que es una fracción difícilmente biodegradable y puede tener tratamiento separado de la fracción sDBO. Por otro lado, para las Aguas Residuales Domésticas (ARD) se encuentra que la DBOu ≈ 1,5 DBO5, lo que permite una fácil conversión para el diseño de plantas de tratamiento como se verá más adelante. 1.3.4 Demanda Química de Oxígeno La Demanda Química de Oxígeno, DQO, surgió como una necesidad de medir la demanda de Oxígeno de manera rápida y confiable. 24 INTRODUCCIÓN Esta es otra manera de medir la MO indirectamente, a través de la demanda de Oxígeno de los compuestos orgánicos. Como se verá en otro capítulo, la DQO es un modo de medir la energía contenida en los compuestos, pero inicialmente se pensó como un sustituto más rápido y preciso que la DBO. En lugar de descomponer la MO mediante el metabolismo bacterial, que utiliza la respiración como medio para obtener el Oxígeno, en la DQO se utiliza un fuerte agente oxidante en un medio ácido. El agente oxidante más utilizado es el dicromato de Potasio, en presencia del sulfato de Plata como catalizador a alta temperatura. La reacción de la MO con el dicromato es como sigue: CxHyOz + Cr2O7-2 + H+ → Cr+3 + CO2 + H2O Donde CxHyOz representa en forma genérica la MO carbonácea. La DQO de un compuesto es generalmente mayor que la DBO debido a que muchos compuestos que pueden ser oxidados químicamente no pueden serlo biológicamente, a través de la biodegradación bacteriana. Los compuestos no-biodegradables son a menudo sustancias moleculares artificiales de gran Peso Molecular. Con frecuencia para un AR determinada se puede correlacionar muy bien la DBO con la DQO lo que es un gran beneficio debido a que la DQO toma solo dos o tres horas para hacerlo mientras la DBO requiere de cinco días. La relación DQO/DBO determina también la cantidad de materia orgánica no-biodegradable presente en el agua residual. Además, aunque no siempre es necesario, sí es posible determinar la DQO por medios estequiométricos, obteniéndose el peso de oxígeno requerido por unidad de volumen de líquido para la completa oxidación de la materia orgánica. Un ejemplo de cómo calcular estequiométricamente la DQO de un compuesto conocido, en este caso glucosa, sería el siguiente: C6 H12 O6 + 6 O2 Peso molecular (180) –> 6 CO2 + 6 H2O 6 x(32) (44) (18) De esta relación se desprende que se requieren (6 x 32) / 180 = 1,066 g O2/g Glucosa. La DQO de una solución acuosa que contenga 1 g/L de 25 BIOINGENIERÍA DE AGUAS RESIUDALES glucosa tendría entonces una DQO = 1066 mg/L. Una de las ventajas de la DQO es el poco tiempo que tarda su realización: un análisis de DBO tarda 5 días mientras la DQO puede realizarse en 2 horas y menos. Es por ello que cada vez se utiliza más la DQO en el análisis del tratamiento de las aguas residuales, pero es necesario efectuar una diferenciación entre las diferentes fracciones de la DQO para poder aplicarlas a la cinética bioquímica. Fraccionamiento de la DQO La DQO, como la DBO, puede ser soluble (sDQO), es decir filtrada, y particulada (pDQO). Cada una de estas fracciones a su vez puede ser biodegradable (bDQO) y no-biodegradable (nbDQO). La DQO soluble y biodegradable (sbDQO) es fácilmente biodegradable, mientras que la DQO particulada biodegradable (pbDQO) es difícilmente biodegradable. La DQO no biodegradable no se puede eliminar con el tratamiento biológico y por la tanto es un remanente del tratamiento, y estará presente en el efluente como sDQOe (si está en el efluente es que NO es biodegradable) y es equivalente al snbDQO del afluente. Las fracciones entonces son: (i) s: soluble; (ii) p: particulado; (iii) b: biodegradable; (iv) nb: no-biodegradable; (v) sb: soluble biodegradable; (vi) snb: soluble nobiodegradable; (vii) pb: particulado biodegradable; y (viii) pnb: particulado no biodegradable. Por otro lado, es claro que la bDQO debe ser aproximadamente igual a la DBOu. De las anteriores definiciones se desprenden las siguientes identidades: DQO = bDQO + nbDQO (1.13) bDQO = DBOu = 1,5 DBO5 (1.14) nbDQO = sDQOe + nbpDQO (1.15) bDQO = sbDQO + pbDQO (1.16) 26 INTRODUCCIÓN En la práctica se usan la sDQO, la pDQO y la bDQO. 1.3.5 Sólidos Los sólidos es otro parámetro de gran importancia en el TAR. La MO a menudo está en forma de partículas en suspensión, por lo que es necesario diferenciar entre los Sólidos Suspendidos, SS, y los Sólidos Disueltos, SD. Además los sólidos pueden ser volátiles, SV, que indican procedencia orgánica, o fijos que se presumen como sólidos inorgánicos. La clasificación de los sólidos en general se presenta en la Figura 1.5. Los Sólidos Totales, ST, se componen de los SS + SD. A su vez éstos se subdividen en SSV y SSF, y en SDV y SDF. Los más importantes en AR son los SS, especialmente los SSV que son la MO orgánica presente en el AR en forma de partículas. La medición de los sólidos se hace gravimétricamente, es decir por peso, y consiste en filtrar la muestra con un filtro seco de peso conocido. Después de secarlos en un horno a 105 º C se vuelve a pesar el conjunto filtro y sólidos filtrados, y por diferencia se conoce el peso de los sólidos filtrados de un volumen determinado de muestra, y así su concentración en mg/L. Los sólidos volátiles se determinan por su evaporación a más de 550º C en una muffla (mientras los sólidos inorgánicos o fijos no evaporan hasta una temperatura mucho mayor). Figura 1.5: Clasificación de los Sólidos en las Aguas Residuales 27 BIOINGENIERÍA DE AGUAS RESIUDALES Otro tipo de sólido importante en AR son los Sólidos Sedimentables, SSed, que se determinan por el volumen (mL) de sólidos que asienta en 30 minutos en un recipiente cónico conocido como el Cono de Imhoff. Sirven para determinar la cantidad y asentabilidad de los lodos presentes en el AR o el Licor Mixto. 1.3.6 pH El agua se disuelve en si misma de la siguiente manera: H2O ↔ H+ + OHEn este equilibrio el agua actúa como ácido y como base, propiedad que se conoce como amfoterismo. Las concentraciones de [H+] y [OH-] son muy pequeñas, y a 25 º C cuando el agua es neutra es de 1 x 10-7. El producto de las concentraciones de ambos iones es constante, y se conoce como la constante del producto de iones: Kw = [H+][OH-]= 1 x 10-14. De modo que cuando aumenta un ión disminuye el otro. Cuando la solución es ácida aumenta la concentración de [H+] y cuando es básica la concentración que aumenta es la de [OH-]. En lugar de expresar la [H+] con números tan pequeños, se puede expresar con logaritmos, definiendo el potencial de Hidrógeno, pH. El pH se define como el logaritmo del inverso de la concentración de iones Hidronio, [H+]: pH = log10 1 = - log10 [H+] H (1.17) Por ejemplo, una solución neutra a 25º C contiene concentraciones iguales de iones [H+] y iones [OH-] con [H+] = 10-7. Entonces el pH de la solución es: pH = - log 10-7 = 7. Es obvio que a 25º C: pH < 7 : solución ácida pH = 7 : solución neutra 28 INTRODUCCIÓN pH > 7 : solución básica La escala que define el potencial sirve para medir otras concentraciones diminutas como el pOH. De este modo: pH + pOH = -log KW = 14 (1.18) Las concentraciones relativas de los iones [H+] y [OH-] se presenta en la Tabla 1.2. El pH es una medida relativa de la acidez o alcalinidad del agua. La acidez natural es producida principalmente por el CO2 y ocurre cuando el pH está entre 8,5 y 4,5. Valores de pH más bajos de 4,5 son debido a la acidez mineral producido por ácidos fuertes como el H2SO4, el HCL o el HNO3. Por otro lado la alcalinidad natural es producida por carbonatos y bicarbonatos y puede llevar el pH hasta valores de 8,3. Valores más altos requieren de alcalinidad de OH- que es producida por bases fuertes como el NaOH o el Ca(OH)2. Tabla 1.2: Variación del pH con las concentraciones de H+ y OHpH pOH [H+] mol/L [OH-] mol/L 0 14 1.0 10-14 2 12 0.01 10-12 4 10 0.0001 10-10 6 8 10-6 10-8 8 6 10-8 10-6 10 4 10-10 0.0001 12 2 10-12 0.01 14 0 10-14 1.0 29 BIOINGENIERÍA DE AGUAS RESIUDALES 1.3.7 Nitrógeno El Nitrógeno es el componente principal de las Proteínas. Además, conjuntamente con el Fósforo, es un nutriente esencial para el crecimiento de plantas y protistos, específicamente de algas y bacterias necesarias para el TAR. Cantidades insuficientes de Nitrógeno afectan el tratamiento de las AR. Las cantidades necesarias para el crecimiento de las bacterias se discutirán en el Capitulo 2. El Nitrógeno Total comprende varias formas: (i) Nitrógeno Orgánico que se determina como NTK; (ii) Amoníaco, que es el producto de la digestión del Nitrógeno Orgánico, por lo que el Nitrógeno Total Kjeldhal comprende también el NH3 ; (iii) Los Nitritos y Nitratos, que son producto de la oxidación del NTK de acuerdo con las Ecuaciones (1.10) y (1.11). El Nitrógeno Amoniacal existe en solución acuosa como NH4+ o NH3 dependiendo del pH: NH3 + H2O ↔ NH4+ + OHA pH mayores de 7 el ión NH4+ es predominante y viceversa. El Amoníaco se oxida a Nitrito y luego a Nitrato muy fácilmente. Cuando un AR descarga en un río, el Nitrógeno está principalmente en forma orgánica, y luego se descompone a Amoníaco, Nitrito y Nitratos sucesivamente como se ve en la Figura (1.6). 1.3.8 Fósforo El Fósforo, P, es otro nutriente esencial para el crecimiento de algas y bacterias. Es determinante en el proceso de Eutrofización pues algunas algas pueden suplir la ausencia de N en el agua fijándolo de la atmósfera. En ARD el P puede estar en concentraciones de 4 a 15 mg/L de modo que la descarga de ARD puede causar la eutrofización de lagos y bahías si no se remueve previamente. 30 INTRODUCCIÓN Figura 1.6: Variación del Nitrógeno Orgánico en condiciones aerobias. El P se encuentra en forma de: (i) Ortofosfatos ( PO4-3, HPO4-2, H3PO4) especies que están disponibles para el metabolismo biológico sin ninguna transformación adicional; (ii) los Polifosfatos, que incluyen moléculas que tienen dos o más átomos de P, pueden sufrir hidrólisis a Ortofosfatos en soluciones acuosas, pero de forma muy lenta; (iii) el Fósforo Orgánico que es de poca importancia en ARD pero puede ser importante en ARI. El Ortofosfato se mide por colorimetría. Los Polifostatos y el Fósforo Orgánico deben convertirse a Ortofosfatos para ser medidos. Los Ortofosfatos son la forma más perjudicial para producir eutrofización. HPO4-, 1.3.9 Azufre El ión sulfato está presente en la mayoría de las AR. El S se requiere para la síntesis de las proteínas y se libera con su degradación. El sulfato se reduce a sulfuro de la siguiente manera: Materia Orgánica + SO4-2 → S-2 + H2O + CO2 31 BIOINGENIERÍA DE AGUAS RESIUDALES S-2 + 2H+ → H2S El gas Sulfhídrico, que tiene mal olor, se puede convertir a Ácido Sulfúrico que es corrosivo para las tuberías. El gas Sulfhídrico es producido también en la descomposición anaerobia, conjuntamente con el Metano. 1.3.10 Composición Típica de las Aguas Residuales Las Aguas Residuales Domésticas tienen una composición típica como se muestra en la Tabla 1.3. Sincero y Sincero, 1996, proponen una “fórmula” para las ARD como sigue: C10H19O3N. Esta fórmula tiene un PM = 201 y un Peso Equivalente de 4,02. 1.4 CONTAMINACIÓN DE LAS AGUAS La contaminación del agua ha existido desde siempre. Claro que inicialmente en una forma muy local. Cada vez que se arroja por vías naturales o humanas un desperdicio al agua, se crea un foco de contaminación. Sin embargo, los sistemas acuáticos tienen medios efectivos de hacerle frente a estos agravios, de los cuales los más importantes son la dilución y la capacidad de autopurificación. La contaminación, en cualquiera de sus formas, es cuestión de concentración. La concentración de una sustancia en el agua se da en términos de cantidad de masa por unidad de volumen8. Si se arrojaran unos cuantos gramos de un tóxico en un tanque de almacenamiento de unos pocos metros cúbicos de capacidad, tendríamos una forma grave de contaminación. Esta misma cantidad de veneno en los millones de metros cúbicos del océano no tiene una significación importante. Esta es la 8 Las medidas más utilizadas son: el gramo de sustancia presente en un metro cúbico de agua, g/m3, ó su equivalente, el miligramo por litro, mg/L. 32 INTRODUCCIÓN acción de la dilución. Grandes volúmenes de agua pueden convertir en inofensiva una descarga de un contaminante. Por otra parte, las masas de agua tienen en su seno microorganismos y sustancias químicas que metabolizan y reaccionan con las sustancias contaminantes, degradándolas, y haciéndolas desaparecer finalmente. Esto constituye en esencia la capacidad de autopurificación. Cuando se concentra en algún sitio una gran capacidad de producción de desperdicios, por ejemplo en las ciudades y las fábricas, éstos, al ser arrojados, para su transporte "lejos", a un río o lago, crean una fuente contaminante poderosa que a menudo empequeñece las capacidades de dilución y de autopurificación. En algunos casos las destruye completamente: el río Bogotá, el río Medellín, la bahía de Cartagena, para citar no más unos pocos de ellos en Colombia. Las sustancias que se arrojan a las aguas tienen en general dos condiciones excluyentes: biodegradabilidad y no-biodegradabilidad. En el primer caso las sustancias se pueden descomponer por acción natural de microorganismos y reacciones químicas. En el segundo caso, no. Esta última condición en un veneno ó tóxico es de extrema gravedad, pues al no poderse descomponer, su acción devastadora perdura en el tiempo, y se transmite por el transporte del agua y a través de la cadena trófica9 a los lugares más lejanos e insospechados. Tal fue el caso del DDT, plaguicida de amplio espectro que llegó a encontrarse en los helechos de la Antártica. A pesar de que los casos más espectaculares y publicitados de contaminación de las aguas se refieren a sustancias no-biodegradables tóxicas, su participación porcentual en el grueso de la contaminación mundial es poco importante, comparada con la de las sustancias biodegradables. En general estas sustancias están constituidas por materia orgánica, producto del metabolismo de hombres, animales e 9 Cadena alimenticia: por ejemplo el mercurio puede ser asimilado por moluscos del sedimento de mares contaminados; éstos lo transmiten a peces menores que se alimentan de ellos, éstos a peces mayores, y finalmente al hombre que los pesca y come. 33 BIOINGENIERÍA DE AGUAS RESIUDALES industrias: excrementos, desperdicios industriales. Tabla 1.3: Composición de las Aguas Residuales Domésticas CONTAMINANTE UNIDAD DÉBIL MEDIA FUERTE ST mg/L 350 720 1200 SD mg/L 250 500 850 SS mg/L 100 220 350 SSV mg/L 80 165 275 SSF mg/L 20 55 75 SSed mL/L 5 10 20 DBO5 mg/L 110 220 400 DQO mg/L 250 500 1000 N-Total mg/L 20 40 85 N-Org mg/L 8 15 35 N-NH3 mg/L 12 25 50 P-Total mg/L 4 8 15 P-Org mg/L 1 3 5 Cl- mg/L 30 50 100 SO4-2 mg/L 20 30 50 G&A mg/L 50 100 150 Coli-Total NMP/100mL 106-107 107-108 107-109 Fuente: Metcalf & Eddy. Wastewater Engineering. Fourth Ed. (2003) 34 INTRODUCCIÓN Todo compuesto orgánico contiene energía. Esta energía proviene originalmente del sol. Las plantas, y en general los organismos autótrofos10 pueden capturar la energía de los cuantos de luz con su mecanismo fotosintético, transformándola en energía química, que puede ser utilizada ulteriormente. Los animales, y en general los organismos heterótrofos, se alimentan de los autótrofos, de los cuales extraen la energía que necesitan para la vida. Algunos heterótrofos solo pueden alimentarse de autótrofos (v.g. el ganado se alimentan de pasto), y otros pueden alimentarse de otros heterótrofos (Vg. el tigre se alimenta de rumiantes, o lo que le caiga), y otros como el hombre, de todo. Las heces, producto del metabolismo de los animales, no están mineralizadas. En rigor tienen un alto contenido de materia orgánica, que pudiera servir de alimento a otros animales, aún de la misma especie11. Cuando se es remilgado, como en el caso de los humanos, estas excreciones altamente nutritivas, se arrojan, normalmente a las aguas, para que se vayan lejos. Esto no quiere decir, ni más faltaba, que se van a desperdiciar. La Naturaleza en su profunda sabiduría, utiliza toda la energía disponible, entre otras cosas, porque requiere mineralizar los compuestos, con el fin de ponerlos a disposición de las plantas nuevamente, en ese reciclar continuo que es el juego de la vida. Los organismos que utilizan naturalmente estos desperdicios, son los descomponedores, hongos y bacterias, ubicuos en aire, tierra y agua. Como allí donde hay alimento, prospera la vida que lo utiliza, al descargar estos desperdicios se crea un florecimiento extraordinario de estos organismos, que crecen exponencialmente, con tiempos de duplicación de horas. Dentro de los organismos sub-visuales, los "superiores" respiran oxígeno, similarmente a los humanos. El oxígeno sirve para extraer la energía contenida en los alimentos, gracias a la oxidación. La fórmula "general" de un compuesto orgánico de tipo carbohidratos es: CxHyOz (C: Carbono; H: Hidrógeno; O: Oxígeno). Mientras más Hidrógeno tenga un 10 autos : por sí mismo; trophos : alimento. Del griego. 11 Es conocido el caso de cría intensiva de cerdos, en el cual unos animales comen los excrementos de los otros, en cadena, hasta extraerles el último elemento nutritivo. 35 BIOINGENIERÍA DE AGUAS RESIUDALES compuesto, en relación con el Oxígeno, más energía disponible hay. Con la oxidación todo termina finalmente en H2O y CO2, es decir, el Oxígeno se combina con el Carbono y el Hidrógeno disponible, exprimiendo toda la energía del compuesto. Desafortunadamente el agua tiene muy poca capacidad de disolver oxígeno. A lo sumo unos diez gramos por metro cúbico, en condiciones naturales óptimas. Si la descarga de desperdicios es continua y abundante, pronto habrá un gran número de bacterias aerobias (que respiran aire, es decir oxígeno), y rápidamente se agotará el oxígeno disponible en el agua. Con consecuencias catastróficas. Primero morirán peces de todas clases que necesitan una concentración mínima de unos 4.0 g/m3 de O2. Luego prosperarán otra clase de microorganismos: los anaerobios (que no respiran aire), los cuales son de muy bajas exigencias energéticas, excretando como subproductos, metano, gas sulfhídrico (de olor a huevo podrido) y otros gases que escapan a la atmósfera. El aspecto estético del agua se deteriora, con colores oscuros, sustancias flotantes, y olores nauseabundos. Los microorganismos patógenos (que producen enfermedad) se sienten en este ambiente, "como pez en el agua", llevando su carga de muerte en el agua del río. ¿Cuánto oxígeno se requerirá para descomponer totalmente los compuestos orgánicos de las aguas residuales, por parte de los microorganismos aerobios? Esto se puede medir en el laboratorio, mediante el expediente de agregar al agua residual suficiente oxígeno, y microorganismos que se alimenten de los compuestos, analizando el contenido inicial del O2 y el final después de la eliminación total de la materia orgánica. Esta medida, que es el agregado de todos los compuestos biodegradables que pueden ir en un agua residual, se conoce como la Demanda Bioquímica de Oxígeno, resumidamente la DBO, la cual se mencionó en el numeral anterior. En cierto modo, la DBO también mide la energía presente en el agua residual. Pues bien, la contaminación resulta del balance negativo entre el oxígeno que tiene una masa de agua, y la DBO causada por la descarga contaminante. El oxígeno del agua se calcula mediante el producto de su 36 INTRODUCCIÓN concentración (entre 5 y 10 g/m3) por el caudal (m3/d) del río o lago, lo que nos da los g/d de oxígeno disponible. La carga contaminante se calcula por el producto de la capacidad de consumir oxígeno del agua residual, DBO, y su caudal, lo que nos produce los gramos por día de demanda de oxígeno. Si la demanda excede la disponibilidad de oxígeno, el río está en graves problemas. Esto no es difícil que suceda si se tiene en cuenta que la DBO de un agua residual doméstica (la producida por las heces humanas) tiene una DBO de 300 g/m3 , la de una embotelladora de gaseosas de 2.000 g/m3 , y los residuos de una destilería una DBO de 50.000 g/m3 12. Los primeros sistemas de tratamiento de las aguas residuales empleaban bacterias aerobias, requiriendo por consiguiente de aireación, aunque, como se mencionó antes, ya en 1891 el francés Mouras había ensayado su tanque "automático" que sentó los cimientos del pozo séptico y del tratamiento anaerobio de las aguas. El principio de funcionamiento del tratamiento aerobio consiste en suministrar al AR el Oxígeno necesario para satisfacer la DBO. En el tratamiento anaerobio los microorganismos convierten la materia orgánica en gases, entre ellos el Metano, que es el que conserva la DBO original, la cual se elimina posteriormente por combustión directa en un quemador. Para el uso de las bacterias en el tratamiento de las aguas residuales se requiere un conocimiento adecuado de los tipos generales de microorganismos que intervienen en estos procesos, así como de su Bioenergética13 y de su Biosíntesis14. Ello exige por su parte un buen conocimiento de la Bioquímica, los ciclos metabólicos, y de un conocimiento razonable de la estructura celular. Sin embargo, desde el punto de vista técnico, las respuestas que se necesitan para dimensionar el tamaño del reactor son las siguientes: 12 Para una ampliación de los temas anteriores ver "Tratamiento Biológico de las Aguas Residuales", por Orozco y Salazar, 1987. 13 Estudio de la manera como los microorganismos extraen la energía de los compuestos orgánicos. 14 Estudio de la forma como los microorganismos forman los compuestos que requieren para su arquitectura celular. 37 BIOINGENIERÍA DE AGUAS RESIUDALES 1. ¿A que tasa remueven los microorganismos la materia orgánica? Esto nos dirá el tiempo requerido para completar la remoción de la contaminación orgánica. 2. ¿A que velocidad crecen los microorganismos? Esto nos permite calcular la cantidad de lodos que hay que eliminar diariamente del sistema de tratamiento. 3. ¿Cuánto oxígeno se requiere para esta eliminación? Lo que nos dirá el tamaño de los equipos de aireación. O, en el caso del tratamiento anaerobio: ¿Cuanto metano se produce durante la bioconversión de la DBO en gas? La Microbiología Sanitaria o Ambiental estudia los microorganismos desde el punto de vista de la Ingeniería Sanitaria o Ambiental, y tiene como principal objetivo el uso de los microorganismos para el tratamiento de las aguas. Los principales actores en este rol son las bacterias, las cuales se miden gravimétricamente, es decir por peso. La cantidad de bacterias en los lodos activados se da en miligramos por litro de sólidos suspendidos volátiles, mg/L SSV, es decir de materia sólida orgánica. Todo lo que el ingeniero debe conocer de la Microbiología General se encuentra en un buen libro de Microbiología para un primer curso en este campo. Sin embargo, fue necesario desarrollar toda una nueva rama de esta Ciencia para responder las preguntas que nos interesan, las cuales se resumieron en los párrafos anteriores. Una ampliación de estos temas se presenta en la Referencia [13], de la cuál se extractó la presentación de este aparte. Ejemplo 1.2: Cálculo de la contaminación del agua Supóngase que el río Bogotá tiene un caudal medio de 20 m3/s a la altura de Bogotá, ciudad que en 1997 contaba aproximadamente con 6 millones de habitantes. Si la contaminación per capita es de 0,054 Kg. de DBO5, y el río trae, antes de su paso por la ciudad, una concentración de 38 INTRODUCCIÓN oxígeno disuelto de 6,0 mg/L ¿Cuál será el efecto de la contaminación urbana de la ciudad sobre el río? Solución (i) Carga de OD del río: la cantidad de oxígeno disuelto que trae el río antes de recibir la contaminación se conoce como carga de OD, LOD, y se calcula como sigue: -concentración de OD, c = 6,0 mg/L (ó g/m3) = 0,006 Kg/m3 -caudal del río, Q = 20 m3/s = 1'728.000 m3/d. -carga de OD, LOD = c x Q = 1'728.000 x 0,006 - LOD = 10.368 Kg. /d. (ii) Carga de DBO lanzada al río: la cantidad de oxígeno que requiere la DBO para su degradación se conoce como carga de DBOu (DBO última), LDBO y se calcula como sigue: -carga per capita de DBO5, qDBO5 = 0,054 kg./hab.d. -carga per capita de DBOu, qDBOT = qDBO5/ 0,667 qDBOT = 0,081 kg./hab.d. Nótese que la DBOu es 1,5 (1/0,667) veces la DBO5. -población de Bogotá, P = 6'000.000 hab. -carga de DBOT, LDBO = qDBOu x P = 0,081 x 6'000.000 LDBO = 486.000 kg./d. (iii) El balance entre el OD disponible en el río y la demanda de oxígeno del río (DBO) nos da el estado que debe tener el río Bogotá. En efecto, LDBO = 486.000 Kg/d >> LOD = 10.368 Kg/d, indicando que el río tiene un 39 BIOINGENIERÍA DE AGUAS RESIUDALES déficit aproximado 450.000 Kg de OD por día, lo que explica su lamentable estado presente. 1.5 ¿QUE ES EL DISEÑO? Cuando Ud. se levanta por la mañana y entra a su baño, se lava las manos y los dientes con sólo abrir el grifo del lavabo, hace sus necesidades matutinas en ergonómico sanitario que hace desaparecer como por encanto su detritus metabólico, está haciendo uso de una gran cantidad de conocimientos científicos y tecnológicos, acumulados a través de los años, los cuáles, mediante su utilización económica se convirtieron en realidades físicas, en obras de ingeniería, gracias al diseño. Los Matemáticos produjeron las fórmulas, las teorías matemáticas, las ecuaciones y los sistemas lógicos, que han permitido a los Físicos, Químicos y demás científicos interpretar adecuadamente el universo, predecir el comportamiento de las cosas, y fabricar teorías científicas que nos dan una representación bastante aproximada del universo. Pero son los ingenieros los encargados de transformar el planeta que habitamo en un lugar mejor, más cómodo y grato, más útil, más sano, todo ello procurando no perturbar los ecosistemas originales. Esta transformación del mundo se hace aplicando los conocimientos científicos a las necesidades económicas, de salud y de placer del hombre, lo que no solo permite almacenar, tratar, transportar y distribuir el agua potable, sino recolectar, transportar y tratar las aguas usadas antes de disponer adecuadamente en ríos y lagos, sin peligro para los ecosistemas acuáticos. Y también viajar a la Luna, ver televisión vía satélite, hablar por un teléfono celular en medio de la selva, dictar a una computadora un libro ayudado de un procesador de palabras, ó cruzar un río a través de un puente. Todo ello gracias a la ingeniería. Y el medio de comunicación entre los ingenieros es el diseño. Los conocimientos científicos aplicados a la transformación del entorno se efectúan con estudios y evaluaciones, pero se consolidan con diseños, que es el lenguaje en que se comunican los ingenieros consultores y los ingenieros constructores, que permiten la erección de edificios y represas, la fabricación de televisores y redes de 40 INTRODUCCIÓN comunicación, de automóviles y computadoras, de motores y destilerías. Y, por supuesto, de Plantas de Tratamiento de Aguas Residuales. El ingeniero moderno debe conocer a profundidad las teorías científicas en que se basa su especialidad, debe dominar las herramientas matemáticas necesarias para la aplicación de estas teorías científicas al estudio y diseño de las obras y máquinas que actúan, artificialmente, sobre el medio que nos rodea. El diseño es pues, el intermediario entre la idea y la obra. Con el diseño se transmite el conocimiento científico aplicado a un uso práctico, de efectos económicos, plasmado en planos, diagramas y esquemas, que permiten al fabricante y constructor elaborar los productos que la comunidad requiere para su uso. El diseño comprende diferentes etapas, que van desde la puramente conceptual hasta la definitivamente práctica. Una idea tecnológica puede permitir concebir una nueva máquina o proceso, es decir, definir un invento. Un invento permite su aplicación a un caso particular, único, a través de un proyecto, un flujograma de un proceso, o más concretamente, una ingeniería conceptual. La ingeniería conceptual o proyecto debe entonces volverse construible mediante su transformación, con la ingeniería de detalle, en planos de construcción ó fabricación. El ingeniero constructor podrá entonces transformar esta idea original en una obra ó máquina que prestará un servicio específico, y tendrá un objetivo económico definido. En el Tratamiento de las Aguas Residuales se debe utilizar como en casi ninguna otra rama de la ingeniería, toda la gama de procesos que van de la idea a la obra. El campo es fértil para el invento, creativo para los procesos y exigente para los detalles. Es necesaria la actualización continua, no solo de las técnicas, sino de los conocimientos básicos, que permiten proponer nuevos procesos e inventar nuevos tipos de tratamiento. Aquí pues, el protagonista es el diseño. 41 BIOINGENIERÍA DE AGUAS RESIUDALES REFERENCIAS [1] OROZCO A. Y A. SALAZAR (1987), "Tratamiento de las aguas residuales", Libro de texto, Segunda edición, Ed. Universidad de Antioquia. [2] OROZCO A. (1993), “Parámetros de diseño”, en Memorias de Tecnología del tratamiento anaerobio de residuos orgánicos, Uniandes, Santa Fe de Bogotá. [3] OROZCO, A. (1995), “Tecnologías futuras para el tratamiento de las aguas residuales”, en Memorias del XXXVIII Congreso Nacional de ACODAL, Popayán. [4] OROZCO A. Y E. GIRALDO (1986), "Tratamiento anaerobio de las aguas residuales", Uniandes-CIFI-COLCIENCIAS, Bogotá. [5] McCARTY P.L. (1982), "One hundred years of anaerobic digestion”, Elsevier Biomedical Press B.V., Hughes et al Editors. [6] YOUNG J.C. AND P.L.McCARTY (1967), "The anaerobic filter for waste treatment", JWPCF. [7] LETTINGA G., K.C. PETTE, R. VIETTER AND E. WIND (1974),"Tratamiento anaerobio de desechos de carga baja(en Holandés)", H2O, 7, 281, Reviews, Vol2. [8] SWITZEMBAUM, M.S. AND W.J. JEWELL (1978), "Anaerobic attached film expanded bed reactors for the treatment of dilute organics", 51° Manual Water Pollution Control Federation, Anaheim, California. [9] VIERA, S. (1984), "Tratamento de esgotos por digestores anaeróbios de fluxo ascendente", Revista DAE, 44 (139). [10] OROZCO, A.(1988), "Anaerobic wastewater treatment using an open flow baffled reactor at low temperature", Fifth internatinal Symposium on Anaerobic Digestion, Posterpaper book, Bolonia. [11] OROZCO, A. (1997) “Pilot and full-scale anaerobic treatment of 42 INTRODUCCIÓN low-strenght wastewater at sub-optimal temperature (15°C) with a hybrid plug flow reactor", Proceedings of the 8th Internatioanl Conference on Anaerobic Digestion, Vol. 2 , Oral presentation, May 25-29, Sendai, Japan. [12] [13] ZEHNDER, A.J.B. et al (1982), "Microbiology of methane bacteria in anaerobic digestion", Elseevier BiomedicalPress, Hughes. OROZCO A. (1994), "La reivindicación de Hefestos", en preparación, Bogotá. [14] UNIVERSITY OF OKLAHOMA, “Appropiate Methods of Treating Water and Wastewater in Developing Countries", 1978. [15] PURVIS and HODGSON, "The Chemical Examination of Water, Sewage and Foods" por, 1922. [16] SINCERO, A. y G. SINCERO, “Environmental Engineering”, Prentice Hall, New Jersey, 1996. [17] METCALF & EDDY, “Wastewater Engineering”, McGraw Hill International Edition, New York, 2003. [18] Libhaber, M and Orozco-Jaramillo, A, "Sustainable treatment and reuse of municipal wastewater", IWA Publishing, London, United Kingdom, 2012. 43 44 2. TEORÍA DEL TRATAMIENTO BIOLÓGICO 2.1 GENERALIDADES La DBO y la DQO son medidas del estado de reducción de la materia orgánica, es decir del contenido energético. La DBO es una medida más ampliamente reconocida, aunque para efectos de interpretar las cinéticas del Tratamiento de las Aguas Residuales (TAR), la DQO es el parámetro que se emplea. Ambos análisis calculan la cantidad de oxígeno que se requiere para oxidar la materia orgánica, pero la DBO sólo da cuenta de la fracción biodegradable, mientras la DQO tiene en cuenta también la fracción no-biodegradable. Por otra parte, la remoción de sustrato, en términos de DBO y DQO, es equivalente, pues las unidades de O2 removidas son las mismas. Así, para un sustrato o AR sometido a tratamiento, con una concentración inicial igual a (DBO)0 y (DQO)0 y una concentración efluente de (DBO)e y (DQO)e se tiene: ΔS (DBO)0 (DBO)e (DQO)0 (DQO)e Donde: ΔS = Demanda de oxígeno removido O sea: ΔDBO = ΔDQO 45 BIOINGENIERÍA DE LAS AGUAS RESIDUALES Entonces, para los efectos de remoción de sustrato, la DBOu y la DQO son equivalentes, prefiriéndose la última por razones de simplicidad en la ejecución. Como decíamos, la DQO nos Índica la cantidad de O2 requerida para oxidar totalmente la Materia Orgánica (MO). A mayor DQO, mayor capacidad de contaminación de un residuo líquido, pues mayor O2 será requerido para su oxidación. Un AR o sustrato tiene un potencial de contaminación medido con la DQO. Pero para efectos de tratamiento biológico la bDQO nos dice la cantidad de alimento que a un determinado cultivo biológico le entra. En efecto, refiriéndonos a la Figura 2.1, el AR o sustrato influente, S0, es el alimento que entra al reactor donde se encuentra un cultivo altamente concentrado de bacterias, medido como SSVLM (Sólidos Suspendidos Volátiles del Licor Mixto), el cual después de alimentarse deja un sustrato efluente o residual, S. El oxígeno removido (ΔS) durante el tratamiento es la cantidad de sustrato utilizado en la alimentación de las bacterias, a saber: ΔS (S0 S) (DQO)0 (DQO)e (2.1) Figura 2.1 Esquema de un Tratamiento Biológico de Aguas Residuales De este modo lo que para nosotros es contaminación, para las bacterias es alimento. Debe tenerse en cuenta que la demanda de oxígeno es también una medida de la cantidad de energía disponible en el alimento. Así la DQO es una medida de energía, y debe estar directamente 46 TEORÍA DEL TRATAMIENTO BIOLÓGICO relacionada con la capacidad calorífica del sustrato, o con el contenido de energía disponible en el compuesto para la oxidación. De acuerdo con el fraccionamiento de la DQO, este se divide en DQO biodegradable (bDQO = DBOu ≈ 1,5 DBO5), que se compone a su vez de DQO biodegradable soluble (sbDQO = sDBOu) y biodegradable particulado (bpDQO = pDBOu). Las bacterias, al utilizar un compuesto con una DQO determinada, deben usar la energía en él disponible para sus reacciones metabólicas, convirtiéndolo en otro compuesto con menor energía, es decir menor DQO. En la transformación de un compuesto con alta energía a otro con una cantidad menor se paga una "comisión", en términos de entropía, de acuerdo con la segunda ley de la termodinámica. En otras palabras, no puede efectuarse un cambio de un estado de energía a otro con un 100% de eficiencia. Pues bien, esta energía liberada en las reacciones, es la que utilizan los microorganismos, y en general todos los seres vivos, para su manutención. Esta transformación permite emplear la energía libre en el trabajo útil necesario para el movimiento y todas las funciones vitales. Desde luego, parte se pierde como calor. Esto lo veremos con mayor detalle en otra parte de este capítulo. Resumiendo lo anterior, podemos decir que un compuesto altamente reducido tiene un alto contenido energético que puede ser utilizado, en el proceso de oxidación a otro compuesto menos energético, para las necesidades metabólicas de los organismos. Esta energía se mide como energía libre en kCal/mol, pero debe estar relacionada con la DQO, en mg/L de O2 consumido. En otras palabras, la DQO debe ser una medida del contenido energético de un compuesto, lo cual fue demostrado por Servizi y Bogan en 1963, encontrando que la energía libre fluctúa entre 3160 Cal/g DQO y - 3587 Cal/g DQO para la mayoría de los compuestos orgánicos (la DQO de los compuestos orgánicos es bDQO). Es decir, es constante para todos los efectos prácticos, lo cual es compatible con la teoría expuesta. Se recibe entonces que la DQO es en realidad una medida del contenido energético de un compuesto. Ahora, refiriéndonos otra vez a la Figura 2.1, tenemos que al suministrar a un cultivo de bacterias un sustrato con un DQO influente, S0, las bacterias se alimentan de el bDQO dejando un sustrato residual (sDQOe), efluente del reactor, igual a S. El sustrato consumido ΔS = S0 - S, fue entonces empleado, en el cambio a un producto final y en la obtención de la energía necesaria para las funciones 47 BIOINGENIERÍA DE LAS AGUAS RESIDUALES metabólicas vitales de los microorganismos. En el caso del reactor en mención, el producto final es nueva biomasa1 que aumenta el número y peso de los microorganismos. En forma resumida podríamos decir que el sustrato, CxHyOz, "reacciona" con el O2 para producir microorganismos, CO2 y H2O. Es conveniente recordar que la "composición química" o “fórmula” de las bacterias en los cultivos para TAR es C5H7NO2 según Hoover y Porges, por lo que podríamos expresar la reacción de remoción resumida del siguiente modo: CxHyOzN + nO2 → Sustrato + Oxígeno C5H7NO2 + CO2 + H2O → microorganismos Los microorganismos se miden en el laboratorio gravimétricamente como SSV (mg/L), pero tienen una demanda estequiométrica de oxígeno que puede ser calculada como sigue: C5 H7NO2 + 5 O2 → 5 CO2 + 2 H2O + NH3 (2.2) (113) + 5x(32) lo que nos permite calcular la DQO teórica, teniendo en cuenta que el C5H7 NO2 se mide como SSV: DQO (teórica) = 5 x 32 g O 2 = 1,42g O2/g SSV 113 g SSV O sea, que los SSV conformados por los microorganismos (de composición C5H7NO2) tienen una DQO de 1,42 g O2 /g SSV. La medición experimental de lo anterior con SSVLM en plantas de lodos activados da valores entre 1,40 y 1.46, lo que concuerda con lo expuesto. De este modo, podemos expresar los microorganismos presentes en un reactor en unidades de oxígeno o DQO equivalente, simplemente multiplicando los SSV de lodos aerobios por 1,42, lo que por otra parte nos da el contenido energético total de los micro-organismos. Vale anotar que la “fórmula” de 1 En realidad hay otros productos finales adicionales, pero de menor importancia 48 TEORÍA DEL TRATAMIENTO BIOLÓGICO los microorganismos anaerobios es C5H9NO3 por lo que el coeficiente estequiométrico de conversión a DQO es 1,22 g O2 /g SSV. Es claro de lo anterior, que el sustrato removido, ΔS, se convierte en biomasa, ΔX, y en esa conversión los micro-organismos obtienen la energía necesaria para sus metabolismos y pagan la "comisión" de entropía por el cambio. Estos dos factores en últimas se computan como pérdidas de energía y se pueden medir en términos de O2, como respiración. Para el caso hablaremos de respiración aerobia, es decir en presencia de oxígeno molecular, pero existe también la respiración anaerobia o en ausencia de oxígeno molecular, de la cual hablaremos más adelante. De este modo podemos decir que en términos de energía medida como unidades de oxígeno, el fenómeno a nivel macro que ocurre en un reactor biológico puede ser expresado en la siguiente ecuación, conocida también como la Ecuación de la Bio-conversión: ΔS = 1.42ΔX + ΔO2 (2.4) Sustrato consumido = biomasa Producida + oxígeno respirado (g O2) (g O2) (g O2) La Figura 2.2 nos muestra esquemáticamente la Ecuación (2.4). Debe recordarse que la respiración da cuenta tanto de la energía consumida en funciones vitales como de las pérdidas por entropía lo que equilibra el balance termodinámico que debe ser exacto y el cual ha podido ser bien demostrado en la práctica. Vale hacer hincapié en que la Ecuación (2.4) no sólo da un balance termodinámico de lo que ocurre en un reactor biológico, sino que nos permite efectuar el balance estequiométrico, en unidades de O2, entre los reactantes y los productos. Por otro lado, es muy importante aclarar que la bio-conversión de la materia orgánica puede ocurrir también en forma anaerobia, en cuyo caso la ecuación de la bio-conversión será: ΔS = 1.22ΔX + 4.00ΔCH4 Sustrato consumido = biomasa Producida + metano producido (g O2) (g O2) (g O2) 49 (2.5) BIOINGENIERÍA DE LAS AGUAS RESIDUALES Figura 2.2 Esquema de la Remoción de Sustrato y su Conversión a la Biomasa en un Reactor Biológico (En Unidades de O2) Volviendo a la bio-conversión aerobia, para que el reactor opere en condiciones aerobias, es necesario el suministro continuo de oxígeno suficiente para satisfacer la demanda de oxígeno, que se calcula de la Ecuación (2.4) como respiración. Si no lo hacemos, la remoción de sustrato se detendrá, o se hará por la vía anaerobia. Todo lo anterior lo podemos resumir del siguiente modo: a un reactor se le suministra continuamente sustrato orgánico, que es asimilado por una población bacterial altamente concentrada. A esta población bacterial se le suministra oxigeno, el cual, mediante la respiración, es empleado por los micro-organismos para la conversión del sustrato en nuevos microorganismos, para aumento de la biomasa en general y para la obtención de la energía necesaria para sus propios metabolismos. Parte de la energía se pierde en forma de calor. Esto corresponde al esquema de la Figura 2.2 y la Ecuación (2.4). Luego, podemos reducir todo el fenómeno del tratamiento biológico de las aguas residuales a tres puntos básicos: 50 TEORÍA DEL TRATAMIENTO BIOLÓGICO (1) ¿Cuál es la tasa de remoción de sustrato y qué mecanismos la gobiernan? (2) ¿Cuál es la tasa de crecimiento bacterial y qué mecanismos la definen? (3) ¿Cuánto oxígeno es necesario para que el proceso se realice? o ¿Cuánto metano se produce? La respuesta a estas preguntas nos define: (1) El tiempo de detención necesario en el reactor para que el sustrato sea removido con la eficiencia deseada. (2) El volumen diario de biomasa producida. (3) El peso de oxígeno requerido cada día para que el proceso se lleve a cabo (o la cantidad de metano producido que es necesario manejar). El fenómeno de remoción de sustrato utilizado para el TAR puede ser llevado a cabo en reactores de medio suspendido aireados violentamente con agitadores o difusores (proceso de lodos activados). También puede ser llevado a cabo en reactores de medio fijo, efectuando aireación por contacto con el aire (filtros biológicos). Pero el proceso microbiológico en sí es similar en todos los casos y puede ser explicado con los mismos fenómenos. Para ello es importante estudiar la bioquímica del tratamiento biológico, así como sus relaciones cinéticas y estequiométricos con mayor detalle. De ello pues, nos ocuparemos en el resto del capítulo. 2.2 MICROBIOLOGÍA Los seres vivos se definen, desde el punto de vista de la arquitectura celular en Eucariotes, compuestos por células con núcleo verdadero, y Procariotes, con células que no tienen núcleo verdadero. Recientemente, los organismos Eucariotes se han subdividido en cuatro reinos, a saber: Animal (tema de la Zoología), Vegetal (objeto de la Botánica), Hongos (objeto de la Micología) y Protista (conformados por protozoos, algas, etc). El reino Protista lo componen todos los Eucariotes 51 BIOINGENIERÍA DE LAS AGUAS RESIDUALES que no son hongos, animales o plantas, y son principalmente microscópicos, pero también los hay muy grandes como las algas marinas. Los organismos Procariotes conforman un quinto reino, Monera, de organismos microscópicos, conformados por las Eubacterias (o bacterias verdaderas) y las Arqueobacterias, que a menudo se presentan como dos reinos diferentes entre sí. Para los interesados en la Microbiología, y este es el caso de la Ingeniería del Tratamiento de las Aguas Residuales, es más claro hablar de tres Dominios o sub-divisiones de los organismos en lugar de “reinos”, a saber: Eucariotas, Eubacterias y Arqueobacterias. La Tabla 2.1 presenta la división más aceptada actualmente. De este modo: (i) los Eucariotas, organismos que tienen células con núcleo "verdadero", comprenden los animales (reino Animal), las plantas (reino Vegetal), y las algas, los hongos y los protozoos (reino Protista). Como todos los animales y plantas superiores tienen células Eucariótidas, es probable que los organismos Protista sean los antecesores de los reinos animal y vegetal. (ii) Las Eubacterias o microorganismos unicelulares sin verdadero núcleo, comprenden la mayoría de las bacterias. Como no tienen núcleo verdadero tienen una estructura celular Procariótida, y pertenecen al reino Monera. Finalmente (iii) las Arqueobacterias, también Procariotas, son organismos microscópicos con una química celular distintiva, e incluye a los organismos extremófilos, tales como los Metanogénicos, Halofílicos y Termo-acidofílicos. También se incluyen en el reino Monera. En las Figuras 2.3 y 2.4 se presentan en forma esquemática las subdivisiones de la naturaleza desde el punto de vista de los Reinos y de los Dominios. 2.2.1 Virus Por otra parte, los Virus no son células, ya que no son sistemas dinámicos abiertos. Sólo cuando están asociados con células verdaderas adquieren algunos atributos de los seres vivos. Son parásitos obligados muy pequeños, entre 30 y 200 nm (1 nm = 10 -9 m). Contienen ADN o ARN como material genético. Los virus son pues material genético encapsulado en el cápside, que necesitan infectar las células vivas para apoderarse de su aparato reproductor y así producir más virus. Los virus que infectan bacterias son conocidos como bacteriófagos y a menudo tienen una cabeza hexagonal, cola y fibras. 52 TEORÍA DEL TRATAMIENTO BIOLÓGICO Tabla 2.1: Subdivisión celular de los organismos Grupo Miembros Representativos Características Eucariotas Animales (vertebrados e invertebrados) Multicelulares con diferenciación de tejidos. Plantas (Algas marinas, Mohos, Protozoos) Unicelulares con poca diferenciación celular Protisto (Protozoos, Algas, Hongos) Son Eucariotas (Tienen núcleo verdadero) Eubacterias Monera (La mayoría de las bacterias) Procariotas (No tienen un núcleo verdadero). Con química celular similar a la de los Eucariotes Arcabacterias Monera (Metanogénicas, Halofílicas, Termoacidofílicas) Procariotas. Química celular diferente 2.2.2 Relación Área / Volumen Para el tratamiento biológico de las aguas residuales, los microorganismos de más interés son las bacterias, pues ellas son responsables de casi la totalidad de la remoción del sustrato orgánico o materia orgánica. En efecto su tamaño varía entre 0.3 y 50 μm (1 μm = 1 x 10-6 m), estando las más comunes entre 0.5 y 3.0 μm. Es así como la relación de superficie de absorción a volumen de microorganismos es muchísimo más alta que en los otros microorganismos presentes en los cultivos para el TBAR, mucho más grandes, y tienen consiguientemente más eficiencia de absorción del sustrato. 53 BIOINGENIERÍA DE LAS AGUAS RESIDUALES Figura 2.3: Esquema de los Reinos de la Naturaleza. Eubacteria y Arqueobacteria a menudo se presentan como el reino Monera. Fuente: http://www.whfreeman.com/life/update/ Figura 2.4: División de la naturaleza desde el punto de vista de los Dominios y el Árbol Filogenético. Además, los procesos de ingeniería del TBAR, tales como la sedimentación, imponen este tipo de microorganismos, en contra de otros saprofitos naturales como los hongos que son filamentosos (cilíndricos). 54 TEORÍA DEL TRATAMIENTO BIOLÓGICO La relación Área / Volumen, A/V, es de gran importancia en el Tratamiento de las Aguas Residuales. En general, la relación A/V es mucho mayor en un gran número de pequeños volúmenes (supongámoslos esféricos) que sumen un gran volumen, que en unos pocos que conformen el mismo volumen. Por ejemplo, tiene mucho mayor área superficial cien millones de gotitas de agua que tengan un volumen total de 1 cm3, que diez gotas de agua que tengan el mismo volumen (en realidad, más de doscientas veces más área). Para un mismo volumen, la relación del área total superficial para dos números diferentes de gotas esféricas, A1/A2, es igual al cubo de la relación inversa del número de gotas, (n2/n1), y también a la relación inversa de los diámetros, (d2/d1): Es decir, A1/A2 = (n2/n1)1/3 = (d2/d1). En el caso del ejemplo anterior, A1/A2 = (100.000.000/10)1/3 = 0,2879 / 0,0013 = 215 veces más área. Es por ello que bacterias de 1 μm son mucho más eficientes que protozoos con células de 20 a 100 μm al tener mucha más área de absorción de sustrato para la misma cantidad de biomasa celular. Un problema distinto ocurre cuando se comparan las bacterias con hongos que tiene células de 3 a 4 μm de ancho, pero que crecen en forma filamentosa. O mejor aún, cuando se comparan dos tipos diferentes de bacterias, los cocos (esféricos) y los bacilos (cilíndricos). En este caso, para un mismo volumen, el área mínima superficial se obtiene con una esfera, lo que significa que es más competitiva, en condiciones de escasez, la bacteria cilíndrica que la esférica, al tener mayor área superficial. Sin embargo, un aspecto muy importante en el tratamiento de aguas residuales es la posibilidad de separar gravitacionalmente (por sedimentación simple) la biomasa del agua residual, lo que se facilita si las bacterias son esféricas, es decir tienen menor área de resistencia con el agua en la sedimentación. En otras palabras, el microorganismo deseable debe ser muy pequeño para que tenga la mayor área de absorción posible pero debe ser esférico para que sedimente bien. Esto se discutirá en otros capítulos más ampliamente. 2.2.3 Energía Desde el punto de vista del modo de obtención de energía para las reacciones metabólicas y la síntesis de nuevo material celular, los organismos vivos se dividen en Autótrofos y Heterótrofos. Los organismos autótrofos obtienen su energía directamente de la luz solar (Vg. reino vegetal) o por reacciones inorgánicas de óxido-reducción. Los organismos 55 BIOINGENIERÍA DE LAS AGUAS RESIDUALES que obtienen la energía directamente del sol son llamados Autótrofos Fotosintéticos y los que la obtienen de reacciones de óxido-reducción son llamados Autótrofos Quimiosintéticos. Los organismos autótrofos tienen la propiedad de convertir compuestos inorgánicos oxidados, (Vg. el CO2), en compuestos orgánicos que almacenan la energía de la luz solar o de las reacciones de óxidoreducción en enlaces químicos de alta energía. El CO2 es para ellos, la fuente del carbono orgánico y en general, de toda la biomasa existente en la tierra. Asimismo son los que fijan la energía solar e inician el ciclo de transmisión de energía a través de la cadena alimenticia o cadena trófica, que da vida al resto de organismos en el mundo. Los organismos heterótrofos (Vg. reino animal), sólo pueden obtener energía a través de la oxidación de materia orgánica, es decir, se requieren compuestos sintetizados por organismos autótrofos. Estos organismos obtienen el carbono orgánico de compuestos orgánicos y con su degradación obtienen la energía para su manutención. Los microorganismos, tanto Eucariotas como Procariotas, pueden obtener energía por el método autotrófico como por el método heterotrófico. Como tienen diferencias taxonómicas entre sí más importantes que el modo de obtención de energía, no es posible clasificarlos simplemente como animales o vegetales, sino en el reino protisto y monera. Las bacterias es el grupo es de mayor interés en nuestro tema. Veamos algunos aspectos con más detalle. 2.2.4 Bacterias Las bacterias, Eubacterias, son organismos procariotas y pueden ser autotrófas o heterotrófas, tienen una arquitectura celular que se puede esquematizar como en la Figura 2.5, que además es bastante representativa de las células de los seres vivos. En general, las bacterias tienen una membrana celular que guarda los otros elementos internos necesarios. Esta membrana está a menudo protegida por una pared celular que protege la membrana y da forma y tamaño definido a la célula. La membrana celular está compuesta por fosfolípidos y proteínas principalmente. Esta membrana sirve como barrera de permeabilidad, 56 TEORÍA DEL TRATAMIENTO BIOLÓGICO pues existen grupos grasos - acil que abren y cierran poros del tamaño de 0.4 a 0.5 nm (1 nm = 1 x 10-9 m), lo que determina el tamaño de molécula que puede penetrar al interior. La propiedad selectiva de asimilación de la membrana está definida por su composición química y su estructura. La membrana celular contiene el citoplasma que consiste en una solución acuosa de sales, azúcares, aminoácidos, vitaminas, coenzimas y una gran variedad de material soluble. La concentración interna de sales del citoplasma es mucho mayor que la del medio que la rodea, en términos generales. Esto hace que la presión osmótica hacia el exterior sea grande, por lo cual son necesarias la pared celular y la cápsula para conservar la forma. Dentro del citoplasma se encuentran los ribosomas que son cuerpos que contienen ácido ribonucleico, ARN y que es parte principal de la maquinaria de síntesis de proteínas. También en su interior se encuentra la zona del núcleo, no completamente definida, y muy rica en ácido desoxirribonucléico, ADN. El ADN contiene toda la información genética para la reproducción y se considera como la clave fundamental de la vida. Si las bacterias son móviles, tienen flagelos que son apéndices de unos 20 nm de longitud. En general la estructura celular está bastante bien entendida, conociéndose gran parte de los componentes de los diversos sistemas celulares y su modo de operación. En otras palabras, las funciones vitales están bastante reducidas a relaciones meramente físicas, químicas y eléctricas, que permiten una representación de la vida, en forma bastante mecánica por cierto. Las bacterias están compuestas en un 75-80% de H2O y un 20% de material seco, del cual el 80-90% es orgánico y el resto inorgánico; La "composición química" aproximada es C5H7NO2, lo que significa que aproximadamente la mitad de la parte orgánica es carbono. Los compuestos inorgánicos principales son: P2O5 (50%), SO3, (15%), Na2O (11%), CaO (9%), MgO (8%). K2O (6%) y Fe2O3 (1%). Las bacterias pueden ser esféricas, cilíndricas y espirales. Las esféricas pueden estar individualmente (cocos), por pares (diplococos) o formando cadenas (estreptococos) y ramilletes (estafilococos). Las cilíndricas pueden venir individualmente (bacilos) o en cadenas (estreptobacilos); las espirales (espirilos) se mantienen desunidas de otras compañeras generalmente. 57 BIOINGENIERÍA DE LAS AGUAS RESIDUALES Figura 2.5. Esquema de una Célula Bacterial Fuente: http://www.arrakis.es/~lluengo/microbio.html El medio ambiente de las bacterias es muy importante para su supervivencia. El pH debe estar preferiblemente entre 6.5 y 7.5. La temperatura puede fluctuar entre —2°C y 75°C de acuerdo con la subdivisión mostrada en la Tabla 2.2, según el rango de temperatura para la supervivencia. Las tasas de reacción metabólicas, en general, se duplican con un incremento de 10°C dentro de los rangos presentados. Tabla 2.2: Rangos típicos de temperatura para las bacterias Rango de Temperatura Tipo de Bacteria General Óptimo Criofílicas 2 – 20 12 – 18 Mesofílicas 20 – 45 25 – 40 Termofílicas 45 – 75 55 - 65 58 TEORÍA DEL TRATAMIENTO BIOLÓGICO Como lo habíamos dicho, las bacterias son principalmente heterótrofas, pero pueden ser autótrofas también. Las más comunes entre las autótrofas son quimio-sintéticas, pero algunas son fotosintéticas (bacteria Púrpura del Azufre v la bacteria Verde del Azufre). El modo de obtener el oxígeno para la respiración, o mejor, el aceptar de electrones para el proceso de oxidación, nos sirve también para clasificar las bacterias. Para obtener la energía de un compuesto es necesario oxidarlo, mediante la pérdida de un electrón, que debe ser recibido por el aceptor, que a su vez se reduce. Generalmente la materia orgánica cede el electrón a través de la cesión de hidrógeno, por lo cual el proceso de oxidación también se llama deshidrogenación. Cuando el aceptor de hidrógeno es oxígeno molecular, se dice que hay respiración aerobia, la cual es llevada a cabo por las bacterias aeróbicas. Por ejemplo en el proceso de nitrificación del NH3 por las Nitrosomonas el O2 recibe H2 para formar H2O, como sigue: as 2NH3 3O2 Nitrosomon 2HNO2 2H2O Energía (2.5) Cuando el aceptor de H2 no es oxígeno molecular, se dice que el proceso de oxidación es anaerobio y realizado por bacterias anaeróbicas. Si no existe aceptor de H2 externo, sino que un compuesto orgánico se divide en dos, uno más oxidado y otro más reducido, se dice que hay fermentación como en el caso de la glucólisis que se puede resumir como sigue: C6 H12O6 2CH3CH 2OH Glucosa Etanol 2CO2 Dióxido de C (oxidación (producto (producto intermedia) reducido) oxidado) 57kcal (2.6) Energía Si hay un compuesto aceptor de hidrógeno, distinto del O2, se dice que hay respiración anaeróbica como en el caso de la desnitrificación: 6NO3- + 5CH3OH 5CO2 + 3N2 + 7H2O + 6OH (2.7) Nitratos Aceptor de H2 59 BIOINGENIERÍA DE LAS AGUAS RESIDUALES Las bacterias anaeróbicas llevan a cabo la fermentación y la respiración anaeróbica. Ciertas bacterias pueden sobrevivir en ambiente aerobio y anaerobio y entonces son llamadas bacterias facultativas. Este último tipo de bacterias es el más importante para el TAR, pues en él se desarrollan ambos ambientes sucesivamente, por lo que bacterias facultativas son las que prosperan principalmente. Finalmente debemos hablar de las Arqueobacterias organismos extremófilos, los más primitivos en el planeta Tierra, y que tienen una química celular tan distinta que se les ubica como un “reino o dominio” aparte. Los más importantes para nosotros son las bacterias Metanogénicas, bacterias anaerobias obligadas, muy especializadas, pues tienen parte activa en el tratamiento anaerobio de las aguas residuales. En otro numeral se ampliará sobre estos aspectos, pues el metabolismo anaerobio requiere de cinco especies diferentes de bacteria para la conversión de materia en CH4 y CO2, y en el último paso actúan las Metanogénicas. Figura 2.6: Foto de una Cianobacteria (Nostoc) que vive en ambientes acuáticos. Fuente: http://www.elbalero.gob.mx/bio/html/especies/micro/micro5.html 2.2.5 Otros Tipos de Microorganismos Existen otros microorganismos del reino Protisto de interés para el TAR. Las consideraciones generales en cuanto a composición celular, 60 TEORÍA DEL TRATAMIENTO BIOLÓGICO métodos de obtención de energía y respiración, etc., son bastante similares a las explicadas para las bacterias, pero otras características difieren fundamentalmente, por lo que conviene darles un vistazo por separado. La mayoría de ellos son organismos pluricelulares. Veamos: Hongos: Para el TAR podemos definir los hongos como microorganismos multicelulares y heterótrofos, pertenecientes al dominio de los Eucariotas. Su reproducción puede ser sexual o asexual y está invariablemente conectada a la producción de esporas. La mayoría de los hongos son estrictamente aerobios y pueden tolerar ambientes de bajo pH, con rango general de 9.0-2.0 y un valor óptimo del pH de 5.6. Además son de bajos requerimientos de nitrógeno, por lo que pueden competir favorablemente con las bacterias en ambientes ácidos con bajo contenido de nutrientes. Tienden a crecer en formas filamentosas llamadas micelios, que se componen de unidades microscópicas llamadas hipas. No sedimentan bien y por ser filamentosos tienen una relación área de absorción a volumen de micro-organismos baja, aunque son los microorganismos saprofitos por excelencia. Los hongos existen en gran diversidad y diferentes tamaños, pero los que interesan al TAR son los microscópicos, filamentosos. Ver Figura 2.7. Algas: Son micro-organismos multi o unicelulares, autótrofos y fotosintéticos (contienen Clorofila), pero carecen de raíces. Pueden ser microscópicos, unicelulares, pero también las hay de gran tamaño como las algas marinas. Para el TAR son de interés los microscópicos que pueden ayudar o interferir en el tratamiento y la purificación del agua. Son indeseables para el suministro de agua potable, pero esenciales en los sistemas de tratamiento por lagunas de oxidación, para la producción del O2 que requerirán las bacterias en lagunas aerobias y facultativas. Son Eucariótas y fijan el carbono orgánico del CO2 por acción fotosintética, lo que puede ser resumido como sigue: CO2 2H2O Luz CH2O O2 H 2O Algas 61 (2.8) BIOINGENIERÍA DE LAS AGUAS RESIDUALES Figura 2.7: Foto de la Rhyzopus arrhizus. este hongo es rico en enzimas, por lo que se utiliza en la producción industrial de estas y obtener ácido láctico. Fuente: http://www.elbalero.gob.mx/bio/html/especies/micro/hongo7.html Como se observa, la fotosíntesis a la vez que fija carbono orgánico produce O2 molecular, lo que es la fuente del modo aerobio de vida. Las algas (CH2O) conjuntamente con las plantas verdes, son las grandes abastecedoras de oxígeno de la tierra, necesario para la vida animal y vegetal, en general, la “vida superior” (aerobia). Ver Figura 2.8. Las algas también respiran, durante el día y la noche, aunque el balance entre el oxígeno consumido y el producido es positivo. La reacción de respiración se puede presentar como sigue: CH 2O O2 CO2 H2O (2.9) Algas Como las algas consumen CO2, las condiciones en las lagunas son más bien alcalinas, tendiendo a predominar la alcalinidad de carbonatos y de hidróxidos especialmente durante el día. Durante la noche, al cesar el 62 TEORÍA DEL TRATAMIENTO BIOLÓGICO consumo de C02 y permanecer el producido por la respiración, el pH tiende a bajar. Figura 2.8: Alga microscópica crece en forma de colonia (Volvox sp.) Fuente: http://www.elbalero.gob.mx/bio/html/especies/micro/algmic1.html. Las algas necesitan también compuestos inorgánicos para sobrevivir entre los que se encuentran el nitrógeno y el fósforo. Además requieren de hierro, cobre y molibdeno. Los principales grupos de algas son: Verdes (Clorofilas): son clorofiladas. Verdes móviles (Euglenofita). Verdes-amarillas o doradas (Crisófitas). Protozoos: Son microorganismos móviles, Eucariotas, generalmente unicelulares, heterótrofos y aeróbicos, siendo unos pocos anaeróbicos. Normalmente son acuáticos o parasitarios, y pueden vivir en colonias o solitarios, y son libres (free-swiming) o fijos. En el TBAR sirven como "pulimentadores", pues se alimentan de bacterias y materia orgánica particulada. Se dividen en cuatro grupos: Flagelados, Amoebas, Sporozoa, 63 BIOINGENIERÍA DE LAS AGUAS RESIDUALES y Ciliados (o Infusorios). En el grupo Infusorio se encuentra el Paramecium, ver Figura 2.9, que nada libremente y sobrevive en ambiente con alto contenido energético (alta bDQO). Por otra parte la Vorticela del Mismo grupo, vive unida a algo sólido en ambientes de bajo contenido energético (baja bDQO). Es aparente, que estos dos protozoos son excelentes indicadores del grado de tratamiento obtenido, pues su presencia indica un alto o bajo contenido de DQO en su medio ambiente. 2.2.6 Crecimiento Relativo de Microorganismos Cuando se efectúa el TAR, normalmente el reactor es alimentado en forma continua, manteniéndose las condiciones ambientales aproximadamente constantes, especialmente en reactores de lodos activados completamente mezclados. Sin embargo, cuando se pone un sustrato en un cultivo de bacterias, sin nuevo suministro de MO (medida como DQO), se produce una eliminación sucesiva de la DQO que crea condiciones variables en el ambiente, significadas en la cambiante concentración. Este proceso se dice que es por lotes (batch culture) y su degradación sucesiva se puede determinar por la aparición de microorganismos, de acuerdo con e! ambiente decreciente de contenido orgánico. La Figura 2.10 nos presenta la aparición de diferentes microorganismos con el tiempo, en un cultivo por lotes. Demos ahora un rápido vistazo a la presencia de micro-organismos en los diferentes procesos de TBAR. Los lodos activados utilizan un cultivo altamente concentrado de bacterias facultativas en suspensión, con buenas propiedades de sedimentación. Los desechos orgánicos de carbohidratos tienden a reproducir Pseudomonas, mientras los desechos proteínicos favorecen Alcaligenes, Flavobacterias y Bacilos. Todos estos tipos de bacterias conforman un floc conocido como la Zooglea Ramígera (ver Figura 2.11) en el cual aparecen protozoos de ambientes de baja energía como la Vorticela, siempre que el tratamiento sea eficiente, es decir la DQO sea baja. 64 TEORÍA DEL TRATAMIENTO BIOLÓGICO Figura 2.9: Paramecium sp. organismo unicelular de vida libre, cubierto de cilios, los cuales son pequeñas extensiones móviles que utiliza para desplazarse y para alimentarse. Fuente: http://www.elbalero.gob.mx/bio/html/especies/micro/micro1.html Figura 2.10. Crecimiento Relativo de Microorganismos en la Estabilización de un Residuo Líquido 65 BIOINGENIERÍA DE LAS AGUAS RESIDUALES Los filtros biológicos utilizan cultivos fijos a un medio sólido, con ambiente aerobio en el extremo exterior, facultativo al centro y anaerobio en el interior (ver Figura 2.12). Así es posible encontrar Bacilos en la parte aerobia, Pseudomonas, Micrococos y Flavobacterias en la zona facultativa, mientras anaerobios obligados como Desulfovibrio se encuentran en el medio de adhesión. Los protozoos predominantes en este sistema son del grupo Ciliado. En lagunas de estabilización, de las cuales tomaremos la facultativa como representante, existe una unión simbiótica entre algas y bacterias. La Figura 2.13 esquematiza apropiadamente lo anterior. Las bacterias consumen la MO y las algas producen el O2 que utilizan las bacterias. Los sólidos sedimentables caen al fondo donde se produce una descomposición anaerobia de la materia orgánica. Como ya hemos mencionado, el tratamiento anaerobio también se utiliza para remover materia orgánica, y a menudo en ciertos aspectos del tratamiento como en la digestión de lodos. El TAR anaerobio se efectúa en dos fases, en términos generales (en realidad son seis reacciones básicas, como veremos luego): Figura 2.11: Floc de lodos activados, Zooglea Ramígera 66 TEORÍA DEL TRATAMIENTO BIOLÓGICO La primera fase es de producción de ácidos orgánicos, causada por las bacterias productoras de ácidos o acidogénicas; La segunda fase remueve los ácidos orgánicos convirtiéndolos en CH4, H4S, CO2 y H2O. En esta fase intervienen las metanobacterias y la desulfovibrio para la reducción del SO4=. Finalmente, el proceso de nitrificación-denitrificación, que se lleva a cabo para remover el N2 del AR, se efectúa en parte, en el proceso secundario, sea lodos activados o filtros biológicos. La fase de nitrificación se produce en ambiente aerobio, con las nitrosomas que convierten el NH3 en N02- (nitritos) y las nitro-bacterias, que culminan la nitrificación. La denitrificación se hace en ambiente anaerobio y libera el N2 en forma gaseosa. Figura 2.12. Corte Esquemático de Medio Fijo para TBAR 67 BIOINGENIERÍA DE LAS AGUAS RESIDUALES 2.3 BIOQUÍMICA DEL TRATAMIENTO BIOLÓGICO DE LAS AGUAS RESIDUALES La vida ha sido definida como "un sistema de acciones catalíticas cooperantes". En realidad, cuando un organismo (o para nuestro caso, un microorganismo) se alimenta de un sustrato específico, pretende obtener de él energía para sus procesos vitales y materia para sintetizar su propia estructura orgánica. Hemos visto que los organismos autótrofos son los "encargados" de capturar la energía solar y hacer la síntesis de la materia orgánica a partir del CO2. Por otra parte, los organismos heterótrofos utilizan la energía almacenada en los autótrofos para sus propias necesidades y toman parte de la materia orgánica sintetizada para su propia estructura celular. Figura 2.13. Representación de la Unión Simbiótica entre Algas y Bacterias en Lagunas de Estabilización El sistema anterior puede ser repetido en diversas escalas, formando lo que se ha dado en llamar cadena trófica o cadena alimenticia. En efecto en un nivel macro, podemos decir que las plantas verdes (y también todos los organismos fotosintéticos) capturan la energía solar, iniciando de este modo la cadena. Luego, los animales herbívoros utilizan la energía almacenada en las plantas en forma más ineficiente. Los carnívoros primarios se alimentan de la energía obtenida por los herbívoros y los carnívoros secundarios se alimentan de los primarios. Y así sucesivamente. A menudo una determinada especie se alimenta de organismos en distintos niveles de la cadena trófica. 68 TEORÍA DEL TRATAMIENTO BIOLÓGICO Esta cadena trófica también ocurre en escala microscópica, aunque a veces puede parecer más complicada. En general se puede decir que mientras más se avance en la cadena, más ineficientemente se utiliza la energía disponible. Esta energía, de todos modos, se obtiene al realizar las transformaciones de los sustratos disponibles para la alimentación. En el caso de las bacterias, que son los organismos en los cuales centraremos la atención en adelante, al ser heterótrofas en su mayoría, usan compuestos orgánicos producidos por organismos autótrofos y también por organismos heterótrofos en los procesos de eliminación. Estos compuestos contienen la energía necesaria para las bacterias y la utilizan al favorecer reacciones exergónicas, es decir que liberan energía. Estas reacciones podrían efectuarse espontáneamente pero a velocidades muy lentas. Sin embargo, los seres vivos poseen sistemas catalíticos que aceleran, de acuerdo con sus propias necesidades, estas reacciones. De ahí la definición de vida dada al comienzo de este numeral. Las reacciones exergónicas se producen en los seres vivos gracias a la acción de las enzimas que son las catalizadoras de los seres vivos y las cuales estudiaremos en más detalle en el próximo numeral. Estas reacciones se producen liberando la energía libre, correspondiente a la diferencia de energía interna entre el sustrato y el producto de la reacción. Parte de esta energía se almacena en forma química para ser utilizada más adelante por los organismos, parte se emplea en reacciones metabólicas y el resto se pierde en forma de calor. A veces los organismos requieren para su estructura interna, compuestos más energéticos que los disponibles en el plasma celular, por lo cual necesitan suministrar energía de una fuente alterna, que puede ser sus propios sistemas de almacenaje como veremos después. Estas reacciones se llaman endergónicas y en los seres vivos normalmente ocurren paralelas a reacciones exergónicas que suministran la energía requerida. Para analizar el aspecto bioquímico del TBAR tomemos los lodos activados como ejemplo. En ellos se suministra sustrato orgánico en forma soluble, coloidal e insoluble a un cultivo de bacterias. Si este material orgánico es biodegradable será sometido a procesos de transferencia de masa, absorción, adsorción y de reacciones enzimáticas bioquímicas. Los productos orgánicos solubles pueden ser absorbidos a través de la membrana celular de las bacterias, a una tasa que depende, en 69 BIOINGENIERÍA DE LAS AGUAS RESIDUALES general, de las reacciones metabólicas bacteriales y de la velocidad de paso a través de la membrana. El material coloidal se absorbe en forma similar al soluble, excepto cuando el tamaño de la partícula es muy grande. En este caso la permeabilidad de la membrana juega un papel muy importante. Las partículas insolubles, más grandes en general, se absorben por un mecanismo un poco más complejo que involucra la acción de exoenzimas o enzimas que trabajan externamente a la membrana celular. Estas exoenzimas favorecen la hidrólisis y fragmentación de las partículas grandes de tal suerte que puedan ser asimiladas por las bacterias. Este mecanismo es de crucial importancia en los lodos activados. Una vez el sustrato orgánico se halla dentro de la célula, el sistema enzimático interno gobernado por los ribosomas produce las endoenzimas o enzimas internas. Hay varios miles de estas enzimas, cuyas funciones primordiales son la síntesis de los componentes celulares y la obtención de energía del sustrato absorbido. Las endoenzimas trabajan con otras coordinadamente y en forma secuencial de modo que sólo operan cuando se necesita y a las velocidades requeridas, como lo explicaremos luego. Del modo anterior, podemos observar que las bacterias consumen el sustrato orgánico (DQO) y lo utilizan para la síntesis de material celular (medido como SSV) con un determinado gasto energético (medido con la respiración) y así volvemos a los principios planteados al comienzo de este capítulo. A continuación dedicaremos un poco más de espacio a analizar las enzimas, la síntesis celular y la bioenergética. 2.3.1 Enzimas Ya habíamos mencionado que las enzimas actúan como catalizadores o activadores para promover las reacciones químicas que llevan a cabo los seres vivos. Tienen además la propiedad de que son específicas para ciertas reacciones o grupos de reacciones, propiedad que llamaremos especificidad. Una enzima no activa ninguna reacción que no sea específica de ella. Y al activar una reacción no sufre ningún cambio en su estructura al terminar la reacción, propiedad ésta común a todos los catalizadores. La estructura fundamental de todas las proteínas son los aminoácidos, que se conectan en una secuencia polipéptida llamada estructura primaria de la proteína. Esta cadena polipéptida se enrolla de 70 TEORÍA DEL TRATAMIENTO BIOLÓGICO un modo determinado que forma la estructura secundaria, que finalmente adopta una forma final globular o esférica llamada estructura terciaria. A veces, varias unidades globulares forman una estructura cuaternaria, que puede ser observada, con los otros tipos de estructuras, en la Figura 2.14. Esta estructura enzimática sólo se mantiene en condiciones ambientales muy definidas de pH y temperatura. Variaciones bruscas de estos parámetros desnaturalizan la enzima desenrollándola. Si las condiciones ambientales se restauran es posible que la cadena polipéptida se pliegue nuevamente para conformar la misma enzima. El plegado específico de la enzima forma en la superficie de la molécula regiones llamadas sitios activos, que son la base de las propiedades reactivas y catalíticas. Una reacción típica de una enzima es como sigue: S E ES P E Sustrato enzima complejo enzima-sustrato (2.10) producto enzima La unión de la enzima y el sustrato es temporal, ya sea que el sustrato se regenere, o la reacción se lleve a cabo, generando el producto y liberando nuevamente la enzima. En el sitio activo tiene lugar el acoplamiento de E y S. Si la enzima tiene una porción no proteínica se dice que se conforma de la apoenzima (parte proteínica) y del grupo prostético (parte no proteínica). El nombre de la enzima a menudo se forma por el sustrato y la reacción que cataliza. Así la "glucosa oxidasa" cataliza la oxidación de la glucosa. La "succinato dehidrogenosa", remueve hidrógeno (u oxida) del succinato, y así. Muy importantes son las llamadas coenzimas, grupos químicos que tienen una acción concomitante a las enzimas en las reacciones. Esta acción se desarrolla al unirse temporalmente a la enzima. Las coenzimas de más importancia para nosotros son la NAD (nicotinamida adenina dinucleótica), la NADP (fosfato de NAD) y el ATP (adenosín trifosfato), las que estudiaremos más adelante. Sobre el ATP podemos avanzar que es la molécula en la cual las bacterias almacenan la energía que obtienen de las reacciones metabólicas. 71 BIOINGENIERÍA DE LAS AGUAS RESIDUALES ¿Qué hace que las enzimas tengan propiedades catalíticas y de especificidad? Principalmente por su conformación geométrica, eléctrica y química. Sus propiedades son derivadas directamente de las propiedades físicas y químicas de su estructura. Hay considerable evidencia de que la forma tri-dimensional de la enzima es esencial para que opere adecuadamente. Existe un modelo llave-cerradura, que se explica en la Figura 2.15, en el cual la forma geométrica de la molécula es definitiva para la especificidad de la acción catalítica. De hecho, sólo un sustrato específico puede ser convertido por una enzima particular. Es decir, la forma geométrica, conjuntamente con las propiedades químicas y eléctricas de la molécula explican el comportamiento catalizador de las enzimas. En reacciones multi-sustrato, las enzimas pueden sostener los sustratos, de modo que estén uno cerca de otro, y también al sitio activo de la enzima: esto se conoce como el efecto proximidad. Si las enzimas sostienen los sustratos en ciertas posiciones y ángulos para favorecer las tasas de reacción se dice que aplican el efecto de orientación. Las enzimas no actúan individualmente, sino como parte coordinada y secuencial de un verdadero sistema operativo. A menudo la actividad de la enzima es inhibida por la acumulación de productos finales, es decir, detiene su trabajo cuando éste no es necesario. Esto se efectúa por la unión del sustrato o en general, de cualquier inhibidor, en el sitio alostérico, la cual cambia la geometría de la enzima, perdiendo de este modo su propiedad catalítica (ver Figura 2.16). El inhibidor se llama efector alostérico. El mecanismo anterior tiene efectos más significativos si se considera una secuencia de reacciones enzimáticas. En efecto, la inhibición de la primera reacción, por la acumulación de producto final detiene toda la cadena (ver Figura 2.17), lo que se llama inhibición retroalimentada. Esto es pues un control automático de sorprendente utilidad para no gastar energía innecesaria de las células. Si se desea conocer con mayor detalle los mecanismos como las enzimas operan, el lector puede remitirse a los textos de Microbiología e Ingeniería Bioquímica citados al final del capítulo. Sin embargo, lo aquí expuesto es suficiente para las materias que serán tratadas en el libro. Veamos ahora otros aspectos de interés en la bioquímica del TAR. 72 TEORÍA DEL TRATAMIENTO BIOLÓGICO 2.3.2 Bioenergética En anteriores numerales, explicamos que los organismos autótrofos pueden capturar la energía solar para convertir CO2, en compuestos orgánicos de alto contenido energético, mediante un fenómeno denominado fotosíntesis. No profundizaremos sobre el aspecto, puesto que no es de interés para nuestra discusión. Sin embargo, un esquema de la captura de esta energía solar, con la acción definitivamente esencial de la clorofila se presenta en la Figura 2.18. La escala redox nos dice el grado de energía alcanzado en cada paso del proceso. Nótese la formación de ATP. La escala redox es negativa, es decir en ese sentido aumenta la energía. Figura 2.14. Estructuras de una Proteína 73 BIOINGENIERÍA DE LAS AGUAS RESIDUALES Figura 2.15. Diagrama Simplificado del Modelo LLAVE-CERRADURA . Figura 2.16. Mecanismo de Inhibición por un Efector Alostérico Figura 2.17. Esquema de la Inhibición Retroalimentada 74 TEORÍA DEL TRATAMIENTO BIOLÓGICO Figura 2.17: Inhibición Retroalimentada Una vez la materia orgánica ha sido sintetizada, los organismos heterótrofos, para nuestro caso la mayoría de las bacterias, deben hacer uso de la energía y materia en ella almacenada para su acción metabólica y síntesis de la materia celular. Ambos aspectos los veremos por separado. En general, podemos decir que la energía requerida por los microorganismos se obtiene a través de reacciones catalizadas por enzimas. Estas reacciones oxidan la materia orgánica, mediante un proceso vital llamado respiración, que puede ser aerobio, o mediante procesos de fermentación, que son anaerobios, pero no requieren de un aceptor de electrones externos como se explicó en otra parte. Veamos cada uno de estos mecanismos por separado. 2.3.3 Fermentación Es generalmente reconocido que muchos organismos pueden oxidar la MO en ausencia de un aceptor externo de electrones. Este proceso bastante ineficiente, libera pequeñas cantidades de energía, quedando la mayor parte en los productos finales. Este proceso conocido como glucólisis, (que fue mencionada en un numeral del aparte sobre Microbiología de este capítulo, ver Ecuación 2.6) es un ciclo metabólico empleado en la fermentación. Este es el ciclo Embden-Meyerhof que resume acertadamente el proceso de desintegración de la glucosa vía fermentación (ver Figura 2.19). Este ciclo, bautizado en honor de dos de sus descubridores, también es llamado Embden-Meyerhof-Parnas, abreviado EMP. Existen otros ciclos metabólicos para el catabolismo de la glucosa, pero no los veremos aquí. 75 BIOINGENIERÍA DE LAS AGUAS RESIDUALES En primer lugar (Figura 2.19), la glucosa, C6H12O6, es un compuesto orgánico de seis carbonos, o C6. Como habíamos dicho, el ATP es una coenzima que tiene gran energía, debido al enlace químico de alta energía del fósforo. El ATP contiene tres átomos de fósforo y es sintetizado del ADP (adenosín difosfato), para la acumulación de energía necesaria para el mantenimiento dé la célula. Figura 2.18. Flujo de Electrones en la Fotosíntesis de las Plantas Verdes para la Captura de la Energía Solar Pues bien, los microorganismos fermentadores hacen uso de un ATP para liberar energía al convertirse en ADP con el fin de convertir la 76 TEORÍA DEL TRATAMIENTO BIOLÓGICO glucosa en glucosa -6- fosfato. Este proceso se llama fosforilación y "activa" la molécula de glucosa para subsecuentes reacciones. Siguiendo con la Figura 2.19, vemos que la glucosa -6- fosfato se isomeriza, sufre una nueva fosforilación (el ATP cede un P para un enlace de menor energía que el original) y luego, con la cooperación de la enzima aldolasa se descompone en dos compuestos C3, de tres carbonos: dihidroxiacetona-fosfato y gliceraldheido–3– fosfato. Hasta ahora, dos enlaces de P de alta energía de ATP han sido usados. Luego, se produce una fosforilación a nivel de sustrato, al capturar el P de un fosfato inorgánico, mediante una reacción de oxidación de uno de los fragmentos de C3, en la cuál el NAD+ coopera como aceptor de H2 convirtiéndose en NADH2. Este enlace de P, se usa para regenerar del ADP el ATP. Una nueva molécula de ATP se sintetiza en la producción de ácido pirúvico -o piruvato- y como esto es para cada fragmento de tres carbonos, queda una producción total de cuatro ATP, contra dos usados en los procesos preparatorios. La ganancia neta son pues, dos moléculas de ATP, que contienen 7 kCal/mol cada una. El producto final se compone de etanol y CO2 cuya suma de energías internas da una diferencia con el sustrato inicial, glucosa, de 57 kcal/mol, lo que nos da una eficiencia de retención de energía de: Energía producida en ATP 2 x 7 = x 100% = 25 % Energía libre generada 57 El resto de la energía (57 – 14 = 43 kCal) se pierde como calor. Un esquema de las reacciones más resumido se presenta en la Figura 2.20. Vemos pues, la importancia de las coenzimas ATP y NAD. La primera tiene como función el almacenar energía que luego la célula va a usar en sus procesos metabólicos. Por otro lado el NAD funciona como aceptor de hidrógeno cuando éste no es suministrado externamente. La Glucólisis produce ácido pirúvico, el cual puede ser procesado en ausencia de oxígeno por bacterias anaeróbicas para producir etanol (fermentación alcohólica, caso de la Figura 2.19), ácido láctico u otros productos finales. Si hay oxígeno molecular, el ácido pirúvico entra al ciclo Krebs, que explicaremos más adelante. 77 BIOINGENIERÍA DE LAS AGUAS RESIDUALES Figura 2.19. Secuencia de las Reacciones Enzimáticas de la Glucólisis 2.3.4 Respiración Aerobia A veces llamada únicamente respiración, es un proceso en el cual los microorganismos ejecutan la oxidación utilizando oxígeno molecular como aceptor de hidrógeno (formando de este modo H2O). A diferencia de la fermentación, con suministro suficiente de O2, todo el sustrato orgánico puede ser oxidado a CO2. Por ejemplo, la glucosa puede ser oxidada totalmente vía aerobia con la producción total de 38 moléculas de ATP por molécula de glucosa (almacena 266 kCal/mol). Sin embargo, 78 TEORÍA DEL TRATAMIENTO BIOLÓGICO requiere que ocurra primero el ciclo EMP antes de entrar el ácido pirúvico a ser oxidado completamente, a través del ciclo de Krebs. Como en la glucólisis, el NAD se usa inicialmente como aceptor de H2, pero luego el hidrógeno es transmitido al O2 para producir agua, mediante un sistema de transporte de electrones. Este sistema debe aceptar el H2 del NADH2 y conducirlo al O2. Además debe producir ATP para conservar alguna energía de la producida en el proceso de oxidación. Un ejemplo típico se presenta en la Figura 2.21, pero existen otros mecanismos para realizar lo anterior. En el proceso de transferencia de electrones del NADH2 a! O2. la energía se conserva en el ATP producido mediante un proceso llamado fosforilación oxidativa, que difiere de la fosforilación a nivel de sustrato en que la síntesis se hace en un sistema de transporte de electrones, y en el que hay consumo de oxígeno. Este mecanismo de oxidación está abierto para gran cantidad de compuestos que no puede fermentar (es decir, producir ATP mediante fosforilación a nivel de sustrato). Ahora podemos considerar la oxidación del ácido pirúvico producido en la glucólisis, intermediario clave en la oxidación de la glucosa. El ácido pirúvico retiene gran cantidad de la energía que tiene la glucosa. Pero la mayoría de los microorganismos aerobios pueden oxidar completamente el ácido pirúvico a CO2 mediante un modo de degradación conocido como el ciclo del ácido tricarboxílico o ciclo de Krebs, llamado así en honor a S¡r Hans Krebs, uno de los descubridores. Ver Figura 2.22. La figura presenta un esquema típico del ciclo. El NADH2 producido se re-oxida a NAD, con la producción concomitante de ATP en un sistema de transporte de electrones. El ciclo de Krebs es a menudo llamado también ciclo del ácido cítrico pues éste es el más conocido de los ácidos tricarboxílicos (es decir con tres grupos carboxil, COOH). El resultado neto de la oxidación por el ciclo de Krebs, es la producción de tres moléculas de CO2 por cada molécula de piruvato que entra al ciclo, con la producción de cuatro moléculas de NADH2. La oxidación de cada una de estas moléculas produce tres ATP a través de un sistema de transporte de electrones. De este modo se producen 15 ATP en total. 79 BIOINGENIERÍA DE LAS AGUAS RESIDUALES De este modo (ver Figura 2.23), el ácido pirúvico, CH3COCOOH, reacciona con el acetil-coenzima A, abreviado acetil - CoA, para ser "decarboxilado". El acetil CoA tiene un enlace de alta energía. En esta reacción se produce un NADH2 y el acetil-CoA reacciona con ácido oxalacético para producir el ácido cítrico, que tiene cinco carbones en vez de los tres del ácido pirúvico. Luego hay deshidratación, nueva decarboxílación y oxidación mientras se liberan dos moléculas de CO2 (la respiración aerobia consume O2 y produce CO2). Luego el ácido continúa hasta formar nuevamente oxalacetato para reaccionar con el acetil - CoA. Figura 2.20: Esquema simplificado del ciclo de Krebs: Fuente: http://www.arrakis.es/~lluengo/glucolisis.html 80 TEORÍA DEL TRATAMIENTO BIOLÓGICO Figura 2.21. Sistema de Transporte de Electrones Ahora, la glucólisis de la glucosa produce dos NADH2, y dos moléculas de ácido pirúvico. Las NADH2 se fosforilan a través de un sistema de transporte de electrones, produciendo 6 ATP. Las dos moléculas de ácido pirúvico producen 30 ATP. Finalmente, en la oxidación de la glucosa a piruvato se producen, por fosforilación a nivel de sustrato, 2 ATP, produciéndose en total 38 moléculas de ATP en la oxidación aerobia de la glucosa. Resumiendo, al descomponer una molécula de glucosa, que contiene 688 kcal, mediante la glucólisis primero, y con el ciclo de Krebs después, en forma aerobia hasta producir CO2, se generan 38 moléculas de ATP, con una energía total de 38 x 7 = 266 kCal, almacenadas en el proceso. La eficiencia de obtención de energía es entonces: 81 BIOINGENIERÍA DE LAS AGUAS RESIDUALES mayor que el 25% obtenido en el proceso de fermentación. Figura 2.22. El Ciclo del Acido Tricarboxílico 82 TEORÍA DEL TRATAMIENTO BIOLÓGICO Además se producen unas 20 veces más ATP mediante respiración aerobia (al llevar la oxidación hasta CO2) que en la fermentación. Adicionalmente, en este ciclo se producen el α - ketoglutarato y el oxaloacetato, dos intermediarios claves para la síntesis de aminoácidos. De este modo, la descomposición aerobia es más completa, más eficiente y más útil que la fermentación. Un detalle de gran importancia es que el ATP es un mecanismo de almacenamiento de energía momentáneo, que debe ser utilizado rápidamente. Si no lo es, es hidrolizado a ADP sin producir energía. En el almacenamiento de energía para lapsos largos, los micro-organismos producen polímeros orgánicos que pueden oxidarse para producir ATP cuando se requiera. Los polímeros más usados por los microorganismos son los polisacáridos, los polímeros del almidón, el glicógeno y la glucosa. Estos polímeros se depositan en la célula en forma de gránulos que pueden ser vistos al microscopio y que tienen poco efecto en la presión osmótica de la célula. Cuando los microorganismos agotan e! contenido de! sustrato, se ven forzados a utilizar la energía almacenada en estos polímeros para su subsistencia. La respiración que se realiza utilizando esta fuente de energía se llama respiración endógena, que es de gran importancia para la Ingeniería de Tratamiento de Aguas Residuales, como veremos luego. La intensidad de la respiración endógena depende de lo bien alimentada que haya sido la célula en el pasado inmediato. Cuando un microorganismo puede efectuar el metabolismo respiratorio o fermentativo se dice que es facultativo aerobio o simplemente facultativo. Lo que determina cuál mecanismo metabólico se emplea es la presencia o ausencia de O2 molecular. ASÍ, la glucosa se fermenta a alcohol en ausencia de oxígeno, pero en su presencia se oxida completamente a CO2. La concentración mínima de O2 para que haya respiración aerobia es del 0.2% o sea el 1% del presente en el aire (20%). Debajo de esta concentración ocurre la fermentación o no ocurre del todo ninguna reacción. 2.3.5 Respiración Anaerobia Aunque el O2 es el aceptor de hidrógeno más común para el NADH2 en un sistema de transporte de electrones, existen alternativas de aceptores de H2. Cuando se utiliza uno de estos aceptores se dice que hay respiración anaerobia. 83 BIOINGENIERÍA DE LAS AGUAS RESIDUALES Figura 2.23: Esquema simplificado de la Glucólisis: Fuente: http://www.arrakis.es/~lluengo/ciclokrebs.html Uno de los aceptores alternos más comunes es el N03- que se convierte a formas más reducidas del nitrógeno tales como el N02-, el N2O y el N2. Este proceso se llama denitrificación. En el proceso de transporte de electrones (ver Figura 2.21) el proceso se acorta hasta el citocromo b, produciéndose sólo dos moléculas de ATP por fosforilación oxidativa. De este modo el crecimiento sobre la base del nitrato es menos eficiente que con O2, por lo cual este proceso se inhibe fuertemente con la presencia de oxígeno molecular. Las bacterias que reducen el nitrato son principalmente facultativas anaerobias pues pueden transferir electrones al 02 si es necesario. El resultado final es la desaparición del N2 en forma gaseosa. Este proceso es importante en la Ingeniería Ambiental. También existen otros aceptores de H2 alternos. Por ejemplo el ión Fe+3 (férrico) puede ser reducido a ión ferroso (Fe+2) por muchas bacterias. El sulfato (SO4=) puede ser reducido a H2S por las bacterias del 84 TEORÍA DEL TRATAMIENTO BIOLÓGICO azufre, que son estrictamente anaerobias. Finalmente las metanobacterias utilizan el CO2 como aceptor para reducirlo a metano, CH4. En otros capítulos profundizaremos sobre esto. Sumario La Figura 2.24 resume todas las posibilidades conocidas para la obtención de bioenergía. Un componente clave del proceso es el NAD, que por su habilidad de oxidarse y reducirse, puede llevar electrones del sustrato orgánico al aceptor. En estas reacciones de óxido-reducción se produce ATP que almacena energía por corto tiempo, o también almidones, glucógeno y otros compuestos que almacenan energía por más tiempo. 2.3.6 Biosíntesis En el numeral anterior describimos con algún detalle los mecanismos que emplean los microorganismos para obtener la energía requerida para sus procesos metabólicos. Esto se puede resumir como una "destrucción" de la materia orgánica a niveles energéticos más bajos, para absorber la energía liberada, como ATP. Este proceso de descomposición se conoce genéricamente como catabolismo. Por otro lado, los microorganismos requieren "fabricar" y a veces "reconstruir" la gran variedad de compuestos necesarios en la vasta arquitectura celular. Estos compuestos, más complejos, se construyen a partir de compuestos simples en un proceso que genéricamente se reconoce como anabolismo. Estas reacciones de biosíntesis requieren, en general, aporte de energía, de modo que el ATP obtenido de reacciones exergónicas, se utilizan en estas reacciones anabólicas. Sin embargo, aunque es necesaria energía en la biosíntesis, solo nos preocuparemos de los mecanismos de "construcción" de los compuestos orgánicos, y no de sus balances de energía. De manera genérica podemos decir que las bacterias sintetizan azúcares, aminoácidos, ácidos grasos, purinas, piridinas y otros compuestos claves en la composición celular. En los procesos de descomposición de la materia orgánica se producen muchos productos intermedios claves, comunes con los que se requieren para la biosíntesis. Entre ellos, el ácido pirúvico, el acetil CoA, oxaloacetatos, gliceraldehido3-fosfato y otros. La Figura 2.25 muestra en forma genérica la interrelación entre catabolismo y anabolismo, vía intermediarios claves. 85 BIOINGENIERÍA DE LAS AGUAS RESIDUALES Figura 2.24. Esquemas de Producción de Bioenergía El aceptor de electrones más común es el O2, en cuyo caso se produce la respiración aerobia. Si se emplea un aceptor alterno ocurre la respiración anaerobia. Cuando se produce energía en ausencia de aceptores de electrones externos entonces se dice que hay fermentación, donde compuestos orgánicos, derivados del sustrato original sirven de aceptores y de donantes de electrones. Asimismo la eficiencia en la producción de energía es mucho mayor en la respiración aerobia que en la fermentación, con una oxidación más completa y mayor producción de ATP. 86 TEORÍA DEL TRATAMIENTO BIOLÓGICO Aún más, ciertos ciclos bioquímicos funcionan con el doble papel anabólico (de síntesis) y catabólico (de descomposición). Tal es el caso del ciclo del ácido cítrico, debido a que los intermediarios claves se emplean en la síntesis de aminoácidos, porfirinas y otros compuestos. Estos ciclos se denominan amfibólidos. Figura 2.25. Interrelación entre Anabolismo y Catabolismo Vía Intermediario Clave Por otra parte y en general, las reacciones de síntesis no son una simple reversa de las reacciones catabólicas. Más aún, por ejemplo en el caso de los azúcares, o aminoácidos, es muy común que el ciclo de síntesis de un compuesto sea diferente al ciclo de descomposición del mismo. A menudo, aún con los mismos intermediarios, las enzimas de los procesos anabólicos son distintas a las de los procesos catabólicos, pero lo más importante es que aun los intermediarios sean distintos. Existen razones claras para ello, entre las cuales se destaca la necesidad de controlar las velocidades de reacción en ambos tipos de reacciones (anabólicas y 87 BIOINGENIERÍA DE LAS AGUAS RESIDUALES catabólicas). Además, de este modo pueden ocurrir ambas reacciones en el mismo sitio y sin confusión. Vale en este punto mencionar los nutrientes, que son las sustancias en el ambiente usadas por los organismos para sus reacciones metabólicas2. Pueden ser nutrientes necesarios, sin los cuales la célula no puede vivir, o nutrientes útiles que son utilizados sólo si están presentes. Estos pueden ser además, macro-nutrientes y micro-nutrientes. Los nutrientes son de gran importancia en la Ingeniería Ambiental, como veremos luego.La síntesis de los compuestos es bastante específica, dependiendo del compuesto. Esta emplea ciclos, bastante bien dilucidados actualmente. Los metabolismos más conocidos son los de los carbohidratos, los ácidos orgánicos, los ácidos grasos, los hidrocarburos, los aminoácidos, las purinas y pirimidinas, los anillos de porfirín, etc. Más aún, se conoce bastante bien la síntesis de la pared celular y el control de los procesos sintéticos y degradativos. Sin embargo, no es materia de completa importancia para el TAR. Conviene, por otro lado, conocer en forma general el método de síntesis empleado por los microorganismos, el cual por fortuna está bastante unificado para todos los ciclos de síntesis conocidos. Si se quiere estudiarlos con más detalle debe consultarse en textos de microbiología especializados, de los cuales se citan algunos al final. Aspectos de gran importancia en la Ingeniería Ambiental serán estudiados con más detalle en otra sección del capítulo. Debe tenerse presente que los fenómenos que caracterizan los procesos biológicos se reducen a la utilización de sustrato y nutrientes, el crecimiento celular y la liberación de productos. La biosíntesis tiene que ver con todos estos procesos. Sin embargo, el crecimiento bacterial está bastante definido por la tasa de biosíntesis, es decir, la tasa a la cual los componentes celulares se forman a partir de productos precursores. El plan general de la biosíntesis, implica reacciones catalíticas y asimilación de nutrientes. Esto se resume con bastante generalidad en la Figura 2.26. Refiriéndonos a esta figura, podemos decir que las pequeñas moléculas pueden ser asimiladas directamente por las células, pues pueden pasar por la pared celular sin problemas. Por otro lado, las macromoléculas poliméricas al ser detenidas por barreras físicas y eléctricas, deben sufrir un proceso de descomposición antes de ser asimi2 Metabolismo incluye, genéricamente, las reacciones anabólicas y catabólicas. 88 TEORÍA DEL TRATAMIENTO BIOLÓGICO ladas. Normalmente esto se hace mediante hidrólisis causada por enzimas extra-celulares o exoenzimas. En la hidrólisis, los polímeros se parten en monómeros inicialmente, debido a la adición de agua. Una vez obtenidos estos pequeños intermediarios orgánicos, son asimilados por la célula. En el proceso de descomposición se produce ATP, conductor de energía para la biosíntesis y NADPH2, portador del poder reductor. Asimismo son asimiladas sustancias inorgánicas como los metales, el azufre, el nitrógeno y los fosfatos para ser utilizados en las reacciones anabólicas. Por ejemplo, el fosfato inorgánico se convierte en fosfato orgánico gracias a la fosforilación a nivel de sustrato oxidativo. Figura 2.26. Sumario de la Nutrición y Biosíntesis Todos estos compuestos inorgánicos y orgánicos, se utilizan con los intermediarios producidos a través de reacciones catabólicas (ver 89 BIOINGENIERÍA DE LAS AGUAS RESIDUALES Figura 2.26) para la biosíntesis. Se puede observar que los polisacáridos se convierten, con la hidrólisis, en azúcares; las proteínas en aminoácidos; los ácidos nucleicos en purinas, pirimidinas y ribosa; las grasas en ácidos grasos y glicerol. Tabla 2.3: Intermediarios claves de la biosínteisis INTERMEDIARIO BIOSÍNTESIS Glucosa-I-Fosfato ORIGEN CATABÓLICO Glucosa, galactosa, polisocarido GIucosa - 6 - Fosfa to Glucólisis PAPEL EN LA Azúcares nucleótidos Piruvato Glucólisis, fosfocetolase ción defermentala pentosa) Pentosa, almacenamiento de polisacáridos Nucleotidos,deoxiri boAminoácidos aromáticos nucleótid Sistema de os (Transporte de azúcar), fosforotransferasa aminoácidos aromáticos, gluconeogénesis, anapleróticas (fijación reacciones Del CO2), síntesis d»l ácido murámico Alanina, valina, leucina, reacciones (fijación delanapleroticas CO ) 3-Acldo fosfoglicérico -Cetoglutarato Glucólisis Ciclo del ácido tricarboxilico Ciclo del ácido tricarboxílico Ciclo deidcido tricarboxi íleo, reaccionas anapleroticas Glucólisis Serina, glicina, cisteína Glutamato, prolina,arginina, Metionina,forfirinas lisina Ácido aspartico, lisina, metiónina, treonina, isoleucina Glicerol (grasas) Decarboxiloción del piruvato, oxidación de ácidos grasos, descomposición de la pirimidina Ácidos grasos isoprenoides, esteróles, bones), leucina (dos carlisina bones)(dos car- Ribosa-5- Fosfato Vía de! fosfato Eritrosa-4-Fosfato pentosa Vía del fosfato pentosa Glucólisis Piruvato de fosfoenol Succinil-CoA Oxalacetoto Dehidroxiacetona fosfato Acetil-CoA 2 Sin embargo todos estos productos de la hidrólisis sirven para producir doce productos intermedios que se listan en la Tabla 2.3 y que son los intermediarios claves de todas las reacciones de biosíntesis. Estos 90 TEORÍA DEL TRATAMIENTO BIOLÓGICO se emplean conjuntamente con los compuestos orgánicos e inorgánicos representados en la figura para producir los constituyentes celulares envueltos con el crecimiento y la síntesis macromolecular. Así, de los azúcares se producen polisacáridos; de los nucleótidos se producen ácidos nucleicos; de los ácidos grasos se obtienen los Lípidos. Y así, según se observa en la Figura 2.26. La síntesis de todos los compuestos orgánicos se lleva a cabo mediante este mecanismo genérico, con la intervención de sólo doce intermediarios claves y la cooperación concomitante de vitaminas y nutrientes. A veces es necesaria la destrucción de un compuesto para ser "reconstruido" dentro de la célula. Pero esto no indica ineficiencia en la naturaleza sino simplemente que éste es el modo probado, a través de millones de años, como efectivo para la utilización por los organismos vivos. 2.3.7 Digestión anaerobia La Digestión Anaerobia, DA, es compleja, pues requiere de la interrelación de por lo menos cinco clases diferentes de microorganismos, que incluyen Eubacterias y Arqueobacterias, y seis etapas distintas que deben estar sincronizadas para que la reacción total, es decir la metanización del sustrato, se cumpla. Por esta razón y por su importancia en TAR le daremos una presentación separada en el Capítulo 3. A continuación efectuaremos una breve presentación de la bioquímica de DA que será ampliada en el siguiente capítulo. Bioquímica de la Digestión Anaerobia Para explicar la bioquímica de la DA nos referiremos a la Figura 2.27. Las etapas que ocurren son las siguientes: (1) Hidrólisis El material particulado, los biopolímeros, y en general los compuestos orgánicos complejos, principales componentes de las AR deben sufrir una Hidrólisis inicial, que los convierta en sustratos orgánicos simples, igual que en la descomposición aerobia. Los productos de la Hidrólisis son azúcares, aminoácidos, ácidos grasos volátiles de bajo peso y alcoholes. Estos sustratos pueden ser asimilados por las bacterias acidogénicas o fermentativas (Eubacterias) para sufrir el proceso de la Glucólisis antes explicado, y otros procesos básicos que ocurren internamente dentro de las bacterias. La Hidrólisis tiene lugar 91 BIOINGENIERÍA DE LAS AGUAS RESIDUALES externamente por acción de las exo-enzimas. La Hidrólisis de algunos sustratos simples es muy rápida, pero la de los sustratos complejos o particulados puede ser extremadamente lenta. Un ejemplo típico de ella es la de la Sacarosa, que al incorporar una molécula de agua (por ello el nombre de Hidrólisis) se descompone en dos azúcares isómeros, la Glucosa y la Fructuosa: C12H22O11 + H2O 2 C6H12O6 La exoenzima que propicia esta reacción es la Glucosa Hidrolasa. Inmediatamente los azúcares se incorporan a la Glucólisis. (2) Acidogénesis o Fermentación Una vez ocurrida la Hidrólisis, entran las Eubacterias fermentativas e inician el proceso de Glucólisis, tal como se describe en la Figura 2.19. Al llegar el proceso al piruvato, debe tomar una decisión termodinámica que depende de la existencia de aceptores externos de electrones. Si estos no existen ocurre entonces una reacción que produce Ácido Acético (Acetato) e Hidrógeno, y además se producen otros ácidos grasos volátiles, AGV, como el propiónico, butírico, etc., ver Figura 2.27. La reacción fundamental es como sigue: C6H12O6 + 4 H2O 2 CH3COO- + 2 HCO3- + 4 H+ + 4 H2 Glucosa Acetato Alcalinidad Hidrógeno La acumulación del Hidrógeno dificulta la descomposición de la Glucosa. De hecho existe un límite termodinámico, una concentración máxima de Hidrógeno permisible para que prosiga la descomposición anaerobia, que se da en términos de presión parcial (recuérdese que de acuerdo a la ley de Henry, la concentración de un gas en el agua también ejerce una presión parcial, pH = KH cH) a saber: pH < 10-4 atm, con pH la presión parcial de Hidrógeno. Si esto no ocurre la reacción anterior se para y procede solo la que produce los AGV distintos del Ácido Acético. (3) Acetogénesis Acidoclástica Para que la DA prosiga, es necesario que los AGV se conviertan en Ácido Acético, pues este es el único ácido graso que se puede metanizar. Hay otros compuestos que se pueden metanizar, como el Metanol y el Ácido Fórmico, pero no son frecuentes en la DA. 92 TEORÍA DEL TRATAMIENTO BIOLÓGICO (4) Acetogénesis Hidrogenoclástica Aunque que hay Arqueobacteria que pueden metanizar el Hidrógeno, también existen bacterias, que en las condiciones de la DA pueden producir Ácido Acético, y se conocen como las Acetogénicas Hidrogenoclásticas. Tiene la función muy primordial de manter la pH por debajo de los límites necesarios. (5) Metanogénesis Hidrogenoclástica Este es un tipo de Arqueobacterias que metanizan aproximadamente el 30% del sustrato original. Es una reacción muy ágil y compite con la anterior. (6) Metanogénesis Acetoclástica Es importante aclarar que para que las reacciones anaerobias ocurran oportunamente en el TAR, los diferentes organismos deben agruparse en forma de floc o gránulo de modo que las bacterias productoras estén cerca de las consumidoras del sub-producto generado en la secuencia y no haya acumulación de éstos. 2.4 CINÉTICA Y ESTEQUIOMETRIA Todo lo visto en los numerales anteriores de este capítulo nos da una visión general clara de lo que acontece en el tratamiento biológico de las aguas residuales. Nos muestra cuáles son las acciones metabólicas y con qué mecanismos operan las bacterias cuando son utilizados por el Hombre con el fin de reducir la contaminación de las aguas. Sin embargo, todo el conocimiento de la maquinaria bioquímica de los microorganismos sería inútil para el Ingeniero de Aguas, si no fuera posible encontrar algoritmos y fórmulas que definan, al menos a nivel macro, cuál es el comportamiento del sistema en términos cuantificables y mesurables. Es este el verdadero método de aplicar la tecnología al conocimiento científico. Es así como se han tomado como base fundamental explicativa de todo el proceso, los fenómenos cinéticos y estequiométricos de la remoción de sustrato, el crecimiento de biomasa y el consumo de oxígeno que ocurren por causa del TAR. 93 BIOINGENIERÍA DE LAS AGUAS RESIDUALES Figura 2.27: Esquema de la Descomposición Anaerobia Fuente: http://www.monografias.com/trabajos48/biomasa/biomasa2.shtml Las relaciones cinéticas tratan de encontrar los parámetros que gobiernan o definen las tasas de cambio de los parámetros que importan en el TAR. Específicamente, son de interés la velocidad de remoción de sustrato y la tasa de aumento de biomasa. Matemáticamente, los parámetros que intervienen en estos fenómenos se expresan como sigue: S = Sustrato orgánico (mg/L bDQO) X = Biomasa, (generalmente como mg/L SSVLM) 94 TEORÍA DEL TRATAMIENTO BIOLÓGICO = Tasa de remoción de sustrato (mg bDQO/L.d) = Tasa de aumento de biomasa (mg SSVLM/L.d) Es el caso que si encontramos las leyes que rigen dS/dt y dX/dt tendremos importantes herramientas para diseñar métodos de control de los microorganismos. También son de utilidad todas las otras tasas de reacción que podamos describir adecuadamente con lenguaje de ingeniería. Por otra parte, las relaciones estequiométricas procuran definir las relaciones o proporciones de los diferentes elementos que intervienen en una reacción. Por este procedimiento podemos encontrar interesantes leyes que nos ayuden a definir de modo preciso ciertos fenómenos. En el caso del TAR, la "reacción general" podría describirse como sigue: NH3 a1S a 2 PO4 a 3O 2 a 4 X a 5CO 2 a 6 H 2 O subproductos (2.11) etc. donde: a¡ = Coeficientes estequiométricos, i = 1 a 6. Para una AR específica sería de gran utilidad conocer las relaciones a2/a1, a3/a1 y a4/a1. De hecho, la razón a2/a1, nos define los "nutrientes requeridos", que para el TAR son el nitrógeno y el fósforo. Las relaciones a3/a1 y a4/a1, por otra parte, son factores más importantes en el diseño que la anterior. Sin embargo estas relaciones están ampliamente afectadas por el comportamiento cinético de los parámetros. Es así como la cinética y la estequiometría nos dan relaciones que, en rigor, no son independientes, además de que el entendimiento o la explicación a estos fenómenos es relativamente empírico en el momento presente. Más aún, muchas relaciones que se van a ver en los próximos capítulos se deducen de principios estequiométricos (balances de masas y energía) pero inmediatamente se adoptan con una presentación cinética, en forma de tasa de cambio. Teniendo pues presente que el objetivo fundamental del tratamiento biológico es reducir el contenido de energía de la MO en el sustrato orgánico a niveles que no sean perjudiciales para los ecosistemas 95 BIOINGENIERÍA DE LAS AGUAS RESIDUALES acuáticos, nos hemos de enfrentar básicamente a resolver los tres problemas centrales mencionados al comienzo del capítulo: (1) ¿Cómo se define dS/dt (remoción de sustrato)? (2) ¿Cómo se determina dX/dt (producción de biomasa)? (3) ¿Cuánto oxigeno se requiere para que el proceso sea aerobio (consumo de oxígeno)? o ¿Cuánto metano se produce, si el sistema es anaerobio? Las tres cuestiones las trataremos desde el punto de vista de la cinética y la estequiometría. Desde luego, otras numerosas relaciones serán estudiadas bien porque refinan y detallan más el fenómeno, o porque a menudo pueden ser sustitutivas de las relaciones centrales. En este numeral pues, nos determinaremos a estudiar matemáticamente las relaciones generales del proceso biológico, las que aplicadas al proceso específico de tratamiento permiten deducir las fórmulas y criterios de diseño que se pueden emplear en la construcción del sistema. Estas fórmulas son diferentes en los casos de los lodos activados, los filtros biológicos y las lagunas facultativas, pero los principios biológicos que las definen son los mismos. Antes de iniciar el estudio detallado de estas fórmulas, nos referiremos al crecimiento bacterial relacionado con la concentración de sustrato orgánico. 2.4.1 Crecimiento Bacterial y Oxidación Biológica Para efectos de fácil discusión, imaginemos un experimento de cultivo por lotes con una cantidad de bacterias no muy grande, inmerso en sustrato soluble de alto contenido energético, es decir, alta Demanda Química de Oxígeno, DQO. Supongamos que los organismos viables, es decir vivos, los podemos contar numéricamente en el tiempo a partir de un tiempo cero, es decir a partir de la inoculación inicial de las bacterias en el medio de cultivo o sustrato. En este caso el crecimiento es desbalanceado, pues ocurre en condiciones cambiantes. Inicialmente encontraremos que el crecimiento numérico es bajo, pues los organismos están en proceso de aclimatación o adaptación; esta es llamada fase de retardo (ver Figura 2.28), y ocurre porque los microorganismos están 96 TEORÍA DEL TRATAMIENTO BIOLÓGICO produciendo las enzimas necesarias para el nuevo sustrato (Agua Residual) y/o la nueva concentración al momento de la alimentación inicial. Una vez aclimatados, comienza la fase de crecimiento exponencial, fase en la cual hay un crecimiento balanceado, pues las bacterias no necesitan nueva maquinaria enzimática con el tiempo, debido a la gran abundancia de sustrato (alimento) en comparación al número de bacterias. La tercera fase comienza cuando el sustrato se empieza a agotar, las condiciones son muy cambiantes para las bacterias y el número de bacterias se ha multiplicado mucho, de modo que la competencia intraespecífica e ínter-específica se acelera. Esta es la fase estacionaria, donde el número no fluctúa considerablemente. Finalmente, al agotarse el sustrato orgánico y las reservas internas comienza la fase de declinación y muerte. Por otro lado, para el Ingeniero Ambiental es más familiar "medir" los microorganismos por peso, es decir los Sólidos Suspendidos Volátiles, mg/L SSV, y no por número (conteo en placas). Aquí el número de bacterias puede ser el mismo, pero el peso total de biomasa varía, siendo más significativo este modo de medir, desde el punto de vista de las reacciones metabólicas totales. Midiendo el crecimiento por peso también encontramos tres fases bien diferenciadas (omitiendo la aclimatación), que están estrechamente relacionadas con la concentración de sustrato (ver Figura 2.29). En efecto, después de la fase de aclimatación se inicia el crecimiento exponencial en que la biomasa aumenta rápidamente debido al exceso de alimento presente. Este estado se llama de condiciones de abundancia, CA, en las cuales las bacterias tienen todo el alimento que necesitan. Desde luego, la concentración de sustrato disminuirá rápidamente, hasta que sea, en relación con la biomasa, un tanto restrictiva, por lo que el crecimiento entra en fase declinante. Aquí hay competencia por el alimento y por ello se dice que las bacterias están en condiciones de inanición, Cl. Es en este estado, CI, en que opera la mayoría de los sistemas de TAR. Finalmente, al agotarse la reserva alimenticia, o sea el sustrato, las bacterias no mueren (por eso en número permanecen estacionarias o constantes) si no que empiezan a consumir sus reservas internas, entrando en fase endógena. Aunque el número de bacterias no disminuye, sí su peso, por el autoconsumo. Finalmente empieza la muerte y desaparición del cultivo. 97 BIOINGENIERÍA DE LAS AGUAS RESIDUALES Debe tenerse presente que las leyes que gobiernan las condiciones de abundancia son distintas de las de las condiciones de inanición, como veremos luego. Pero son estas últimas las de mayor interés del Ingeniero de Aguas, pues es este el estado en que ocurren la mayoría de los procesos de tratamiento. Figura 2.28. Variación del Número de Bacterias con el Tiempo en un Cultivo por Lotes Por otro lado, el consumo de oxígeno es proporcional con la remoción de sustrato y el crecimiento bacterial, como veremos luego, revelándose como una condición de base esencialmente estequiométrica. 2.4.2 Cinética En este numeral, desarrollaremos la teoría para la cinética de la remoción de sustrato, una de las relaciones fundamentales del Tratamiento Biológico de las Aguas Residuales. Iniciaremos el tema con una breve discusión sobre los modelos y su aplicación en la ciencia, teórica y aplicada. 98 TEORÍA DEL TRATAMIENTO BIOLÓGICO Figura 2.29- Variación del Sustrato y la Biomasa con el Tiempo en un Cultivo por Lotes Modelos Es importante en este punto citar a Stephen Hawking de su libro “El universo en una cáscara de nuez”, 2002, sobre el significado de los modelos en la ciencia moderna3 (pp. 31): “Cualquier teoría científica seria, sobre el tiempo o cualquier otro concepto, debería en mi opinión estar basada en la forma más operativa de filosofía de la ciencia: la perspectiva positivista propuesta por Karl Popper y otros. Según esta forma de pensar, una teoría científica es un modelo matemático que describe y codifica las observaciones que realizamos. Una buena teoría describirá un amplio dominio de fenómenos a partir de unos pocos postulados sencillos, y efectuará predicciones definidas que podrán ser sometidas a prueba. Si las predicciones concuerdan con las observaciones, la teoría sobrevive a la prueba, aunque nunca se pueda demostrar que sea correcta.” Y en otra parte: (pp. 149) “Pero en los años recientes hemos encontrado que los fenómenos de la física a menudo admiten descripciones duales, 3 Negritas del autor. 99 BIOINGENIERÍA DE LAS AGUAS RESIDUALES igualmente válidas”. Y en otra (pp. 118): “Desde una perspectiva positivista, tenemos libertad de utilizar la imagen que nos resulte más útil para el problema en cuestión”. Lo anterior es importante para explicar por que en adelante presentaremos modelos matemáticos diferentes aplicados al mismo fenómeno y siempre, dentro de los modelos posibles, seleccionaremos el que más nos convenga para el análisis en cuestión. Los modelos utilizados en la ciencia básica y aplicada se pueden dividir en dos categorías principales: (i) Mecanísticos; y (ii) Fenomenológicos. Los modelos mecanísticos son aquellos que se pueden deducir de ecuaciones fundamentales. Por ejemplo, en las reacciones bioquímicas, las ecuaciones que se puedan deducir de las leyes de la Cinética y Estequiometría Químicas se reconocen como mecanísticos. Tal es el caso de la Ecuación de Michaelis-Menten, que explicaremos más adelante. Sin embargo, a menudo solo es posible deducir el comportamiento de una reacción o fenómeno a partir de datos experimentales, aplicando metodologías de ajuste estadístico de curvas a los resultados. Como la ecuación resultante no es producto del desarrollo de unas leyes básicas, sino el producto de resultados experimentales, decimos que esta ecuación o ley es fenomenológica. En el TAR muchas de las leyes y ecuaciones básicas son fenomenológicas, es decir no son formalmente deducibles de la cinética química. Sin embargo, a partir de ellas se construyen ecuaciones que tienen aplicaciones prácticas válidas. De otro modo, existe un tipo de modelos mecanicistas, de gran valor de predicción, que se conocen como modelos estructurados químicamente, que tratan de capturar las interacciones cinéticas entre los sub-componentes de cada célula bacterial, para obtener un algoritmo que comprenda todas las interacciones. Estos modelos estructurados, son muy difíciles de obtener. Sin embargo existen modelos con 20 y hasta 40 componentes usados en algunos laboratorios. Además, a veces, se trata de hacer estos modelos segregados por unidades individuales (bacterias), que pueden diferir una de otra, lo que complica aún más las cosas. Los modelos segregados aportan poco en la mayoría de los casos, por lo que se usan en casos muy especiales diferentes al campo del TAR. En realidad, en la práctica del TAR se trabaja con modelos noestructurados y no-segregados (imagínense tratar de modelar en forma 100 TEORÍA DEL TRATAMIENTO BIOLÓGICO estructurada y segregada el tratamiento de un agua residual, mezcla de numerosos componentes orgánicos, con la cantidad de compuestos y de bacterias que existen en el licor mixto). Estos modelos no-estructurados y no-segregados procuran describir los fenómenos de modo que una sola ecuación defina el comportamiento de las bacterias, a pesar que este comportamiento es producto de numerosas interacciones entre los componentes de las mismas, y es el producto de un gran número de reacciones como tuvimos oportunidad de ver en los numerales anteriores. Para ejemplos de modelos segregados y estructurados, véase a Shuler y Kargi (1992). Unos modelos dinámicos altamente segregados que se ha venido implementado por parte de la International Water Association (IWA) conocidos como modelos ASM1, ASM2, ASM2d y ASM3 (ver Henze et al (2000), Referencia [45], donde ASM son las siglas de Activated Sludge Models), tienen utilidad académica, pero poca utilidad práctica, pues el número de variables y constantes es muy alto, muchas de ellas muy difíciles de medir en la práctica, por lo que se deben asumir. Para calibrar el modelo se requiere de una planta de tratamiento de lodos activados operando, y su calibración requiere de una investigación en regla que dura varios meses. Finalmente el modelo calibrado con variables asumidas tiene poco valor predictivo. En la práctica no se utilizan para el diseño de PTAR, pero su valor académico es muy importante. Para una introducción didáctica a los ASM se recomienda ver Metcalf & Eddy (2003), Referencia [23], pp 859. A continuación desarrollaremos los conceptos para modelos noestructurados y no-segregados, que son los que se usan en la práctica de diseño. Las ecuaciones básicas del TAR se pueden ampliar intuitivamente a modelos más segregados de formato matricial como los ASM de la IWA. De hecho cuando en la matriz se eliminan los componentes menos sensibles, es decir aquellos que influyen poco o nada en el resultado final, las ecuaciones obtenidas se reducen a las básicas. Cinética de Michaelis-Menten La ecuación de Michaelis-Menten está dirigida a explicar la cinética de una reacción enzimática, y la ecuación de Monod a explicar el crecimiento bacterial en cultivos puros (que veremos más adelante). Ninguna de ellas es, en rigor, el caso del TAR, pero es un hecho que ambas ecuaciones han ejercido notable influencia en las cinéticas del tratamiento biológico, por lo que conviene estudiarlas en algún detalle. 101 BIOINGENIERÍA DE LAS AGUAS RESIDUALES Ambas ecuaciones tienen la misma representación matemática y es así como comúnmente se las asocia. En realidad, según Bailey y Ollis, el primero en proponer una ecuación de tal forma fue Henri, en 1902. Más tarde, en 1913 Michaelis y Menten presentaron una metodología explicativa (es decir, una deducción mecanística) de tal ecuación, la cual resumiremos como sigue: supóngase una concentración enzimática, [E] (los brackets [ ] significan concentración en mol/L), inmersa en un sustrato [S] (mol/L), que forman un complejo [ES] el cual se descompone para obtener un producto P (mol/L) y restituir las enzimas. Una representación de las dos ecuaciones que describen lo anterior sería: k1 k2 ↔ [ES] [E] + [P] (2.12) k -1 La velocidad de remoción de sustrato, d[S]/dt, será entonces, de acuerdo con las reglas de la cinética química, como sigue: [E] + [S] dS k1 ES k 1 ES dt (2.13) Por otra parte la variación de [ES] con el tiempo será, dES k1 ES (k 1 k 2 )ES dt (2.14) Si E0 es la concentración total de enzimas, un balance de masas nos da que, [ E0] = [E] + [ES] (2.15) Ahora, para condiciones estables de reacción, [ES] debe permanecer constante y d[ES]/dt = 0 (se conocen también como condiciones "cuasi-estables"), lo que aplicado a la Ecuación (2.14) nos da: ES k1 ES 1 ES (2.16) k 1 k 2 km donde: 102 TEORÍA DEL TRATAMIENTO BIOLÓGICO km k 1 k 2 k1 La condición de la Ecuación (2.16) en la Ecuación (2.13) produce, dS k (k1 1 )ES dt km (2.17) Ahora sumando las Ecuaciones (2.15) y (2.16): E0 E 1 ES km E 0 1 S E km (2.18) De las Ecuaciones (2.17) y (2.18) se recibe entonces que, k k1 1 E S km dS E0 dt S 1 E km (2.19) Si tenemos en cuenta ahora que km = (k-1 + k2)/k1, se recibe entonces que: k2 = km k1 – k-1 = - (-km k1 + k-1) lo que en la Ecuación (2.19) nos da, dS k 2 E 0 S dt k m S (2.20) 103 BIOINGENIERÍA DE LAS AGUAS RESIDUALES o dS V S m dt k m S (2.21) donde: Vm = k2 [E0]. La Ecuación (2.21) es obtenida de una "cuasi-aproximación a condiciones estables" y es genéricamente conocida como la ecuación de Michaelis-Menten para la reacción de enzimas. La forma general (conocida como de saturación) es presentada en la Figura 2.30, siendo Vm la máxima tasa de reacción y km, la concentración de [S] cuando –d[S]/dt = Vm/2. Finalmente, la Ecuación (2.21) puede ser transformada para describir la tasa de variación del producto: dS dP V S m dt dt k m S (2.22) Figura 2.30. Forma General de la Ecuación de Michaelis-Menten Reacciones con Inhibición Para las discusiones a continuación eliminaremos los brackets de la ecuaciones, para mayor simplicidad, y de acuerdo a la costumbre en la Ingeniería de Aguas, solo escribiremos el símbolo, (S, X, etc.) que significará la concentración en mg/L. 104 TEORÍA DEL TRATAMIENTO BIOLÓGICO Analicemos ahora el caso de reacciones enzimáticas donde se presenta inhibición por el sustrato. Un mecanismo posible, es que las enzimas formen un complejo con el sustrato de exceso (ver inhibición retro-alimentada en la Figura 2.17) de la siguiente manera: ES + S ↔ (ES2) → S + P (2.23) Para condiciones de equilibrio de los complejos y aplicando las leyes de la cinética química, llegamos a, dS dP k0 dt dt 1 k m S S k I (2.24) donde: km = Constante de saturación del sustrato. kI = Constante de inhibición. Esta ecuación lleva el nombre de Haldane, por su descubridor. Cuando hay inhibición competitiva la ecuación es, dS dP k0 dt dt 1 k m S Ik m /k I (2.25) siendo I el competidor de la enzima, según el siguiente mecanismo: E + I ↔ EI Finalmente, para inhibición no competitiva la ecuación a que se llega, considerando siempre condiciones de equilibrio, es: dS dP k0 dt dt (1 k m S)(1 I k I ) (2.26) Las ecuaciones (2.23) a (2.26) pueden ser utilizadas para estudios teóricos con sustratos simples, lo que a su vez permite estudiar con detalle las relaciones de los sustratos complejos. Pero en general, no son de interés en la práctica profesional de la Ingeniería de Plantas, excepto en el campo de la investigación. 105 BIOINGENIERÍA DE LAS AGUAS RESIDUALES Ecuación de Monod Es claro que las Ecuaciones (2.21) y (2.22), tienen una deducción mecanicista de la cinética de las dos ecuaciones (2.12). Sin embargo, para la biosíntesis de la biomasa bacteriana deben ocurrir numerosas ecuaciones correspondientes a los ciclos metabólicos descritos en numerales anteriores, y para deducir la mecánica de la tasa de reacción total, deberíamos escribir todas las ecuaciones, sacar sus tasas individuales de reacción, y resolverlas simultáneamente hasta obtener una expresión que defina la tasa total, como la ecuación (2.22) describe el resultado global de las dos ecuaciones (2.12). Esta situación no está al alcance enla actualidad. Sin embargo, hay "deducciones" aproximadas de la Ecuación de Monod a partir del modelo de Michaelis-Menten, para el TAR. Por ejemplo, si se supone que el producto P, es la biomasa X y así mismo X es la fuente de producción de enzimas, o sea Vm = m X, siendo m la tasa máxima de crecimiento, se recibe una forma de la Ecuación (2.22), dX μ m XS dt km S o sea μ dX μ S m Xdt k m S (2.27) donde es la tasa neta de crecimiento bacterial , dX/Xdt, y km la constante de saturación, es decir el valor de S para m/2. La Ecuación (2.27) es llamada ecuación de Monod. En realidad la ecuación propuesta originalmente por Monod fue para describir empíricamente el crecimiento bacterial en cultivos puros, en experimentos por lotes, y el sustrato que aparece en la ecuación es el sustrato inicial, S0. De modo que la ecuación original de Monod, propuesta en 1949, es, μ dX μ S m 0 Xdt k m S0 Es importante aclarar que en la actualidad la Ecuación (2.27) es reconocida como Ecuación de Monod, se aplica para describir crecimiento 106 TEORÍA DEL TRATAMIENTO BIOLÓGICO con sustrato limitado y cuando el crecimiento de la biomasa y la población bacterial son bajos, es decir las enzimas son escasa en comparación con el sustrato (X<<S). La ecuación supone que el crecimiento neto de biomasa depende exclusivamente de S en estas circunstancias, las cuáles rara vez son el caso del TAR. Ver Shuler y Kargi, pp. 170. Ecuación de Contois Existen otras ecuaciones que describen el crecimiento bacterial en condiciones diferentes a las supuestas para la Ecuación de Monod. Entre ellas destaca la Ecuación de Contois que aplica a crecimiento con sustrato limitado y con altas concentraciones de biomasa, es decir siempre hay enzimas suficientes para que la reacción prosiga sin limitación por causa de ella (X>>S). En estas condiciones, Contois supone que la constante de saturación depende de la concentración de biomasa, como sigue: km = kcX, siendo kc la constante de Contois. La ecuación quedaría como sigue: μ dX μ mS Xdt k c X S (2.28) La ecuación de Contois fue propuesta en el año de 1954. Cinética de la Remoción de Sustrato En realidad de las ecuaciones de remoción de sustrato por los microorganismos salieron los primeros métodos de diseño, al encontrar una expresión que define dS/dt. 1º Aproximación. Supongamos sólo sustratos solubles simples, es decir que la materia orgánica está en forma soluble y para un compuesto específico. En estas condiciones, para un cultivo como el de la Figura 2.1, Eckenfelder propuso que X es el único parámetro regulador de la reacción, independiente de la concentración de S. Esto se puede apreciar en la Figura 2.31 para la glucosa, la anilina y el fenol. Una representación matemática de esta hipótesis, es como sigue: 107 BIOINGENIERÍA DE LAS AGUAS RESIDUALES dS k 0X dt (2.29) Figura 2.31. Remoción Lineal de sustratos simples Sin embargo, como en el tratamiento biológico el sustrato siempre es complejo, es decir, una mezcla de un gran número de compuestos orgánicos simples, encontramos que la remoción de sustrato, como un todo, puede ocurrir como se representa en la Figura 2.32. Esta variación de la bDQO, S, como función de Δt, se aproxima a una descomposición exponencial para un número apreciable de compuestos mezclados. Es aparente entonces que la degradación biológica de la Figura 2.22 puede representarse como se presenta en la siguiente ecuación exponencial: S S0 e KXt (2.30) Para X ≈ constante, 108 TEORÍA DEL TRATAMIENTO BIOLÓGICO dS KXS0 e KXt dt (2.31) o sea, Figura 2.32. Representación Esquemática de Remoción de Sustrato Complejo dS KXS dt (2.32) La Ecuación (2.32) ha sido ampliamente utilizada para definir la remoción de sustrato soluble complejo en el TAR con resultados satisfactorios, y se conoce como la Ecuación de Eckenfelder. 109 BIOINGENIERÍA DE LAS AGUAS RESIDUALES 2º Aproximación. Otra manera diferente de tratar el tema, es a partir de la Ecuación de Monod (2.27). En este análisis es importante tener en cuenta que en la biotransformación bacterial no se cumple la igualdad –dS/dt = dP/dt = dX/dt de la Ecuación de Michaelis – Menten, sino, más bien, hay que tener en cuenta que solo una fracción del sustrato Y (conocida como coeficiente de producción) se transforma en biomasa (que es el producto de la reacción): dX/dt = Y (-dS/dt). Esto se cumple sólo en la fase de crecimiento exponencial. Ahora, si la velocidad máxima de remoción de sustrato es k, es claro que k = m/Y. De este modo, la ecuación (2.27) se convierte en: dS kXS dt k m S (2.33) La ecuación (2.33) ha sido muy utilizada por los Ingenieros de Plantas. Se conoce como la Ecuación de Lawrence y McCarty, y fue propuesta en 1970. Esta ecuación presenta varias particularidades de interés. Primero, es conveniente observar que para pequeñas concentraciones de sustrato, es decir para S << km, (lo que implica Condiciones de Inanición) la Ecuación (2.32) se convierte en, dS k XS dt k m (2.34) Esto quiere decir que la tasa neta de remoción de sustrato (o sea por unidad de masa microbiana: dS/Xdt) depende linealmente de S. Por otra parte, si S es muy grande, es decir S >> km, entonces se recibe que, dS kX dt (2.35) Esto quiere decir que la tasa neta de remoción de sustrato en CA es constante. 110 TEORÍA DEL TRATAMIENTO BIOLÓGICO En otras palabras dS/dt (y para el caso dX/dt) dependen de S, pero en pequeñas concentraciones esta proporcionalidad es aproximadamente directa. Para grandes concentraciones de S, la variable determinante es X, que es cuando la curva se acerca asintóticamente a Vm. Es interesante notar que la Ecuación (2.34) es equivalente a la (2.32) para Condiciones de Inanición, si asumimos que K ≈ k/km. De este modo la Ecuación de Eckenfelder se puede considerar un caso particular de la Ecuación de Lawrence y McCarty, para CI. La Ecuación de Lawrence y McCarty idéntica a la de Monod, famoso científico y premio Nobel francés y se aplica de forma más general que la Ecuación (2.32), que se puede deducir si suponemos muy bajas concentraciones de S, como vimos. En este análisis, la Ecuación (2.33) cumple para cualquier concentración de S, mientras que la Ecuación (2.32) sólo aplica en CI para S<< km que es el caso más común en el TAR. En definitiva, podemos afirmar que la Ecuación de Lawrance y McCarty, se ha probado con éxito en la práctica, así como su caso particular, la Ecuación (2.35), llamada de Eckenfelder. Sin embargo, es necesario enfatizar el hecho de que a pesar de los intentos de aproximaciones analíticas que la procuran explicar, siempre tratando de apoyarse en la Ecuación de Monod, las ecuaciones deben considerarse como ecuaciones empíricas, pues las condiciones teóricas no coinciden con las condiciones de aplicación en la vida real, y sin embargo funciona. La Figura 2.33 da una representación de la ecuación de Lawrence y McCarty. Vale además mencionar, antes de entrar a analizar otro enfoque distinto para la remoción de sustrato, que ambas ecuaciones se utilizan indistintamente para analizar remociones de sustrato total, que incluye sólidos orgánicos en suspensión (además del sustrato soluble), con similares resultados prácticos. Si la Ecuación (2.33) la presentamos para la remoción neta, es decir la tasa de remoción de sustrato por unidad de masa microbial, U = dS/Xdt, quedaría: 111 BIOINGENIERÍA DE LAS AGUAS RESIDUALES dS kS Xdt k m S (2.36) Esta ecuación implica que la tasa neta de remoción de sustrato depende exclusivamente de la variable ambiental S. Esta interpretación se puede hacer extensiva a la Ecuación de Eckenfelder, que quedaría, dS KS Xdt (2.37) Figura 2.33: Representación gráfica de la Ecuación de Lawrence & McCarty para la remoción de sustrato soluble 3º Aproximación. Una objeción importante a la anterior aproximación para la remoción de sustrato fue hecha por McKinney. El arguyó que la Microbiología Ambiental, o sea la aplicable a los TAR, tiene unas circunstancias especiales que hacen que la Microbiología Clásica no sea utilizable totalmente para definir y explicar los fenómenos que nos 112 TEORÍA DEL TRATAMIENTO BIOLÓGICO ocupan. De este modo descartó los experimentos de Monod por considerarlos hechos en condiciones muy diferentes a las que ocurren en nuestro caso, e intentó una aproximación distinta, para explicar la remoción de sustrato soluble. En efecto, McKinney supone, con razón, que un cultivo biológico para remoción de sustrato opera, en el caso del tratamiento biológico de las AR, en Cl, pues la concentración de biomasa es muy alta, y el sustrato efluente debe ser de concentración baja, si el sistema está operando correctamente. En otras palabras, la relación S/X debe ser muy baja, de modo que sólo tiene interés práctico la parte inicial de la curva mostrada en la Figura 2.33. En estas condiciones, la tasa total de remoción de sustrato dS/dt, según McKinney, depende exclusivamente de S, o sea, dS k LS dt (2.38) Donde kL es la constante metabólica de McKinney. La ecuación implica que el que haya más o menos biomasa importa poco, pues los microorganismos están en condiciones de aumentar su capacidad metabólica tanto como sea necesario, antes de llegar a CA. Una aclaración de esto se presenta en la siguiente Aproximación. 4º Aproximación. Orozco, en 1976 desarrolló la Ecuación (2.38) una presentación distinta. En realidad, supone que el parámetro de verdadero interés es la relación S/X, es decir, la disponibilidad de alimento por unidad de biomasa. Además supone que la tasa total de remoción de sustrato es poco significativa, y más bien debe emplearse la tasa neta de remoción de sustrato, dS/Xdt, que representa la tasa de remoción de sustrato por unidad de biomasa, U, aplicada en las Ecuaciones (2.36) y (2.37) anteriormente. Y de este modo propone que la unidad de biomasa debe consumir sustrato a una velocidad proporcional a la disponibilidad por unidad de biomasa. Matemáticamente, 113 BIOINGENIERÍA DE LAS AGUAS RESIDUALES dS S kL Xdt X (2.39) Ecuación que es equivalente a la Ecuación (2.38) propuesta por Mckinney, si simplificamos X. Más aún, como la hipótesis propuesta sólo es válida para Cl, si se quiere ampliar el fenómeno para CA, se puede usar una generalización a una ecuación del tipo de saturación. O sea, dS k S/X Xdt k c S X (2.40) Esta es la ecuación propuesta por Orozco para la cinética de remoción de sustrato en el TAR la cual se representa en la Figura 2.34. Para (S/X) >> kc se convierte en Es decir dS k Xdt dS kX dt que es la misma Ecuación (2.35). Por otra parte para CI, es decir para (S/X) << kc se llega a las Ecuaciones (2.39) y (2.38), la Ecuación Original de McKinney, en la hipótesis que kL ≈ k/kc. Es claro entonces que la Ecuación de McKinney es un caso particular de la Ecuación de Orozco, del mismo modo que la Ecuación de Eckenfelder es un caso particular de la de Lawrence y McCarty. Ahora, si recordamos que dX/dt = Y (-dS/dt) y que la ecuación (2.40) se convierte en: μ o sea dX μ S/X m Xdt k c S/X μ dX μ mS Xdt k c X S 114 k0 = m/Y TEORÍA DEL TRATAMIENTO BIOLÓGICO que no es otra que la ecuación de Contois (2.28). Nótese que la constante de saturación en la Ecuación de Orozco es la misma de la Ecuación de Contois, kc. La deducción de Orozco fue independiente de la de Contois, y en realidad analizada desde el punto de vista de la relación S/X, y no, como la de Contois, teniendo en cuenta la constante de saturación, pero la relación es obvia. Figura 2.34. Representación Gráfica de la Ecuación (2.40) En otras palabras es claro que la relación entre las ecuaciones de Monod Lawrence y McCarty Eckenfelder es la misma que existe entre las de Contois Orozco McKinney. El primer grupo de ecuaciones, que llamaremos f(S), supone que la Tasa neta de remoción de sustrato U y de crecimiento bacterial dependen de S, mientras que el segundo grupo de ecuaciones, que llamaremos f(S/X), deja claro que U y dependen de la relación S/X, ambos del tipo de saturación. En otra palabras, estas seis ecuaciones pueden ser agrupadas en dos categorías, dependiendo de la variable ambiental que controle U y . La bioquímica moderna dice que el primer grupo cumple en condiciones de sustrato limitado y para bajas poblaciones bacterianas (es decir bajo nivel de enzimas con respecto al sustrato) mientras el segundo grupo cumple igualmente para condiciones de sustrato limitado pero con altas 115 BIOINGENIERÍA DE LAS AGUAS RESIDUALES densidades de biomasa. En Condiciones de Abundancia la ecuación (2.35) se deduce de cualquiera de las dos aproximaciones principales, f(S) y f(S/X). Cinética de crecimiento exponencial Hemos visto que para Condiciones de Abundancia, cuando dS/dt (o dX/dt) ≈ k (o m), la única variable importante es X. El crecimiento exponencial ocurre en CA, cuando no hay limitaciones de alimento (sustrato) para las bacterias, y el crecimiento está balanceado, pues el aparato enzimático necesario no está sometido a condiciones cambiantes. En estas circunstancias es que se cumple la relación dX/dt = Y (dS/dt) y aunque es de poca aplicación en el TAR conviene hacer un análisis del comportamiento en este estado, muy común en otras aplicaciones microbiológicas, en la vida real. Muy importante es el tiempo de duplicación, o tiempo que un grupo de bacteria toma en duplicarse, en condiciones de crecimiento exponencial. Tomando la Ecuación (2.35), que como vimos se deduce de cualquiera de los grupos f(S) o f(S/X), a saber: o sea dS k Xdt dX μm Xdt (2.41) Se recibe entonces, 2X X o sea t d dX μ m dt X 0 (2.42) td = ln2 / m = 0,693/m. (2.43) Este resultado se obtiene de integrar la ecuación (2.42) a lnX = mt y llevar a los límites. Es claro que m se obtiene graficando en papel semilogarítmico X vs. t. 116 TEORÍA DEL TRATAMIENTO BIOLÓGICO Ejemplo 2.1: Cálculo del tiempo de duplicación de un microorganismo Un tipo de hongo se cultivó en un cultivo por lotes de Glucosa, del cual fueron obtenidos los siguientes datos: Tiempo Biomasa Glucosa horas g/L g/L 0 1,25 100,00 9 2,45 97,00 16 5,10 90,40 23 10,50 76,90 30 22,00 48,10 34 33,00 20,60 36 37,50 9,38 40 41,00 0,63 (i) Calcule la tasa máxima de crecimiento, m (ii) Calcule el tiempo de duplicación, td. (iii) Calcule el coeficiente de producción Solución (i) Primero hacemos la gráfica de X (concentración de Biomasa) versus el tiempo. Ver Figura (2.35). En la figura se aprecia claramente que hay una fase de aclimatación y luego una fase de crecimiento exponencial, seguida de la fase endógena. Para calcular el m utilizaremos datos del crecimiento exponencial, es decir entre las 16 y las 36 horas. Entonces: 117 BIOINGENIERÍA DE LAS AGUAS RESIDUALES (ii) μm lnX 2 ln X1 ln 37,5 ln 5,1 0,1h 1 t 2 t1 36 16 (ii) td = 0,693/0,1 = 6,93 h. (iii) Y X 41 1,25 0,4 g/L S 0,63 100 Figura 2.35: Variación de X vs. T Fuente: Shuler y Kargi (1992) Cinética con crecimiento limitante de sustrato Las cuatro aproximaciones presentadas tienen alguna base racional pero su validez sólo puede ser comprobada en el laboratorio. Sin embargo los fundamentos microbiológicos explicados en los primeros numerales de este capítulo parecen estar acordes con los fenómenos que ocurren en TAR. En la práctica todas las ecuaciones presentadas cumplen con bastante certeza para el grado de aproximación analítica existente en los laboratorios hoy día, con los parámetros que se suelen medir para interpretar el funcionamiento de las Plantas de Tratamiento. Sin embargo, las ecuaciones deben considerarse como empíricas. Es claro que los métodos analíticos utilizados en los análisis de laboratorio para la DQO, SSV, etc, dan una desviación estándar tal, que se pueden aplicar las cuatro 118 TEORÍA DEL TRATAMIENTO BIOLÓGICO aproximaciones para la remoción de sustrato soluble con resultados prácticos equivalentes. La Tabla 2.4 resume el estado actual de ecuaciones para modelos no-estructurados y no-segregados, y explica de manera suscinta la remoción neta de sustrato soluble (-dS/Xdt). La ecuación para CA se acepta universalmente. Tabla 2.4: Resumen de ecuaciones para tasas netas de remoción de sustrato soluble (dS/Xdt) CONDICIONES ECUACION Abundancia dS k Xdt Inanición dS KS Xdt Eckenfelder dS S kL Xdt X McKinney dS kXS dt k m S Lawrence & McCarty dS k S/X Xdt k c S X Orozco Limitación de Sustrato ORIGEN Universal La ecuación de Lawrence y McCarty, que se aplica resolviendo para (-dS/Xdt), es una generalización de la de Eckenfelder. Obsérvese la nomenclatura de las diversas constantes que en cada caso son diferentes, las cuales deben. Finalmente, téngase en cuenta que aunque las ecuaciones son propuestas para sustrato soluble, éstas se aplican para el sustrato total, soluble e insoluble, como es el caso de las ARD, con satisfactorios resultados prácticos. La realidad es que el pDQO debe solubilizarse primero mediante una hidrólisis para convertirse en sDQO y ser removido. de modo que la constante de reacción promedia las tasa de hidrólisis y al de remoción de sustrato soluble. Aunque más adelante veremos métodos prácticos para determinar los coeficientes cinéticos, en el 119 BIOINGENIERÍA DE LAS AGUAS RESIDUALES ejemplo siguiente aplicaremos las ecuaciones en forma gráfica, con datos de experimentos reales. Ejemplo 2.2. Representación gráfica de la velocidad de remoción de sustrato De acuerdo con Goel y Gaudy (Biotechnology and Bioengineenng, 1,1 (1969)) se obtuvieron los siguientes datos para un reactor completamente mezclado en condiciones estables de tratamiento, con un sustrato inicial S0 = 1060 mg /lL DQO y una relación DQO/N = 40/1: Tiempo de detención Sustrato soluble Biomasa t (horas) S (mg /L) X(mg/L) DQO SSVLM 1 923 88 2 4 8 12 373 180 127 81 336 371 510 709 Encuentre el comportamiento de las ecuaciones propuestas, para remoción neta de sustrato. Solución Para un reactor completamente mezclado la tasa de remoción de sustrato se calcula como sigue: dS S0 S dt td ya que S0 disminuye a S en un tiempo de detención td. Ahora, para encontrar el comportamiento cinético, debemos calcular dS/Xdt, para 120 TEORÍA DEL TRATAMIENTO BIOLÓGICO cada X, S y S/X, como se observa en la tabla siguiente. Luego procedemos a graficar los puntos: S0 S Xt d vs. S S0 S Xt d vs. (Eckenfelder y Lawrence & McCarty) S X (McKinney y Orozco} td (h) S (mg/L) S/X 1 923 10,49 S0 S (h-1) Xt d 1,56 2 373 1,11 1,02 4 180 0,49 0,59 8 127 0,25 0,23 12 81 0,11 0,12 De las Figuras 2.36 y 2.37 vemos como para Cl, tanto la ecuación de Eckenfelder como la de Mckinney cumplen. Para cobijar tanto Cl como de abundancia, las ecuaciones de Lawrence y McCarty y la de Orozco representan suficientemente bien el fenómeno. Es por esto que todas las ecuaciones presentadas en la Tabla 2.4 se pueden aplicar en la práctica con un grado de aproximación satisfactorio en la mayoría de los casos. Así pues debe quedar claro que no hay una solución única para el comportamiento real de la tasa de remoción de sustrato, pero sí existen varias, que se pueden agrupar en los grupos f(S) y f(S/X), que permitan su representación, tales como las de la Tabla 2.4. Vale anotar que en experimentos más precisos de TAR, las Ecuaciones (2.39), (2.40) y (2.28) 121 BIOINGENIERÍA DE LAS AGUAS RESIDUALES tienden a comportarse más regularmente, sin que pueda decirse que esto es una conclusión definitiva. Figura 2.36. Solución Gráfica de tas Ecuaciones de Eckenfelder y Lawrence & McCarty Figura 2.37. Solución Gráfica de las Ecuaciones de McKinney y Orozco 122 TEORÍA DEL TRATAMIENTO BIOLÓGICO En La Tabla 2.5, se dan los nombres y las unidades de los coeficientes cinéticos de remoción de sustrato, presentados en la Tabla 2.4, los cuales deben tenerse muy en cuenta cuando se trabaje con ellos. Tabla 2.5: Nombres y unidades de las constantes cinéticas para remoción de sustrato. Ecuación Nombre Constan Unidades k mgDQO mgSSV.d K 1 mgSSV/L.d Factor de síntesis kL d-1 Constante de saturación de Monod km d-1 Constante de saturación de Contois kc mgDQO mgSSV Universal. Tasa de máximo Todas las crecimiento ecuaciones Tasa de remoción Eckenfelder de sustrato McKinney Lawrence McCarty y Orozco te Finalmente, vale anotar que las constantes, que definen reacciones metabólicas varían con la temperatura, de acuerdo con la ecuación, KT K 20 θ (T 20) (2.44) donde: K20 = Tasa de reacción a 20°C KT = Tasa de reacción a T° C θ = Coeficiente de actividad / temperatura variable cada proceso para T = Temperatura (°C) Esta ecuación es similar a la ecuación de Arrhenius y ha demostrado que es aplicable para la mayoría de las constantes cinéticas. 123 BIOINGENIERÍA DE LAS AGUAS RESIDUALES El valor de θ debe encontrarse para cada proceso, aunque existen valores más o menos definidos, como los que aparecen en la Tabla 2.6. La constante debe corregirse para la temperatura adecuada. Los coeficientes cinéticos normalmente se encuentran a la temperatura de 20° C, por lo cual es fácil encontrar la constante a la temperatura real del proceso en la práctica. Tabla 2.6: Coeficientes de actividad - temperatura para varios procesos Proceso θ Lodos activados 1.00-1.03 Filtros biológicos 1.02-1.04 1.06- 1.09 Lagunas aireadas 2.4.3 Estequiometría Hemos visto anteriormente que las relaciones estequiométricas complementan el entendimiento de las relaciones cinéticas. Ya habíamos mencionado que la Estequiometría estudia las relaciones entre los reactantes y los productos que intervienen en una reacción, es decir, trata de balances de masa (o de energía). Iniciaremos el tema con el crecimiento bacterial. Crecimiento Bacterial Hemos visto en los numerales anteriores, como se postulaba la variación de dS/Xdt con diversos parámetros y como para expresarlo en las ecuaciones se utilizan los coeficientes cinéticos. El crecimiento de la biomasa, dX/dt, en rigor es el crecimiento bacterial, pues las otras especies microscópicas se descartan por su poca concentración relativa. En su interpretación, los tratadistas están más de acuerdo que en lo relativo a la remoción de sustrato. 124 TEORÍA DEL TRATAMIENTO BIOLÓGICO De hecho, la primera ecuación propuesta para interpretar el crecimiento de la biomasa, con ligeras modificaciones, es universalmente aceptada en el campo del TAR. Como habíamos visto al principio de este capítulo, parte de la DQO consumida por los microorganismos se convierte en biomasa. Otra parte se consume en respiración, o aparece en los subproductos finales. La relación de biosíntesis es pues, (ΔX)p = YΔS (2.45) donde (ΔX)p = Biomasa producida (mg SSV/L) ΔS = Sustrato consumido (mg DQO/L) Y = Coeficiente de producción (mg SSV/mg DQO) Y es menor que uno, generalmente alrededor de 0,5. Ahora cuando la producción de biomasa ocurre en Cl, siempre hay respiración endógena, pues las bacterias no tienen todo el alimento que pueden utilizar. Esta respiración consume parte de la biomasa (bioenergética), en una cantidad proporcional a la biomasa presente y al tiempo transcurrido, o sea, (ΔX)e = ke X Δt (2.46) donde: (ΔX)e = Biomasa consumida por respiración endógena (mg SSV /L) ke = Coeficiente endógeno (d-1) Δt = Tiempo transcurrido (d) De este modo, la producción total de biomasa, en Cl, según Ecuaciones (2.45) y (2.46) es, ΔX = (ΔX)`p + (ΔX)e O sea 125 BIOINGENIERÍA DE LAS AGUAS RESIDUALES ΔX = Y ΔS - ke X Δt (2.47) que puede convertirse llevando Δt → 0, en: dX dS Y k eX dt dt (2.48) Esta ecuación se aplica universalmente en el TAR. Como puede apreciarse es una relación estequiométrica, es decir, de balance de masas, pero se convierte en una ecuación cinética, pues al ingeniero le conviene más su expresión en forma de ecuación diferencial. Debe además entenderse que ha sido encontrada en forma empírica, a pesar de que la aproximación presentada es semi-analítica. Esta ecuación se encontró para procesos por lotes, pero la práctica la muestra muy satisfactoria para procesos continuos, que es la realidad en el TAR. Por otra parte ni Y ni ke, son "verdaderas" constantes, pues se ha hallado que varían dependiendo de las condiciones en que se apliquen. Sin embargo, para las presentes en los sistemas reales, la aproximación presentada es bastante buena. Vale anotar que para tratamiento anaerobio aplica la misma ecuación, pero el coeficiente Yan = Ya + Ym es diferente que el coeficiente de producción para tratamiento aerobio. Yan aplica a todo el proceso anaerobio, pero a veces éste se divide entre la parte de acidificación que tiene un Ya y la parte de metanización que tiene un Ym. Ahora, para condiciones de abundancia, tenemos que no existe respiración endógena, o sea que para dS/dt aplica la Ecuación (2.35), que es aceptada universalmente. Luego, de la Ecuación (2.48), para CA se recibe, dX Yk 0 X dt (2.49) la cual es equivalente a la Ecuación (2.35) o sea que Yk0 = m como habíamos visto. 126 TEORÍA DEL TRATAMIENTO BIOLÓGICO Volviendo a la Ecuación (2.48), tenemos que se puede convertir en, G dX dS Y ke Xdt Xdt (2.50) donde G: Crecimiento neto de microorganismos (días -1). Figura 2.38. Esquema de Reactor Completamente Mezclado en Condiciones Estables Esta forma de presentación es mucho más común y tiene varios méritos importantes. Para analizarlos observemos el reactor completamente mezclado de la Figura 2.38 en el que hay un influente Q (L/s) con una concentración S0 (mg DQO/l) y un efluente (Q-QW) (L/s) con concentración S (mg DQO/L). Supongamos que existen condiciones estables de tratamiento, es decir la concentración de biomasa, X (mgSSV/L), permanece constante con el tiempo. Como siempre hay un crecimiento de X a una tasa dX/dt, es necesario eliminarlo continuamente por un conducto de desagüe que tiene un flujo QW y una concentración de licor mixto del reactor, X, si es que se quiere mantener X constante. 127 BIOINGENIERÍA DE LAS AGUAS RESIDUALES Para que la biomasa eliminada sea igual a la producida, debe cumplirse que: V dX Qw X dt donde: V = Volumen del reactor De aquí concluimos que, X V dX dt Q W (2.51) siendo V/QW (L/L/s) el tiempo en el cual se renueva toda la biomasa, o en otras palabras, el tiempo promedio de retención celular, TRC. Esto significa que, en promedio, una bacteria permanecerá por un TRC antes de ser eliminada. También se le conoce por el nombre de edad de lodos, θc teniendo el mismo significado. De aquí vemos que, X TRC θc dX dt (2.52) y la Ecuación (2.52) se convierte en 1 dS Y ke θc Xdt (2.53) El concepto de edad de lodos se ha mostrado como uno de los más fértiles en el campo del TAR, por lo que lo exploraremos en gran detalle, en los numerales y capítulos venideros. En el caso de reactores completamente mezclados, como el de la Figura 2.38, dS/dt se obtiene del siguiente modo: 128 TEORÍA DEL TRATAMIENTO BIOLÓGICO dS S0 S S0 S dt V/Q td (2.54) A menudo, se emplea la sustitución dS U Xdt en la cual U se conoce como la utilización específica de sustrato, que es equivalente a la tasa neta de remoción. Entonces se recibe que, 1 YU k e θc (2.55) En el capítulo sobre diseño de proceso se estudiará en detalle esta ecuación. Respecto a los coeficientes Y y ke, los dejaremos para el próximo numera!, pues aunque describen la cinética del crecimiento bacterial, en rigor son coeficientes estequiométricos. Ecuación de la Biotransformación Teniendo pues relaciones para dos de las tres preguntas iniciales necesarias para entender el Tratamiento de las Aguas Residuales, es decir, para dS/Xdt y dX/Xdt nos queda faltando solo una relación para el Consumo de Oxígeno en el caso de TAR aerobio, o para la Producción de Metano en el caso del TAR anaerobio. Para obtenerla recurriremos a las relaciones de la biotransformación explicadas al principio del capitulo, Ecuaciones (2.4) y (2.5). Dividiendo por X y por Δt y llevando a límite para Δt 0, se recibe que estas ecuaciones se convierten en : dO2 dS dX 1,42 Xdt Xdt Xdt (2.56) para el TAR aerobio. Y en: 4,00 dCH 4 dS dX 1,22 Xdt Xdt Xdt 129 (2.57) BIOINGENIERÍA DE LAS AGUAS RESIDUALES para el tratamiento anaerobio. El Consumo de Oxígeno Neto se denomina a veces como R = –dO2/Xdt. Los coeficientes son para convertir en unidades de O2 la biomasa y el Metano. Recuérdese que la “fórmula” de las bacterias aerobias (C5H7NO2) es distinta de la de las bacterias anaerobias (C5H9NO3). Como el Oxígeno es consumido, entonces el signo de dO2/dt es menos, mientras como en el tratamiento anaerobio hay producción de metano el signo de dCH4/dt es más. Y con estas ecuaciones completamos las relaciones básicas para describir el TAR. Existe otra ecuación para calcular el consumo de oxígeno, propuesta por Eckenfelder, que es como sigue: dO2 dS a' b' Xdt Xdt (2.58) donde: a' = 1-1,42Y = Fracción de MO consumida b' = 1,42 ke = Tasa de endógena o de auto-oxidación La Ecuación (2.58) se convierte en la Ecuación (2.57) al hacer los reemplazos de a’ y b’ que se presentan en las definiciones. Es muy utilizada también y está enfocada desde un punto más cinético que estequiométrico. Los valores a' y b' se encuentran de estudios experimentales, graficando: dO 2 dS vs. Xdt Xdt La pendiente da a’, mientras el corte con el eje de las ordenadas da b’. Nutrientes necesarios para el crecimiento Bacterial Con respecto a la Ecuación (2.11), recordaremos que había varias relaciones de interés para ser analizadas dentro del proceso del TAR. Refiriéndonos a la relación, 130 TEORÍA DEL TRATAMIENTO BIOLÓGICO a2 nutrientes a1 materia orgánica (2.59) encontraremos de utilidad conocerla para garantizar el suministro adecuado de nutrientes. Si observamos la relación a2/a4, vemos que se trata de la relación de nutrientes (Vg. N2) a biomasa. De este modo, y recordando que una "fórmula” para la biomasa aerobia es C5 H7 NO2, tenemos que del peso molecular total de 113, sólo 14 corresponden al nitrógeno: a 2 N 2 en (C5 H 7 NO2 ) 14 1 12 a4 C5 H 7 NO2 113 8,07 100 De aquí se deduce que la biomasa requiere un 12% de N2, por lo cual hay que garantizar esta cantidad con respecto a la DBO influente, en el supuesto de que todo se transformará en biomasa. Pero como la conversión de DBO en biomasa, SSV, (es decir la relación a1/a4) se relaciona, en general por la expresión, ΔSSV = 0,4 ΔDBO5, es claro que se requiere el 40% del N2 por unidad de DBO5., es decir, el 5%,ó 5/100. En otras palabras a4/a1 = 0,4, se recibe que: a2 a4 a2 x 0,12 x 0,4 0,05 a 4 a1 a1 De este modo las relaciones de nutrientes aceptadas son: DBO5/N = 100/5 El fósforo no se involucra en la "fórmula" de los lodos activados aerobios debido a que su participación es poco importante, aunque a veces se hace, lo que da como resultado la siguiente “fórmula”: C60H87O28N12P. Efectuando un procedimiento similar hallamos que, DBO5/N/P = 100/5/1 (2.60) Conviene mencionar que esta última "fórmula" no se utiliza mucho, pues realmente complica las cosas sin que por ello la precisión que se 131 BIOINGENIERÍA DE LAS AGUAS RESIDUALES obtiene empleándola en los cálculos mejore substancialmente, excepto para estequiometrias que tengan que ver directamente con el Fósforo. Coeficiente de producción, Y Analicemos ahora la relación a4/a1, que ya hemos estudiado en al aparte sobre crecimiento bacterial. El hecho de que las relaciones estequiométricas sean a menudo presentadas en forma de tasas de cambio, es decir, en forma cinética, no implica que las relaciones estequiométricas se sigan cumpliendo. De una manera general, en CI, tenemos pues, a 4 X Yobs a1 S (2.61) donde: Yobs = Coeficiente de producción observado Luego se recibe que, dX dS Yobs dt dt (2.62) ó dX dS Yobs Xdt Xdt En este caso Yobs cubre todos los fenómenos que tienen que ver con la conversión de sustrato en biomasa. Ahora, teniendo en cuenta las Ecuación (2.55) y también Ecuación (2.62), se recibe lo siguiente: U y U 11 k e Y θc (2.63) 1 θ c Y obs (2.64) 132 TEORÍA DEL TRATAMIENTO BIOLÓGICO de donde se recibe que 1 k eθ c 1 θ c Y obs Yθ c O sea: Yobs Y 1 k eθ c (2.65) Vemos pues que la Estequiometría de la producción de lodos depende de la edad de lodos θc. La Figura 2.39 muestra una representación gráfica de esta variación. Figura 2.39. Representación Gráfica de Yobs vs. θc Otra forma de presentación de la relación estequiométrica a4/a1 es como sigue: dX dS Y ke k a 4 Xdt G Xdt Y e dS dS a1 U U Xdt Xdt 133 BIOINGENIERÍA DE LAS AGUAS RESIDUALES O sea: Yobs Y ke U (2.66) El uso del coeficiente de producción observado, Yobs es de gran importancia en el diseño de procesos, como tendremos oportunidad de conocerlo mejor en los capítulos pertinentes. Este coeficiente depende de la edad de lodos, ya lo dijimos, pero también de la temperatura, los nutrientes, las condiciones ambientales, etc. Se supone que Yobs varía con la temperatura de acuerdo con la ecuación, Yobs Yobs(20) θT 20 (2.67) donde: θ = Coeficiente entre 1 y 1,15, preferiblemente 1,072. Del mismo modo se supone que Y también varía en forma similar a la Ecuación (2.67). Por otra parte se ha encontrado que ke varía de acuerdo con la edad de los lodos. La Tabla 2.7 da la variación propuesta por McKinney para ke. De ahí se observa que ke aumenta al aumentar θc, lo que está de acuerdo con la teoría explicada. 2.5 DISCUSIÓN DE LA TEORÍA DEL TAR Visto lo anterior, podemos concluir que fundamentalmente, la teoría para el TAR en condiciones estables, se centra en tres aspectos específicos, ya mencionados, a saber: tasa de remoción de sustrato : U = dS/Xdt producción de biomasa: G = 1/ θc consumo de oxígeno: R = dO2/Xdt 134 TEORÍA DEL TRATAMIENTO BIOLÓGICO Tabla 2.7: Variación del coeficiente endógeno con la edad de lodos θc (d) Ke (d-1) 0,05 3 0,06 5 0,08 10 Las teorías expuestas sirven para explicar los puntos anteriores, tanto en condiciones de inanición como en condiciones de abundancia. Son preferibles las fórmulas que cubren ambas condiciones y si ello no es lo óptimo, entonces se usan las ecuaciones que aplican a las Cl, lo que se presenta a menudo como veremos luego. Veamos un resumen de lo visto: Para la remoción de sustrato existen dos puntos de vista distintos -f(S) y f(S/X)- que producen resultados prácticos similares, a saber: kS dS k m S U Xdt k S X kc S X según se explicó (ver Tabla 2.4), y que sirven tanto para Cl como para CA. La primera versión dice que U = dS/ Xdt es función de S exclusivamente, mientras la segunda afirma que es función de la relación S/X. Aunque se an esbozado teorías y argumentaciones, en rigor debemos decir que ambas aproximaciones son empíricas. Para la producción de biomasa, se emplea una fórmula única, como sigue: dX 1 YU k e G Xdt θc 135 BIOINGENIERÍA DE LAS AGUAS RESIDUALES que a veces se reduce a: 1 YobsU θc con el mismo significado. En la práctica U puede ser calculada directamente. Se ha encontrado además que Y, ke y Yobs varían con las condiciones ambientales y aun en experimentos muy controlados no se obtiene una reproducibilidad absoluta. Sin embargo, el rango de variación permite utilizar los coeficientes como si fueran constantes, para efectos prácticos. El consumo de oxígeno (dejemos por ahora el caso anaerobio de producción de Metano) se calcula, haciendo las equivalencias pertinentes, con la fórmula, R U 1.42 1 θc que puede convertirse en: R βU donde = (1-1,42 Yobs) = Coeficiente de Consumo de Oxígeno, que puede convertirse, si empleamos la aproximación de Eckenfelder, en R = a' U + b' Teniendo en cuenta que a = 1,42 Y, es decir, el coeficiente de producción dado en unidades de O2, se tiene que: a + a' = 1 El factor a* es el que emplea Eckenfelder en la fórmula para producción de biomasa y es equivalente a Y. Así pues, a menudo se presenta la * Dado en unidades de oxígeno equivalente 136 TEORÍA DEL TRATAMIENTO BIOLÓGICO Ecuación (2.50) de la siguiente manera, de acuerdo a la nomenclatura de Eckenfelder: dX dS a b Xdt Xdt (2.68) Simplemente es un cambio en la nomenclatura, donde a = Y y b = ke. En otras palabras podemos afirmar que los tres puntos centrales son presentados de idéntica forma por los tratadistas, excepción hecha de la tasa de remoción de sustrato que tiene dos variantes, muy parecidas entre sí, dicho sea de paso. Sin embargo, diferente nomenclatura introduce a menudo confusión dando la apariencia de que hay diferentes aproximaciones. En rigor, ya lo hemos demostrado, esto no es así. ¿Cómo se podría resolver la única diferencia real hasta el presente, es decir en la ecuación de remoción de sustrato?. Esto es más difícil de lo que podría pensarse a primera vista. En realidad el sustrato se mide con DBO, DBO5, DQO y a veces como COT (carbono orgánico total). La DQO es suficientemente consistente como medida y por ello ha ganado popularidad. El consumo de oxígeno se mide directamente por métodos polarimétricos y se presenta en mgO2/L.min. Sin embargo, la biomasa se mide por un método que no es tan consistente. A veces, simplemente como SSLM y más a menudo como SSVLM. Se supone que en general, como una buena aproximación: SSVLM = 0,8 SSLM (2.69) para los lodos activados empleados en el tratamiento de aguas residuales domésticas y de numerosos ARI. Se utilizan más frecuentemente los SSV pues ellos representan la fracción orgánica de los SS, es decir, la componente de la biomasa. Sin embargo, los SSV son una medida gravimétrica y en rigor mide sólo la materia orgánica. No se puede decir que es una medida del número de bacterias ni tampoco del peso de las bacterias que efectúan el tratamiento. En realidad, los SSV los componen SS orgánicos que entran con el influente, subproductos de la acción bacterial y restos de bacterias 137 BIOINGENIERÍA DE LAS AGUAS RESIDUALES muertas, además de las bacterias vivas y que realmente trabajan. Una descomposición de los SSLM está dada por la siguiente fórmula, propuesta por McKinney: MT = Ma + Me + M¡ + M¡¡ (2.70) donde: MT = masa total, SSLM (mg/L) Ma = masa de las bacterias vivas, SSV (mg/L) Me = masa endógena, subproductos de la respiración endógena y restos de bacterias, SSV (mg/L) M¡ = masa de productos orgánicos no biodegradables, SSV (mg/L) M¡¡ = masa de inorgánicos, SSF (mg/L) Se han propuesto fórmulas de cálculo para cada una de estas fracciones, pero en realidad, se basan en hipótesis, aunque razonables, no demostrables en la práctica. Ahora siguiendo nuestro discurso, podemos afirmar que: SS = Ma + Me + M¡ + M¡¡ SSV = 0,8 (Ma + Me + M¡ + M¡¡) SSV = Ma + Me + M¡ Vemos entonces que los SSV se componen, además de las bacterias vivas, Ma, de residuos orgánicos y otros productos: Me + M¡. La utilización de los SSV como parámetro representativo de las bacterias vivas, sería adecuado si la siguiente relación se cumpliera: Ma Ma Me Mi constante 138 TEORÍA DEL TRATAMIENTO BIOLÓGICO Para mantener nuestra nomenclatura, hagamos, Ma = Xa = SSV correspondientes a las bacterias vivas en el licor mixto, LM Ma + Me + M¡ = X = SSV en el licor mixto De este modo la relación anterior la podemos expresar, Xa Ma X M a Me Mi (2.71) Donde se conoce como la fracción viable. En el desarrollo de toda nuestra teoría hemos utilizado X, en lugar de Xa, que debiera de ser lo correcto, debido a que hasta el momento, presente, no existe un procedimiento estándar par medir Xa, con las condiciones que requieren la medida de cualquier parámetro: reproducibilidad, confiabilidad y eficiencia. La continuada utilización de X se basa, entre otros, en los resultados de la investigación de Weddie y Jenkins, citado en la bibliografía al final del capítulo, en el cual se afirma que la fracción viable, permanece constante en el rango de operación práctico de los LA. Los resultados se presentan en la Figura 2.40. Este artículo presenta esta investigación hecha sobre la variación de la fracción viable para diversas condiciones de operación. Sin embargo, no representa ni mucho menos, una opinión de aceptación generalizada entre los científicos de la materia. De hecho, Blok, Grady y Roper, Upadhyaya y Eckenfelder, todos citados al final en la bibliografía, están de acuerdo con que existe una sustancial variación de Y con θc o F/M*, parámetros normalmente * F/M: Carga orgánica, medida como So/X td (g DQO/ g SSV.d) 139 BIOINGENIERÍA DE LAS AGUAS RESIDUALES utilizados en el TAR. Blok por ejemplo afirma que Y puede variar del 8 al 25% para F/M de 0,06 a 0,25 como g DQO/ gSSV.día. Figura 2.40. Viabilidad Unitaria vs Tasa Neta de Crecimiento, según Weddie y Jenkins En general podemos decir que el sentimiento general entre científicos e ingenieros es que Y varía con θc, pero no hay, ni mucho menos acuerdo de como medir Y. A menudo se ha intentado reemplazar X por otro parámetro que nos defina o mida más exactamente y de manera reproducible las bacterias vivas que realmente trabajan en el TAR. La importancia de lo anterior radica en que todas las fórmulas empleadas para definir los fenómenos fundamentales del TAR es decir, dS/dt = Remoción de sustrato dX/dt = Producción de biomasa dO2 /dt = Consumo de oxígeno 140 TEORÍA DEL TRATAMIENTO BIOLÓGICO usualmente se normalizan, es decir se dividen por X para obtener las tasas netas U, θc -1 y R respectivamente, que nos definen las tasas por unidad de masa microbial. Todo esto en el supuesto de que X es un parámetro representativo de las bacterias vivas en el licor mixto. Pero hemos visto que Xa, que nos define los SSV de las bacterias vivas, varía con θc (o F/M). Así pues, U para una θc de 3 días no se puede comparar con la de θc = 20 días, a menos de que se tenga una manera de medir Xa, que es el verdadero parámetro representativo de las bacterias vivas. De este modo se introduce un factor de incertidumbre, el cual no es posible dilucidar en el laboratorio de manera práctica. Hasta el momento, la más sana práctica de la Ingeniería de Plantas sigue recomendando el uso de X, en el supuesto de que es constante y Xa = .X, lo que sólo implica un cambio de escala sin ningún efecto sobre las constantes cinéticas y estequiométricas. Pero ello sólo se debe a que no se ha encontrado una forma confiable de calcular como función de θc. Sin embargo, vale la pena hacer un recorrido sobre los intentos más importantes para lograrlo. 2.5.1 Actividad y Viabilidad Las bacterias que participan en el TAR tienen en general dos características de interés: la viabilidad y la actividad. La viabilidad nos define la condición de estar vivas, es decir de crecer, reproducirse, tener reacciones metabólicas, etc. La actividad por otra parte nos define los cambios dinámicos que las bacterias vivas efectúan sobre el ambiente. Según algunos autores, como Banks, hay bacterias no vivas que producen actividad, si tienen intacto el sistema enzimático, o aun las enzimas mismas pueden producir manifestaciones de actividad, independientemente de las bacterias vivas. Ya dijimos que los SSV nos miden, gravimétricamente, las bacterias vivas más otros compuestos orgánicos presentes en el licor mixto. Si encontrásemos una manera de medir la fracción viable, la mejor manera de medir Xa, es decir la viabilidad, sería el producto X (o sea el peso de las bacterias vivas en el TAR). 141 BIOINGENIERÍA DE LAS AGUAS RESIDUALES Blok (1976) propuso un método de medir a través de mediciones respirométricas. Aunque el método es elaborado, tiene un profundo sentido teórico de la microbiología. Téngase en cuenta que la respirometría es a base de consumos de oxígeno, que es una medida de actividad y se basa en que las células vivas tienen una actividad constante en determinadas circunstancias: es decir, de tal actividad se deduce tal viabilidad, o sea. ActividadTotal Constante NúmerodeBacterias (2.72) para determinadas circunstancias. En este caso el parámetro de actividad era el consumo de oxígeno. Orozco (1977) propuso un método combinado de actividad (consumo de oxígeno) y medición de viabilidad (gravimétricamente) para deducir . Matemáticamente se expresa como sigue: ν R i ΔX ΔR X i (2.73) donde: Ri = Consumo de oxígeno del licor mixto Xi = SSV del licor mixto ΔXi = SSV de un cultivo compuesto 100% de bacterias vivas, obtenidas del licor mixto. ΔRi = Consumo de oxígeno de ΔXi El ΔXi se obtiene haciendo crecer exponencialmente un cultivo, por lo cual toda la biomasa nueva está representada por bacterias vivas, las cuáles son responsables del aumento de respiración ΔR. En la práctica ΔRi puede responder erráticamente, dependiendo de las condiciones en las cuales se efectúe la medición. 142 TEORÍA DEL TRATAMIENTO BIOLÓGICO Benefield et al (1979) emplearon el mismo sistema propuesto por Orozco para medir pero utilizando un procedimiento distinto para la obtención del cultivo compuesto 100% de bacterias vivas. El resultado de sus experimentos se aprecia en la Figura 2.41. Figura 2.41. Relación de . vs θc según Benefield et al Estos métodos de medir la viabilidad hacen uso de mediciones de actividad y se basan en el supuesto de la Ecuación (2.72). Por desgracia este supuesto no es fácil de obtener en la práctica por lo que este tipo de aproximación debe mirarse con circunspección. Por ello, podría ser preferible mediciones de viabilidad que no dependieran de medidas de actividad. Una manera obvia es medir por conteo directo en placas el número de bacterias que están vivas en el licor mixto. Su viabilidad se confirma por el crecimiento de colonias en medios de cultivo. La dificultad de este sistema estriba en que a menudo las bacterias se agrupan en ramilletes y grupos, dando todos ellas una sola colonia en la placa, con el consiguiente error por defecto. Se ha intentado separar estos ramilletes por vibración sónica y otros métodos, pero no se puede confiar en ello totalmente. La Figura 2.42 representa resultados de experimentos de conteo de placas. Ahí se observa que: Número de Células Constante SSVLM 143 BIOINGENIERÍA DE LAS AGUAS RESIDUALES para G de 0 a 0,3 d-1 por lo que se recomienda el uso de los SSV como confiable (corresponde a una θc entre 3 y 30 días que son las utilizadas en el TAR). Esto, como vimos, es discutible. Si hay dificultad en medir con buena aproximación el número de bacterias, podríamos tratar de medir constituyentes de las bacterias en la hipótesis de que: Constituyente medido ~ Número de bacterias Los constituyentes más obvios a ser medidos son: Componentes celulares, tales como carbono total, nitrógeno total, nitrógeno proteínico, Iípidos, carbohidratos. ATP, adenosin trifosfato ADN, ácido deoxiribonucleico Los resultados de los investigadores son contradictorios en cuanto a que estos constituyentes sean proporcionales al número de bacterias vivas. Finalmente cabe la posibilidad de medir la actividad total y observar si: a) Es proporcional al número de bacterias vivas o b) Permanece proporcional a los SSV en el rango de interés. Parámetros que miden la actividad son: El consumo de oxígeno La actividad de la enzima dehidrogenasa Finalmente, Barnard et al proponen la fórmula: X aSr bX (aSr bX)2 4bX(0.77aSr ) 2bXa 144 (2.74) TEORÍA DEL TRATAMIENTO BIOLÓGICO donde: Sr = S0 - S a,b = Coeficientes de Ecuación (2.68) X = Fracción biodegradable (No confundir con X) Y las otras variables como están definidas previamente. La fracción X puede ser medida al dejar digerir por 20 ó 30 días el LM y medir el porcentaje de SSV oxidado. De aquí se puede calcular como sigue: X 0,77 (2.75) en la hipótesis que el 77% de las bacterias vivas es biodegradable. La Figura 2.42 presenta la variación de los parámetros tanto de viabilidad como de actividad aquí analizados, para varias edades de lodos. La conclusión final es que la viabilidad varía con la edad de lodos (o F/M), pero no se ha llegado a una forma universal de medir esta variación. Por otra parte la actividad tampoco se puede considerar como un modo de medir la viabilidad de las bacterias, pues se ha encontrado que varía, aun para condiciones aparentemente iguales. Por lo tanto, debemos seguir conformándonos con el uso de los SSV mientras se perfecciona el entendimiento de estos principios y la manera práctica de efectuar las mediciones requeridas en el laboratorio, de forma eficiente, confiable y reproducible. De todas manera, los SSV se han mostrado como una manera práctica y eficiente de medir los X de modo que cada vez menos se siente la necesidad de proseguir con este tipo de discusiones a nivel de Ingeniería de Plantas. 2.5.2 Cargas Transientes Hemos visto que las mediciones de viabilidad y actividad de los microorganismos en el TAR están todavía en una etapa de perfeccionamiento, así sea no más para permitir aplicación práctica en el 145 BIOINGENIERÍA DE LAS AGUAS RESIDUALES diseño y operación de los sistemas de tratamiento. De modo que la Ingeniería se quedó con el uso de los SSV. Figura 2.42. Variación de Parámetros de Viabilidad y Actividad con Edad de Lodos Hemos visto también que el conocimiento, bastante empírico por cierto, de los fenómenos que intervienen en los procesos es para condiciones estables de tratamiento, lo que no es ni mucho menos, lo frecuente en la práctica. Se procura, eso sí, aproximar estas condiciones mediante tanques de igualación y homogenización y otros métodos de control. Pero aún así, las cargas orgánicas que afluyen para el tratamiento, son variables fundamentalmente. El modo de enfrentar estas cargas transientes por parte de los ingenieros de diseño se definió en un método empírico (pero efectivo) lo que nos dice el desconocimiento del comportamiento mecanístico de los fenómenos que intervienen en lo que nos ocupa. Sin embargo, investigaciones varias, especialmente las de Selna y Schroeder dan alguna claridad cualitativa sobre la conducta de los cultivos microbiológicos sometidos a variaciones en la carga orgánica. 146 TEORÍA DEL TRATAMIENTO BIOLÓGICO Es un fenómeno observado el hecho de que cuando una planta de tratamiento de aguas residuales completamente mezclada, ha venido trabajando en condiciones estables de tratamiento por un tiempo con un influente So, y un efluente S, puede sufrir variaciones bruscas del influente S0 hasta varias veces la concentración inicial, sin que S varíe en forma inmediata, al variar súbitamente S0 hasta un valor nS0, siendo máximo n=4, según algunos investigadores, el efluente S no se altera. Un ejemplo se observa en la Figura 2.43. Esto contradice las fórmulas para remoción de sustrato, ya que un aumento en S0 significa un aumento en S, pues si, usando la Ecuación de Eckenfelder, S0 S KS Xtd para lodos activados completamente mezclados, entonces: S S0 1 KXtd Siempre y cuando td no varíe. Sin embargo, la respuesta no es la prevista según se desprende de la Figura 2.43. Es pues un hecho que las fórmulas para condiciones estables no se cumplen para condiciones dinámicas, es decir, para flujos transientes que varíen la carga orgánica de modo súbito. Los investigadores han propuesto varias teorías para explicar el fenómeno. Selna y Schroeder han realizado ensayos sensibles y detallados para respuestas a flujos transientes. Estos pueden producirse de tres maneras: Cambiando la composición del sustrato influente de concentración S0, por uno de concentración mayor, n S0, con n > 1.0. De este modo sólo varía la carga de entrada, pero no la carga hidráulica. 147 BIOINGENIERÍA DE LAS AGUAS RESIDUALES Aumentando el flujo del sustrato influente. Q a un valor nQ, con n > 1.0. Así aumenta la carga de Q.S0 a nQ.S0, causando además aumento en la carga hidráulica, disminuyendo el tiempo de detención, etc. Finalmente se puede emplear una combinación de las anteriores. El modo más fácil de analizar el fenómeno de las cargas transientes es con el primer método, en el cual se han centrado la mayoría de las investigaciones. A continuación reproducimos algunos resultados obtenidos por Selna y Schroeder (Figura 2.44). El análisis que aplicaremos a estos resultados difiere de los dados por los investigadores, ajustándose más bien a conceptos propuestos por Banks (1979) y elaborados por Orozco: cuando un sistema se encuentra en condiciones estables, se debe haber formado un reservorio de enzimas, externas e internas, que las bacterias utilizan y producen de manera más o menos constantes. Estas enzimas están en capacidad de procesar el substrato que entra para la posterior utilización de las bacterias. Por ello cuando se produce un aumento súbito de la carga, ésta puede ser asimilada, si no es muy grande, por las bacterias que agotan el reservorio de enzimas rápidamente. Ello se observa en la Figura 2.44 a), donde S tiene una variación insignificante con el aumento de S0. Por otra parte, la Figura 2.44 b) muestra que después de agotadas las enzimas, S sube rápidamente debido a la incapacidad de las bacterias de procesar la carga influente. En ambos casos se presenta un aumento de la biomasa, debido a la remoción de sustrato, pero más después de que el sistema enzimático se establece para la nueva carga. Por otra parte, U y Yobs en las Figuras 2.44 c) y d), tienen la siguiente variación: con el aumento de carga, U aumenta rápidamente, pues el mismo "número" de bacterias X, procesan mucho más sustrato. Una vez agotado el reservorio de enzimas U decae, hasta que el nivel metabólico produce las nuevas enzimas requeridas para la nueva carga requerida, cuando U vuelve a subir. De otro modo Yobs cae rápidamente debido a que, aunque la remoción de sustrato es muy grande, éste no se convierte todo en biomasa, pues la actividad bacterial no está pareja con la enzimática. Una 148 TEORÍA DEL TRATAMIENTO BIOLÓGICO vez la actividad enzimática obtiene el nivel correspondiente a la nueva carga, Yobs aumenta. En todos los casos, una vez cesa la carga transiente, los parámetros cinéticos y estequiométricos retornan a los valores anteriores de las condiciones estables de tratamiento. Esta explicación, aparentemente coherente de los fenómenos para cargas transientes debe ser representado mediante algoritmos y fórmulas, si se desea que sean de utilidad en el diseño de sistemas de TAR. Los resultados obtenidos deben ser cuidadosamente comprobados una y otra vez, antes de ser involucrados en una teoría más general del TAR. Sin embargo, se puede esperar que en el futuro, se tengan algunas aproximaciones interesantes. El asunto central, según Orozco, estriba en el modo de calcular la capacidad de asimilación de sustrato del reservorio de enzimas para una edad de lodos dada. En realidad, la teoría existente, considerando los SSV como la “medida” de los X y aplicando las ecuaciones para condiciones estables de tratamiento, CET, han dado resultados prácticos suficientes para desarrollar las técnicas del tratamiento de las Aguas Residuales, a niveles sofisticados como veremos después. Sin embargo es saludable que el ingeniero tenga puntos de referencia teóricos más avanzados para cumplir mejor con su cometido. La metodología para tratar en la práctica con todo el material aquí expuesto se presenta en el siguiente capitulo, sobre modelación matemática del TBAR. El lector paciente que nos haya seguido hasta este punto obtendrá el máximo beneficio estudiándolo. 149 BIOINGENIERÍA DE LAS AGUAS RESIDUALES Figura 2.43: Respuesta del sustrato efluente para cargas transientes. 150 TEORÍA DEL TRATAMIENTO BIOLÓGICO Figura 2.44 Efectos Cinéticos y Estequiométricos a las Cargas Transientes REFERENCIAS 151 BIOINGENIERÍA DE LAS AGUAS RESIDUALES REFERENCIAS [1] AIBA, S.A. 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Sin embargo, gran parte del interés se volcó rápidamente al tratamiento de las Aguas Residuales Domésticas, causantes de una gran proporción de la contaminación de las aguas a nivel mundial. Desafortunadamente las ARD tienen normalmente baja concentración de DQO (en general, menor de 1000 mg/L, y usualmente alrededor de 400 mg/L) y en algunas ocasiones, bajas temperaturas, lo que no favorece la DA. El reactor UASB (por “Upflow Anaerobic Sludge Blanket”) del grupo de Lettinga ha sido estudiado extensamente, y por sus condiciones combinadas de bajo costo y eficiencia de tratamiento se ha convertido en uno de los más exitosos. En el año de 1983, el gobierno holandés, a través de la Universidad de Wageningen, consideró de interés patrocinar en Colombia (conjuntamente con el gobierno colombiano), en la ciudad de Cali, el desarrollo de plantas UASB para el tratamiento de las ARD en 157 BIONIONGENIERÍA DE LAS AGUAS RESIDUALES climas tropicales (temperaturas mayores de 20°C), por lo cual Colombia se convirtió en un país pionero en el desarrollo de esta nueva tecnología para el tratamiento de las ARD. Dentro del marco de las investigaciones de Cali se desarrolló un interés nacional por este tema, de modo que en los años 1980 se iniciaron en el país varias investigaciones para el tratamiento anaerobio de las aguas residuales. Se consideró de la mayor importancia evaluar las posibilidades de la DA en climas templados, es decir, a temperaturas por debajo de 20°C. Con este fin se iniciaron investigaciones en la Universidad de los Andes en el área de la Sabana de Bogotá. Un análisis detallado de las características principales de la DA, de tipo microbiológico, físico-químico, termodinámico, cinético y estequiométrico, llevó al diseño de un reactor nuevo (del tipo "híbrido"), que se denominó Reactor Anaerobio a Pistón, RAP. Este reactor se ha venido desarrollando en los últimos años con resultados muy satisfactorios. El reactor se ha construido a escala real en el municipio de Tenjo (actualmente en operación), y en otras ciudades pequeñas de Colombia y Bolivia. Una descripción de este sistema se presenta en Orozco (1988, 1997). En Metcalf & Eddy (2003) se cita el trabajo de la planta de Tenjo, comparándolo con otros sistemas ABR (por Anaerobic Bafled Reactor). Un método de diseño se presenta en "Sustainable treatment and reuse of municpal waste water", de Libhaber y Orozco (2012, pp309), Referencia [27]. Con el objeto de entender mejor el diseño de estos y otros tipos de reactores es conveniente estudiar brevemente los fundamentos teóricos de la Digestión Anaerobia. 3.2 MARCO TEÓRICO El reactor UASB es un reactor del tipo completamente mezclado para el agua (algunos postulan que es del tipo "semi-pistón"), de flujo ascendente. El tratamiento ocurre al atravesar el agua residual la biomasa acumulada en el fondo del reactor, produciéndose gas durante el proceso, arrastrando en su flotación la biomasa que lo produce. Por lo anterior es necesario un separador Gas-Sólido-Líquido, SGSL, que separe 158 TEORÍA DE LA DIGESTIÓN ANAEROBIA el agua tratada del gas y los sólidos. El RAP es un reactor de bafles (ABR) que obliga al líquido a un flujo pistón ascendente y descendente, a través de una biomasa parcialmente retenida por un medio. El reactor está abierto al aire, con el fin de facilitar la evacuación de los gases producidos en el digestor anaerobio. Esto acelera las tasas de reacción como veremos más adelante. El RAP está diseñado para tratamiento de las aguas residuales domésticas, de baja concentración orgánica, en las cuales no se justifica la recuperación del metano, y tampoco se considera perjudicial la cantidad de producción como gas de efecto invernadero. 3.2.1 Bioquímica La bioquímica de la Digestión Anaerobia está bastante definida, gracias a los esfuerzos investigativos de los últimos veinte años. A continuación se elaborará el proceso presentado en forma resumida en el capítulo anterior. (0) Hidrólisis: El material particulado, los biopolímeros y en general los compuestos orgánicos complejos deben sufrir una Hidrólisis inicial, que los convierta en sustratos orgánicos simples, principalmente azúcares, aminoácidos, ácidos grasos volátiles de bajo peso molecular, y alcoholes. Estos sustratos simples pueden ser incorporados en la glucólisis y otros procesos metabólicos básicos que ocurren internamente en las bacterias. La Hidrólisis tiene lugar externamente por la acción de las exo-enzimas de las bacterias genéricamente conocidas como acidogénicas o fermentativas. La Hidrólisis de sustratos solubles simples es muy rápida, pero la de sustratos complejos y/o particulados puede ser extremadamente lenta. (1) Acidogénesis o Fermentación: Una vez ocurrida la Hidrólisis, las bacterias acidogénicas toman los sustratos simples y los descomponen internamente mediante los procesos metabólicos básicos. Los azúcares entran, por ejemplo, a la Glucólisis. El producto final, en ausencia de 02 u otro aceptor de 159 BIONIONGENIERÍA DE LAS AGUAS RESIDUALES electrones potente, en condiciones anaerobias, depende de la concentración de hidrógeno, [H2]. Si la presión parcial de H2, pH2, es menor de 10-4 atmósferas (aproximadamente) el producto final será principalmente ácido acético, y en caso contrario, ácido propiónico, ácido butírico y ácido valérico. La razón de ello la veremos más adelante. (2) Acetogénesis Acidoclástica Como los ácidos grasos volátiles distintos del ácido acético, AGV, son producto final de la acidogénesis en ciertas condiciones (para pH2 > 10-4 atm) y a partir de ciertos productos, es necesario su conversión a ácido acético para su posterior metanogénesis, puesto que el ácido acético es la fuente del 70% del CH4. Existen otros compuestos que se pueden metabolizar a metano directamente (Vg. metanol, ácido fórmico) pero no son frecuentes en la digestión anaerobia. Los AGV deben metabolizarse a ácido acético antes de efectuarse la metanogénesis. (3) Acetogénesis Hidrogenoclástica Existe la posibilidad de convertir el H2 formado en las reacciones acidogénicas y acetogénicas productoras de H2, en ácido acético. Esta reacción cumple con la función principal al mantener los niveles de [H2] en las concentraciones adecuadas para que la digestión anaerobia proceda. Esta reacción compite con la metanogénesis hidrogenoclástica por el H2. (4) Metanogénesis Hidrogenoclástica Las bacterias metanogénicas pueden producir CH4 a partir del Hidrógeno. Esta reacción, con la anterior, mantiene los niveles de [H2] en valores adecuados para la digestión anaerobia. Es una reacción muy ágil. (5) Metanogénesis Acetoclástica Esta es la vía principal de producción de CH4 en la digestión anaerobia. Es una reacción lenta, termodinámicamente difícil, pero inexorable, puesto que es la responsable por la producción de cerca del 70% del metano. 160 TEORÍA DE LA DIGESTIÓN ANAEROBIA La Figura (3.1) resume el mapa metabólico que hemos presentado con anterioridad. Nótese que en la figura se ven los productos intermedios y finales, y el grupo de bacterias que interviene en cada proceso. Ver también Gujer y Zehnder (1983) y Klass (1984). Figura 3.1: Mapa metabólico de la Digestión Anaerobia: el número corresponde al tipo de bacteria que realiza la función según el numeral 3.2.1. La Hidrólisis (0) la efectúa la bacteria acidogénica. Fuente: http://agua-medioambiente.blogspot.com/2011/11/tratamientoanaerobio-de-aguas.html 3.2.2 Termodinámica En una reacción del tipo: aA + bB cC + dD Reactivos Productos (3.1) donde A, B, C y D son compuestos químicos y a, b, c, y d son los 161 BIONIONGENIERÍA DE LAS AGUAS RESIDUALES coeficientes estequiométricos de reacción, se define la constante de equilibrio como : K eq [C]c [D]d [A]a [B]b (3.2) donde [C] es la concentración molar del compuesto C, mol/L. El cambio de energía libre en la reacción se define como: G = H - TS (3.3) con G : cambio de energía libre, calorías o julios H: cambio de entalpía, calorías o julios T : temperatura, º K S: entropía, caloría/°K o julios/º K Ahora, en condiciones de equilibrio y para condiciones estándar, G° = - RT ln Keq (3.4) con R, constante universal de los gases. Para las condiciones en que la reacción ocurre, es decir, cuando no está en equilibrio: G = G° + RT ln [C]c [D]d [A]a [B]b (3.5) Si G se toma a pH = 7,0, se dice G'. En general, a mayor G (negativo) más energía produce la reacción y ésta es termodinámicamente más favorable. Ver Gaudy y Gaudy (1980), Brey (1978), y Mortimer (2008), Referencia [28].. Debe diferenciarse claramente entre el G° de una reacción, en condiciones estándar, y el G de la reacción en condiciones reales o fisiológicas. La Tabla 3.1 muestra los G° y G' (a pH = 7,0) para reacciones representativas de la Digestión Anaerobia. Ahí se observa, por ejemplo, que la acetogénesis del propionato es desfavorable en condiciones estándar, pues G°'= +76,1 Kj/ reacción. Sin embargo, en condiciones reales, a pH = 7.0 y pH2 <10-4 atm, la reacción se torna 162 TEORÍA DE LA DIGESTIÓN ANAEROBIA termodinámicamente favorable, pues G'=-5,4 Kj/reacción. Esto es claro, pues de la Ecuación (3.5) vemos que disminuyendo la concentración de los productos, se favorece termodinámicamente la reacción. En efecto, si para la acetogénesis del propionato tenemos: CH3CH2COO- + 3H20 CH3COO- + H+ + HCO3- + 3H2 entonces, aplicando la Ecuación (3.5), obtenemos : G' = 76,1 + 5,94 log [H 2 ]3 [CH 3COO ][HCO3 ] [CH 3CH 2 COO ] Tabla 3.1: Reacciones Representativas de la digestión Anaerobia G°' REACCIÓN REACTIVOS G' PRODUCTOS Kj / Reacción Conversión completa de glucosa a metano y CO2 Acidogénesis de carbohidratos a Ácido Acético 3CH4 + 3HCO3- + 3H+ C6H1206 C6H1206 + 4H20 -403.6 -399.1 -206.3 -318.5 CH3COO-+H++3H2 76.1 -5.4 CH3COO-+2H20 104.6 -7.0 CH4 + HCO3-+ H+ -31.0 -24.5 CH4+ 3H20 -135.6 -31.6 2CH3COO- + 2HCO3- + 4H+ + 4H2 Acetogénesis del propionato Acetogénesis Hidrogenoclástica Metanogénesis Acetoclástica Metanogénesis Hidrogenoclástica CH3CH2COO- +3H20 4H2+2HCO3-+ H+ CH3COO- + H20 4H2+ HCO3-+ H+ Notas: 1) Cálculo del G°' (estándar): pH = 7; solutos, 1 molar; gases 1 atm., 25°C. 2) Cálculo del G' (real) para un digestor anaerobio; pH = 7; glucosa, 10 micro-molar; acetato, propionato, 1 mili-molar; HCO3-, 20 mili-molar -4 CH4, 0.6 atm.; H2, 10 atm.; 37°C. Fuente: Zinder, 1984. Nótese que el factor 5,94 surge de hacer la conversión de ln a log (log10), lo que se hace multiplicando: 2,303 log [ ] = ln [ ]. De este modo, 163 BIONIONGENIERÍA DE LAS AGUAS RESIDUALES disminuyendo la concentración de H2 podemos volver G' favorable termodinámicamente. Esquemáticamente, la Figura (3.2) presenta la termodinámica de la conversión del propionato en acetato y metano. La figura muestra la gráfica de G° vs. log [H2]. Para la reacción de conversión del ácido propiónico (CH3CH2COOH) a ácido acético (CH3COOH), el -G° disminuye (negativamente) con la [H2]. (Recuérdese que G° es favorable cuando es negativo; por otra parte, el log [H] representa el exponente de 10-n, y a mayor n menor presión parcial. Así la energía libre, en la gráfica, se hace más favorable hacia arriba y la concentración de hidrógeno es mayor hacia la derecha). A su vez la reacción de conversión del H2 en metano es más favorable a mayor concentración de H2. La única región en que pueden ocurrir las dos reacciones, es decir cuando G° < 0, es para [H2] entre 10-6 y 10-4. Nótese que la conversión de acetato en metano no depende de la [H2]. Ver Zinder (1984) y McCarty and Smith (1986). Figura 3.2: Termodinámica de la Digestión Anaerobia Una explicación de la importancia del [H2] en la producción de ácido acético en la acidogénesis, es como sigue. En la Figura (2.19) se observa que el ácido pirúvico es un intermediario esencial en la glucólisis. Para que el piruvato se convierta en acetato se requiere que ocurra la 164 TEORÍA DE LA DIGESTIÓN ANAEROBIA siguiente reacción: NADH -2 + H+ NAD+ + H2 (3.6) que es termodinámicamente desfavorable (G°' = + 4.3 Kcal/reacción). Sólo para pH2 <10-4 atm la reacción se hace favorable. Si ésto no ocurre, entonces el NAD+ (necesario para la glucólisis) se recupera vía producción de propionato: CH3COCOOH + 2NADH + 2H2 CH3CH2COOH + H2O + 2NAD+ ácido píruvico ácido propiónico Como vimos, el ácido propiónico no se convierte a metano, y en este caso se requiere la conversión del propionato en acetato que sólo ocurre cuando la pH2 < 10-4 atm (ver Figura 3.2). De este modo, a presiones parciales de H2 menores de 10-4 atm la acidogénesis termina en ácido propiónico (y butírico, y valérico, etc.), cuya acumulación denota una caída en el pH. Esta caída del pH es el síntoma exterior de la falla de un reactor anaerobio. Ver Mosey (1981, 1983) y Bryant (1979). 3.2.3 Microbiología La microbiología de la digestión anaerobia está ligada estrechamente a la bioquímica, la cuál se explicó en numerales anteriores, dándole a las bacterias que participan una denominación de tipo genérico. A continuación se desarrollará un poco más el tema, específicamente sobre las especies que intervienen en los diferentes procesos. Para una ampliación, ver por ejemplo a Zinder (1984). (1) Fermentación: Hidrólisis y Acetogénesis Como hemos visto, la Hidrólisis o conversión de los sustratos complejos y/o particulados en sustratos simples (vgr. carbohidratos en azúcares) ocurren con la intermediación de las exoenzimas de las bacterias fermentativas. Una vez solubilizados los complejos orgánicos se metabolizan internamente en las bacterias, hasta producir acetato u otros AGV (ver discusión anterior). 165 BIONIONGENIERÍA DE LAS AGUAS RESIDUALES Tabla 3.2: Tipos de fermentación de varios microorganismos Tipo de Fermentación Producto Organismo Alcohólico Acido Láctico Etanol +CO2 Acido Láctico Levadura (Saccharomyces) Bacteria del Acido Láctico (Streptococcus, Lacto - Acidos Mezclados Acido Láctico +Acido Acético, CO2, H2 Butanediol Butanediol, etanol, Acido Láctico, Acido Acético, CO2, H2 Bacterias Entéricas (Aerobacter, Serratia) Acido Butírico Acido Butírico, Acido Acético, CO2, H2 Algunas Clostridia (Clostridium Butyricum) Acetona Butanol Acetona, Butanol, Etanol Acido Propiónico Acido Propiónico bacillus, etc.) Bacterias Entéricas Escher chia, Salmonella) Algunas Clostridia (Clostridium Acetobutylium) (Propionibacterium) Fuente : Brock ,1974. El tipo de bacterias que participan en la fermentación dependen del sustrato y las condiciones medio-ambientales. La Tabla 3.2 presenta los microorganismos que participan en diversas fermentaciones. Referencias [7] y [12]. (2) Acetogénesis Cuando se producen AGV distintos al ácido acético, se requiere la conversión de aquellos en el último, pues el repertorio metabólico a partir del cual se produce metano es muy limitado: ácido acético u otros compuestos de un sólo carbono (CO2, formato, metilaminas, metanol, CO). La conversión acetogénica del propionato es llevada a cabo por la Syntrophobacter Wolinii, descubierta por Boone y Bryant en 1980. Los AGV con cuatro o siete carbonos (C4 ó C7) son degradados por la Syntrophomonas Wolfei . 166 TEORÍA DE LA DIGESTIÓN ANAEROBIA Como se explicó, la acetogénesis requiere de bajas concentraciones de H2. El control de la [H2] es llevado a cabo por bacterias acetogénicas hidrogenoclásticas, como la Acetobacterium S. P. P. Estas compiten por el H2 con las bacterias metanogénicas hidrogenoclásticas, que veremos más adelante. (3) Metanogénesis La reacción terminal en la digestión anaerobia es la Metanogénesis. Las bacterias metanogénicas tienen una bioquímica única, de modo que se las clasifica en el "reino de Ur" de las Arqueobacterias. Incluso se las ha presentado como potenciales organismos "exobiológicos", Referencia [13]. Además de tener un repertorio metabólico muy limitado, la mayoría de ellas contienen F420 (deazaflavina fluorescente verde azul) y F432 (que contiene pterina), lo cual las hace autoflorecer en un microscopio de epifluorescencia. Además requieren trazas de Co (Cobalto) y Ni (Níquel). Todas las especies metanogénicas son capaces de producir CH4 a partir del H2 y el CO2. El G°' = -135 Kj/reacción hace la reacción, aparentemente, muy favorable, pero a condiciones reales de pH2 = 10-4 atm el G' es de -32 Kj/reacción, que es comparable con la energía de la metanogénesis acetoclástica. (Ver Tabla 3.1). De las especies conocidas, sólo dos metabolizan el acetato, que es la fuente del 70% del metano: la Metanosarcina que es cocoide (esférica), de rápido crecimiento, y que puede usar, además del H2 y el CO2, el metanol y las metilaminas como fuente para producir CH4. La otra especie es la Metanothrix, filamentosa, de lento crecimiento y que únicamente metaboliza acetato y además no autoflorece (tiene poco F420). 3.2.4 Estequiometría La estequiometría define "las proporciones de los diferentes elementos que intervienen en una reacción", según Orozco y Salazar, 1985, Referencia [2]. La estequiometría de la digestión anaerobia, entre 167 BIONIONGENIERÍA DE LAS AGUAS RESIDUALES reactivos y productos se puede definir por las siguientes ecuaciones : C6H12O6 + 2H2O 2CH3COOH + 2CO2 + 4H2 glucosa ácido acético CO2 + 4H2 CH4 + 2H2O metano 2 CH3COOH ácido acético C6H12O6 , 4 ATP (3.7) , 1 ATP (3.8) 2CH4 + 2CO2 , 0.5 ATP (3.9) metano 3CH4 + 3CO2 , 5.5 ATP (3.10) De estas ecuaciones se aprecia que de tres moles de metano producidas dos provienen del ácido acético. Se recibe entonces que los 2/3 ó aproximadamente el 70% del CH4 producido provienen del acetato, acerto que se ha comprobado experimentalmente, Referencia [14]. La energía requerida para cada reacción está en términos de ATP (Adenosíntrifosfato), mólecula por excelencia para el almacenamiento temporal de energía en las reacciones metabólicas, ver Referencia [2]. (1) Equivalentes de DQO La DQO teórica de los compuestos que intervienen en la digestión anaerobia se puede calcular, y tiene los siguientes valores : -Glucosa : 1,07 gO2/gGlucosa ó gDQO/gGlucosa -Acido Acético : 1,07 gDQO/gAcido Acético -Metano : 4,00 gDQO/gMetano -Hidrógeno : 8,00 gDQO/gH2 -Biomasa (C5H9O3N): 1,22 gDQO/gBiomasa. Por ejemplo: 168 TEORÍA DE LA DIGESTIÓN ANAEROBIA 6CO2 + 6H2O C6H12O6 + 6O2 Peso Molecular: (180) (192) Luego, se necesitan 192/180 = 1.07 g de O2 para oxidar 1 g de glucosa. Igualmente, para la biomasa: 5CO2 + 3H2O + NH3 C5H9O3N + 5O2 Peso Molecular: (131) (160) Luego, se necesitan 160/131 = 1.22 g de O2 para oxidar 1 g de biomasa. Se puede repetir el ejercicio para los otros compuestos que se da la DQO. La "fórmula" de la biomasa en la digestión anaerobia C5H9O3N, fue calculada por Speece y McCarty (1964), según lo cita Mosey, Referencia [9]. Utilizando los valores de la DQO de los compuestos en las reacciones (2.7) a (2.10) se puede observar que no hay cambio neto en la DQO entre reactivos y productos de cada reacción. Ver Referencia [1]. Efectivamente: DQO: C6H12O6 3CH4 + 3CO2 180x1,07 = 3x16x4 = 192 g DQO De este modo no existe oxidación neta, y el cambio energético entre los reactivos y los productos debe ser muy bajo. En la Ecuación (2.10) la mole de glucosa tiene 669,000 calorías y las tres moles de metano producidas tienen 638,400 calorías. Así, sólo hay una reducción neta de energia del 5%. Ver Referencia [5]. Las 5.5 moléculas de ATP (7,000 calorías /molécula) producidas en la reacción tienen una energía aproximada de 38,500 calorías. (2) Coeficientes de Producción La producción de biomasa en la digestión anaerobia se puede definir por la siguiente relación: 169 BIONIONGENIERÍA DE LAS AGUAS RESIDUALES dX dS =Y - ke X dt dt (3.11) donde : X : Biomasa, mgSSV/L ó g/m3 S : Sustrato, mgDQO/L ó g/m3 dX/dt : Tasa de producción de biomasa, mgSSV/L-día dS/dt : Tasa de remoción de sustrato, mgDQO/L-día Y : Coeficiente de producción, mgSSV/mgDQO ke : Coeficiente endógeno, día-1. Para una explicación detallada de la Ecuación (3.11) ver Orozco y Salazar, 1985. Para la digestión anaerobia se puede asumir un ke 0, excepto en condiciones termofílicas, Referencia[15]. Por lo cual la relación puede convertirse en: Y= dX / dt Biomasa(producida) = dS / dt Sustrato(removido) (3.12) Bauchop y Elsden (1960), citados por Mosey (1981), Referencia [9], encontraron experimentalmente que se forman 10g de biomasa (SSV) por mole de ATP producida. Esto se conoce como la relación de Bauchop. Ver Referencia [16], para una discusión más amplia. Ahora, la Ecuación (2.7) define la fermentación o acidogénesis con una producción de 4ATP y, de acuerdo a la relación de Bauchop, con una generación de 40 g de biomasa. Esta biomasa debe obtener su carbono de la glucosa, en proporción que puede ser calculada de la siguiente reacción: 5 C6H12O6 + 6NH3 6C5H9NO3 + 12 H2O (3.13) Glucosa Peso Molecular: 5 x 180 Biomasa 6 x 131 Es decir, se requieren 5x180/6x131=1.15 g de glucosa para producir 1 g de biomasa. De este modo, la producción de los 40 g de 170 TEORÍA DE LA DIGESTIÓN ANAEROBIA biomasa calculados de la relación de Bauchop exigen 40 x 1.15 = 46 g de glucosa. Por su parte, la producción de ácido acético de acuerdo con la ecuación: C6H12O6 + 2H2O 2CH3COOH + 2CO2 + 4H2 180 2 x 60 exige 180 g de glucosa para la producción de 120g de ácido acético. En total, la conversión de glucosa en ácido acético y biomasa requiere de 180 + 46 = 226 g de glucosa, ó sea 226 x 1,07 = 241 g de DQOGlucosa. Así, el coeficiente de producción para los microorganismos fermentativos en la digestión anaerobia se calcula como : Ya = 40 g Biomasa producida/241 g de DQO-Glucosa removida Ya = 0.166 gSSV/gDQO. Razonamientos similares permiten calcular para la fase metanogénica un Ym = 0.04 g SSV/g DQO, y para la digestión anaerobia completa un coeficiente de producción total Y = Ya + Ym = 0.17 + 0.04 = 0.21 g SSV/g DQO. Ver Henze y Harremoes, 1983, Referencia [15]. Sin embargo, Metcalf & Eddy (2003) reporta un coeficiente total Ym = 0,08 para reactores anaerobios completamente mezclados de medio suspendido, valor que será el que se use en adelante en el presente libro, por estar más de acuerdo con la práctica. Ver también Pavlostathis and Giraldo-Gomez (1991), Referencia [29]. (3) Formación del Metano Tomando la Ecuación (2.10), tenemos lo siguiente : C6H12O6 Peso molecular: 180 DQO: 192 3CH4 + 3CO2 3x16 192 171 BIONIONGENIERÍA DE LAS AGUAS RESIDUALES Esto significa que se produce (3x16)/180 = 0.27 gCH4/gGlucosa ó 0,25 g CH4/gDQO-Glucosa. El metano producido, en volumen, con una densidad de 714 g/m3 será entonces de : 0,25/714 = 0,35 mLCH4/mgDQO (ó LCH4/gDQO) para condiciones estándar. Esta cifra es válida para cualquier carbohidrato. Sin embargo, si tenemos en cuenta que no toda la glucosa se convierte en metano, sino que parte de ella se convierte en biomasa, habría que descontar la parte correspondiente. La fórmula para la producción de metano será entonces: VCH4 = 0,35 (1-1,22Y) (dS/dt) V (3.14) donde : VCH4 : volumen de metano producido, L/día Y: coeficiente de producción, g SSV/gDQO. dS/dt: tasa de metabolizacion de sustrato, g/m3.día V : Volumen del reactor, en m3. El factor 1,22 es para convertir los gramos de biomasa en gramos de DQO, y hacer el producto 1,22Y adimensional. Ver Referencia [1]. 3.2.5 Cinética El crecimiento bacterial anaerobio se puede describir cinéticamente por la Ecuación de Monod, como sigue : = con: mS k ma S (3.15) µ = dX/Xdt : tasa neta de crecimiento bacterial µm: tasa neta máxima de crecimiento bacterial kma: constante de forma S para µ = µ/2 La Ecuación (3.15) tiene la forma presentada en la Figura 2.30. La Tabla 3.3 presenta los valores de µm y kma para varios 172 TEORÍA DE LA DIGESTIÓN ANAEROBIA microorganismos y procesos metabólicos de la digestión anaerobia. También se dan Y y ke. Ahora, si se tiene en cuenta las Ecuaciones (3.12) y (3.15) se puede ver que : µ = (dX/Xdt) = Y (dS/Xdt) dS kS = Xdt k ma S con ( 3 .16a) k = µm/Y : tasa neta máxima de remoción de sustrato. Tabla 3.3: Constantes Cinéticas de Monod de la digestión anaerobia a 35°C Proceso Microorganismo µm (día-1) kma Y (gSSV/gDQO) ke (día-1) (gDQO/m3) Acidogénesis Fermentativos 2,0 200 0,16 0,015 Metanogénesis Acetoclástica Metanosarcina 0,30 200 0,04 0,015 Metanogénesis Acetoclástica Metanothrix 0,10 30 0,04 0,015 Acetogénesis del Propionato Syntrophobacterwolinii 0,31 60 0,04 0,010 La Tabla 3.3 permite calcular k para cada proceso. Nótese la comparación cinética entre la Metanosarcina y la Metanothrix. Ver Figura 3.3. Se desprende que a bajas concentraciones de sustrato (S<30 mg/L) predomina la Metanothrix sobre la Metanosarcina, mientras que a altas concentraciones es lo inverso. La cinética de remoción de sustrato propuesta por Orozco para el 173 BIONIONGENIERÍA DE LAS AGUAS RESIDUALES tratamiento anaerobio aplica como sigue: k S/X dS = Xdt k ca S/X con (3.16b) k0 : máxima tasa neta de remoción de sustrato kca : constante de forma, S/X para dS/Xdt = k/2 Figura 3.3: Cinética del crecimiento de las metanobacterias Esta ecuación se puede transformar en la Ecuación (3.16b) de forma similar a la Ecuación (3.16a ). Esta es la Ecuación de Contois-Orozco, cuyas constantes cinética aplicables son las que se presentan en la Tabla 3.4. Otro aspecto interesante es la influencia de la temperatura en las reacciones metabólicas, que según Henze y Harremoes, 1983, es : r(T) = r(T0) e0.1 (T - T0) (3.17) donde r(T) representa la tasa metabólica a temperatura T. Nótese que las reacciones metabólicas se duplican cada 7°C (ó se reducen a la mitad). Según otros cálculos, es cada 10°C. 174 TEORÍA DE LA DIGESTIÓN ANAEROBIA Tabla 3.4: Constantes cinéticas de Contois-Orozco Constante Unidades Aerobio Anaerobio k mgDQO/mgSSV.d 5,0 2,5 Kc mgDQO/mgSSV 0,02 0,04 Y mgSSV/mg/DQO 0,5 0,08 ke d-1 0,05 0,03 T ºC 20 25 1,04 1,04 θ Finalmente es importante hacer hincapié en la modelación matemática de los reactores que está ampliamente explicada en el Capítulo 4. De ella se deduce que el reactor a flujo pistón es, teóricamente, más eficiente que el reactor completamente mezclado, y que varios de los últimos, en serie, aumentan la eficiencia paulatinamente, hasta asimilarse al flujo pistón para un número infinito de reactores completamente mezclados en serie. 3.2.6 Algunos aspectos cinéticos En los numerales anteriores se han revisado los fundamentos básicos de la digestión anaerobia en lo tocante a los aspectos bioquímicos, termodinámicos, microbiológicos, cinéticos y estequiométricos, y de modelación matemática. Quedan por analizar los aspectos puramente hidráulicos, de los cuales se destacan los concernientes al flujo y a la separación de fases sólida y líquida. Estos aspectos son interesantemente discutidos por Tchobanoglous y Schroeder,1985, Ref. [19], y por Orozco y Salazar, 1985. Sin embargo, se ha visto que existen principios fundamentales que pueden y deben utilizarse para extraer normas de diseño, y para efectuar análisis sobre las formas geométricas y el flujo hidráulico a emplear. Un 175 BIONIONGENIERÍA DE LAS AGUAS RESIDUALES caso interesante de análisis viene ilustrado por McCarty, 1985, relacionado con el sustrato efluente mínimo posible, en un reactor anaerobio. En efecto, a partir de las Ecuaciones (3.16) y (3.11) se recibe: dX k 0 SX =Y - ke X k ma S dt (3.18) que para crecimiento neto cero (dX/dt=0) en condiciones estables de tratamiento da el equilibrio entre el crecimiento y el metabolismo endógeno. En estas circunstancias obtenemos el sustrato mínimo, Smín, lo que de la Ecuacion (3.18) nos da: Smin = k e k am Yk 0 k e (3.19) Vemos que Smin depende fuertemente de kam. Por lo tanto, para la metanogénesis con Metanothrix, cuyos coeficientes son, k0 = 0,1, kma= 30,0, Y=0,04 y ke = 0,01, se tiene que Smin= 3.33 mg/L Es decir, el Smin es suficientemente bajo como para permitir tratamiento anaerobio adecuado de aguas residuales con bajas DQO. Por otra parte, datos de McCarty,1985, presentan un Smin utilizando acetato, de 48 mg/l, mientras Rittman y Baskin calcularon por un procedimiento distinto un Smin de 3,7 mg/l para la Metanothrix alimentándose del acetato. 3.2.7 Granulación Para que un grupo de bacterias tan amplio (de por lo menos cinco tipos, cada uno con sus requerimientos metabólicos propios y con actividades metabólicas diferentes) como el que participa en la digestión anaerobia, pueda operar con eficiencia razonable se requiere la formación de un "mini-ecosistema" con cierto grado de equilibrio. Se mostró que la Hidrólisis del material particulado y de ciertos sustratos complejos, como las grasas, puede llegar a ser extremadamente lenta, especialmente a bajas temperaturas. La acidogénesis es una reacción fácil, pero el producto final puede ser distinto del ácido acético si la [H2] es elevada. La acetogénesis, sea acidoclástica o hidrogenoclástica es una reacción difícil. Más la primera que es en extremo dependiente de la 176 TEORÍA DE LA DIGESTIÓN ANAEROBIA [H2], y que en condiciones estándar es termodinámica-mente imposible. La metanogénesis hidrógenoclástica y acetoclástica son reacciones difíciles en condiciones reales, y bastante competitivas entre sí. Queda de manifiesto la gran importancia de la concentración del hidrógeno en el desenvolvimiento metabólico de la digestión anaerobia. Buscando mejorar la eficiencia del tratamiento anaerobio se ha recurrido a la separación de fases acidogénica y metanogénica, para establecer condiciones medioambientales propias de cada reacción metabólica. Sin embargo, se ha establecido que la mayor actividad metabólica (la cual se puede medir con el ensayo de la Actividad Metanogénica, AMet) se obtiene cuando todas las especies se han agregado en flocs, ó mejor en gránulos. La Tabla 3.4 presenta las AMet para diferentes tipos de lodos anaerobios. La granulación, originalmente descubierta por Lettinga et al., Ref. [20], muestra un aumento definitivo de la Actividad Metanogénica de los lodos de los reactores anaerobios. Un ejemplo dramático de este aumento se observa en la Figura 3.4, cuando la eficiencia de un reactor RAP (Reactor Anaerobio a Pistón) se incrementó del 51% al 97% cuando la granulación tuvo lugar, manteniéndose todas las otras condiciones de operación aproximadamente constantes. Este efecto que originalmente parecía misterioso tiene una explicación termodinámica, que ha sido excelentemente presentada por Schink y Thauer, Ref. [21]. En efecto, la [H2] parece jugar el papel fundamental en todo ello. De acuerdo con la Ley de Fick, el flujo de un gas es proporcional al gradiente de ese gas: dC dC =-AD dt dz (3.20) donde: dC/dt = JH2: flujo del H2, mol/s A = 4r2: área superficial de las bacterias que forman H2 . También área de flujo del gas. D = 4,9*10-5: constante de Difusión para el H2, cm2/s 177 BIONIONGENIERÍA DE LAS AGUAS RESIDUALES dC/dz: C: gradiente del H2 concentración del H2 Si dos bacterias productora y consumidora de hidrógeno tienen cada una concentración de hidrógeno en su superficie de C1 y C2 y tienen una distancia d entre sí, entonces dC/dz = (C1- C2) / d, ó sea: JH2 = - A * D * (C1- C2) / d (3.21) Figura 3.4: Incremento de eficiencia por granulación en un RAP 178 TEORÍA DE LA DIGESTIÓN ANAEROBIA Tabla 3.4: Actividad metanogénica a 30°C de distintas clases de lodos TIPO DE LODO Lodo Granular Lodo Floculento Lodo de ARD digerida Lodo de Tanque Séptico Laguna Anaeróbia (Café) Estiércol Fresco de Porcino Zanja de Lodo ACTIVIDAD METANOGENICA gDQO/gSSV-día 0,5 0,4 0,02 0,01 a 1,5 a 1,2 a 0,08 a 0,07 0,03 0,001 a 0,020 0,002 a 0,005 Las Figuras 3.4 y 3.5 tomadas de Schink y Thauer, 1988, explican claramente el hecho de que si dos microorganismos, uno productor de H2 y el otro consumidor de H2, están dispersos en un volumen dado, tendrán un flujo de Hidrógeno menor en comparación a cuando están aglutinados, es decir formando gránulos. Mientras mayor el flujo de hidrógeno, hay más posibilidades de su eliminación, pues la tasa de consumo de H2 de las bacterias Hidrogenoclásticas siempre es mayor que la capacidad de transporte del gas (es decir, la difusión del H2 es la tasa limitante de este intercambio). Termodinámicamente se demostró antes que esto ocurre cuando la presión parcial de Hidrógeno, pH2, está entre 10-4 y 10-6 atm. Estos cálculos permiten concluir que para una operación eficiente de la digestión anaerobia se requiere que en la comunidad bacterial estén muy cerca unos tipos de bacteria de los otros, especialmente las productoras y consumidoras de H2 para poder controlar que la pH2 < 10-4 atm, y el metabolismo pueda proceder. Y esta cercanía se presenta en 179 BIONIONGENIERÍA DE LAS AGUAS RESIDUALES forma estable y físicamente apropiada en los gránulos. Esta es pues la razón de la mayor actividad del lodo granular. Figura 3.5: Cálculo del flujo de H2 de una bacteria productora a una consumidora Las causas de formación de gránulos son relativamente conocidas, existiendo varias hipótesis, algunas aparentemente contradictorias. Orozco, 1991, Ref. [22], ha postulado que la formación de gránulos depende del producto de la velocidad hidrodinámica del flujo, u, por la concentración de sustrato, S, es decir, uS. En aguas residuales domésticas se reportaron inicialmente dos casos de formación de gránulos: S. Viera y M. Souza (1986) con un reactor piloto UASB en el Brasil y Alvaro Orozco (1987) con un reactor RAP piloto, en Colombia, según la Ref. [22]. Un RAP prototipo (a escala real) para el municipio de Tenjo también granuló. Aunque ha existido la creencia de que la granulación solo es posible con AR de alta concentración orgánica (DQO > 5000 mg/l), estas experiancias demuestran que la granulación es posible con ARD, lo que mejora las posibilidades de tratamiento anaerobio para este tipo de agua. 180 TEORÍA DE LA DIGESTIÓN ANAEROBIA Figura 3.6: Efecto de la distancia de difusión en dos tipos de formación bacterial: disperso y con granulación 181 BIONIONGENIERÍA DE LAS AGUAS RESIDUALES REFERENCIAS [1] OROZCO A. Y E. GIRALDO (1986), "Tratamiento anaerobio de las aguas residuales", Uniandes-CIFI-COLCIENCIAS, Bogotá. [2] OROZCO A. Y A. SALAZAR (1987), "Tratamiento de las aguas residuales", Libro de texto, Segunda edición, Ed. Universidad de Antioquia. [3] OROZCO, A.(1988), "Anaerobic wastewater treatment using an open flow baffled reactor at low temperature", Fifth Internatinal Symposium on Anaerobic Digestion, Poster-paper book, Bologna, Italy. [4] OROZCO, A. 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"Kinetics od anaerobic treatment", Water Science and Technology 24(8), IAWPRC, Oxford, UK, 1991. 184 4. MODELACIÓN MATEMÁTICA 4.1 INTRODUCCIÓN El Tratamiento Biológico de las Aguas Residuales, TAR, se desarrolló de manera bastante empírica al principio. De hecho su base operativa se conocía de manera muy rudimentaria y sólo hasta el año 1950 se tuvo una representación matemática de su comportamiento. Como se puede estudiar en los capítulos de diseño, los principios fundamentales han sido más o menos entendidos en las últimas décadas y ya existen ecuaciones que interpretan, con aproximación satisfactoria, los fenómenos que gobiernan el TAR, y que se aplican a los procesos cuando están en condiciones estables. Las ecuaciones que normalmente se utilizan han sido desarrolladas de manera más o menos empírica, como se vio en el capítulo 2, aunque se han hecho esfuerzos para obtener su deducción analítica. Estas ecuaciones se han venido empleando para desarrollar los modelos matemáticos de los procesos, mediante los cuales el Ingeniero de Plantas puede diseñar los sistemas de tratamiento y sentar las bases para su operación. De estos modelos nos ocuparemos en este capítulo. Corriendo el peligro de parecer repetitivos, vamos nuevamente a 185 BIOINGENIERÍA DE AGUAS RESIDUALES 186 presentar las ecuaciones definitivas que se dedujeron y explicamos en el Capítulo 2, para iniciar este capítulo con bases claramente definidas. 4.1.1 Remoción de sustrato La remoción de sustrato soluble, viene gobernada por la siguiente ecuación: kS dS Xdt k m S (4.1) donde: X = S = k = km = Biomasa en el reactor (mg SSV/L) Sustrato en el reactor (mg DQO/L) Constante cinética, máxima tasa de remoción unitaria (d -1) Constante cinética de saturación de Monod (mg DQO/L) La Ecuación (4.1) es la conocida como de Lawrence y McCarty y se comporta como se aprecia en la Figura (2.34). Esta ecuación tiene la misma forma de la ecuación de Monod, y cumple para condiciones de abundancia, CA, y condiciones de inanición, Cl, estas últimas las que se desarrollan en la mayoría de los TAR. En CI, entonces km>>S, y la Ecuación (4.1) se convierte en la ecuación de Eckenfelder, dS KS Xdt (4.2) donde: K k =Tasa de remoción de sustrato, (mg.dia/L)-1 km La remoción de sustrato también ha sido interpretada de la siguiente manera: dS kS/X Xdt k c S/X (4.3) 186 MODELACIÓN MATEMÁTICA donde: k = Constante cinética, máxima tasa de remoción unitaria (día -1) km = Constante cinética de saturación de Contois (mg DQO/mgSSV) Esta ecuación ha sido propuesta por Orozco y sirve para CA y Cl. Cuando se quiere trabajar sólo con las CI, que son las de nuestro interés, entonces kc >> S/X, y la Ecuación (4.3) se convierte en, dS k LS dt (4.4) donde: kL= Factor de síntesis (d-1) conocida como la ecuación de McKinney. Las Ecuaciones (4.1) o (4.2) y las (4.3) ó (4.4) pueden ser usadas indistintamente. Aunque la interpretación del fenómeno de remoción de sustrato se plantea de modo diferente en ambos casos, la aplicación práctica produce resultados similares con cualquiera de las anteriores ecuaciones. Estas ecuaciones se aplican también para interpretar la remoción del sustrato orgánico total, soluble e insoluble. La relación dS/Xdt, se conoce como la tasa neta de remoción de sustrato y a menudo se le reconoce como U. Las cuatro ecuaciones anteriores se pueden entonces resumir como sigue: U kS' k s S' (4.5) donde: S’ = Parámetro que define la remoción de sustrato, S o S/X. k y ks = Constantes cinéticas. 187 BIOINGENIERÍA DE AGUAS RESIDUALES 188 Estas mismas ecuaciones pueden aplicar al tratamiento anaerobio, pero con coeficientes cinéticos diferentes. En realidad para el diseño del tratamiento anaerobio se aplican otro tipo de ecuaciones como veremos en otro capítulo. 4.1.2 Producción de biomasa La producción de biomasa o crecimiento bacterial se ha interpretado universalmente del siguiente modo: dX dS Y ke Xdt Xdt (4.6) donde: dX = Xdt Y ke Tasa neta de crecimiento de biomasa (d-1) = Coeficiente estequiométrico de producción (mg SSV/mg DQO) = Coeficiente endógeno (d-1) Para tratamiento anaerobio aplica la misma ecuación, pero Y se remplaza por el coeficiente de producción anaerobio, Yan. El tiempo de detención celular de las bacterias en el reactor, o edad de lodos, θc. se define como: θc X dX/dt (4.7) quedando la Ecuación (4.6) convertida en, 1 dS Y ke θc Xdt (4.8) La edad de lodos define el tiempo que, en promedio, las bacterias permanecen en el reactor antes de ser arrojadas. A menudo, es deseable una relación directa entre 1/ θc y U, del modo siguiente: 188 MODELACIÓN MATEMÁTICA 1 YobsU θc (4.9) donde: Yobs = Coeficiente estequiométrico de producción observado (gSSV/gDQO) El coeficiente de producción observado se relaciona con la edad de lodos como sigue: Yobs Y 1 k eθ c (4.10) Las ecuaciones anteriores describen con buen grado de aproximación el crecimiento de la masa celular causado por la remoción de sustrato soluble, el cual es usado por los microorganismos para su reproducción, crecimiento y necesidades metabólicas. El crecimiento neto de biomasa, dX/Xdt, se conoce a menudo como G y su relación con U es a través de los coeficientes estequiométricos, Y y Yobs. Estos coeficientes de producción relacionan los SSV de biomasa producidos con la remoción de una cantidad dada de sustrato soluble, ΔDQO. Sin embargo, a menudo Y y Yobs incluyen los SSV producidos por la remoción de sustrato total, soluble e insoluble (compuesto de SSV biodegradable). Los SSV influentes se convierten en biomasa (SSV biológicos) a través de los procesos de descomposición, hidrólisis y acidificación (fermentación) de las partículas coloidales y en suspensión que ocurre en el TAR, en el cual éstas se incorporan dentro del protoplasma celular. 4.1.3 Consumo de Oxígeno y Producción de Metano El consumo de oxígeno requerido para realizar el proceso de tratamiento biológico en condiciones aerobias, se deduce de la siguiente relación estequiométrica: dO 2 dS dX 1,42 Xdt Xdt Xdt (4.11) con 189 BIOINGENIERÍA DE AGUAS RESIDUALES 190 -dO2/dt = Oxigeno consumido (mgO2/L) donde 1,42 es el factor estequiométrico de conversión de mg SSV/L a mg O2/L. A veces conviene relacionar directamente el oxígeno consumido al sustrato removido del siguiente modo: dO 2 dS β Xdt Xdt dO 2 = R = Consumo unitario de O2 Xdt (4.12) donde: β = (1 – 1,42 Yobs): Coeficiente estequiométrico de conversión de sustrato en oxígeno respirado. Es claro que, β R Y 1 - 1,42 U 1 k eθ c (4.13) En el tratamiento anaerobio, se produce gas Metano, CH4, en lugar de consumir Oxígeno. La Ecuación para la producción de Metano es como sigue: 4,00 dCH 4 dS dX 1,22 Xdt Xdt Xdt (4.14) siendo 4,00 el factor estequiométrico de conversión de CH4 a O2 y 1,22 el factor estequiométrico de conversión de biomasa anaerobia a unidades de Oxígeno Las ecuaciones anteriores se presentan de modo directo pues ya han sido discutidas ampliamente en el capítulo anterior. A veces conviene tomarlas tal como se dan, pues producen buenos resultados en la práctica. Estas ecuaciones se emplean entonces para modelar los diversos procesos del TAR, de donde deduciremos las ecuaciones de diseño. En 190 MODELACIÓN MATEMÁTICA general, se aplican para procesos en condiciones estables de tratamiento, es decir cuando los sustratos influente y efluente, además del contenido de biomasa del reactor, se mantienen aproximadamente constantes durante varios días. Para deducir las ecuaciones de diseño es necesario conocer los coeficientes cinéticos, k y km o kc -según se aplique la Ecuación (2.1) ó (2.3)- y los coeficientes estequiométricos Y y ke. Vale la pena también calcular Yobs y β. Estos coeficientes se pueden obtener de ensayos pilotos de laboratorio, como veremos en seguida. 4.2 COEFICIENTES CINÉTICOS Y ESTEQUIOMETRICOS Hemos visto en el numeral anterior que las ecuaciones del tratamiento biológico de las AR dependen de coeficientes cinéticos y estequiométricos. Estos coeficientes varían entre diversos tipos de agua residual, por lo que es necesario calcularlos mediante ensayos pilotos de laboratorio, que simulen el tratamiento del AR en estudio. De los resultados obtenidos, se deducen los coeficientes k, km, kc, Y, ke, Yobs y β, y al incorporarse en las ecuaciones, se aplican al proceso que se desee diseñar. Estos estudios son necesarios siempre que no se tenga familiaridad con el sustrato o AR en cuestión, y aún con uno conocido que se esté produciendo en condiciones no muy familiares. Existen dos métodos fundamentales de efectuar ensayos pilotos: con plantas de flujo continuo y en reactores por lotes (batch). Los reactores de flujo continuo son los más confiables, y en rigor, los que producen las constantes de diseño más consistentes. Normalmente se operan como plantas de lodos activados completamente mezclados, y se mantienen alimentados en forma continua con el AR que se quiere investigar. En la Figura 4.1 se ve el esquema de una planta piloto típica. Aunque el proceso simulado es el de los lodos activados completamente mezclados, los coeficientes son utilizables en cualquier otro proceso biológico. Para hacer la medición diaria se para la planta piloto, se deja sedimentar por una hora y se toman las muestras del sobrenadante para obtener S, y Xe. Para obtener los coeficientes, inicialmente se empieza a operar la planta con una edad de lodos dada, θc0. Después de un período 3 x θc0, según McKinney, el proceso tiene las condiciones para entrar en condiciones estables de tratamiento, es decir, X en el licor mixto, S (Sustrato efluente), Q (flujo) deben permanecer aproximadamente constantes. Lo anterior se debe comprobar, desde luego, midiendo diariamente los SSVLM, DQO influente y efluente, y el flujo promedio. Si es 191 BIOINGENIERÍA DE AGUAS RESIDUALES 192 así, se toma un promedio de tres o cuatro días de cada parámetro que interviene en el proceso, a saber: S0 (DQO), S (DQO), X (SSVLM), dO2/dt (mg/L.min),Q( L/día), θc0 (días), y otros que sean de interés. La edad de lodos se utiliza como parámetro de control de la operación, por ser probablemente el más eficiente para ello. El modo de utilizarlo es como sigue: se selecciona la θc0 deseada, y luego se arroja diariamente un volumen igual a V/θc0 del licor mixto. Figura 4.1. Esquema de Planta Piloto de Lodos Activados Una vez obtenidas las condiciones estables para θc0, se cambia la edad de lodos a un valor diferente, digamos θc1, y se repite el proceso anterior. Así se conocen los nuevos parámetros de operación en esta nueva condición. Luego se varía nuevamente θc, hasta obtener parámetros para cinco o seis puntos de operación distintos, que nos permitirán encontrar los coeficientes como veremos más adelante. A menudo se utiliza como parámetro de control de la operación la carga orgánica F/M, gDQO/gSSV.día, definida como sigue: 192 MODELACIÓN MATEMÁTICA F S 0 M X td (4.15) El comportamiento de los lodos activados con F/M es inverso al de la variación con θc. De todos modos, a cada F/M corresponde una θc y viceversa, por lo que, en general, es indistinto usar cualquiera de los dos parámetros para control de la operación. Sin embargo, repetimos, el de la edad de lodos es más cómodo de utilizar. Un proceso piloto menos utilizado, y menos confiable, es el proceso de lodos activados por lotes. Consiste en añadir a una cierta cantidad de lodos activados aclimatados al AR que se está investigando, una cantidad del sustrato en cuestión. Después se mide cada hora, (o cada cierto tiempo), los valores de X, S y dO2 /dt. De los valores así obtenidos se pueden calcular los coeficientes necesarios, según análisis que veremos en otro lugar. Tabla 4.1: Coeficientes cinéticos y estequiométricos de algunas aguas residuales 4.2.1 Constantes de Reactores de Flujo Continuo Para una planta piloto de lodos activados completamente mezclados, LACM, operando según se acaba de explicar, se obtienen los parámetros del proceso para cada condición de operación definida con los θc seleccionados. Remitámonos al diagrama de la Figura 4.2, y efectuemos balances de masa para cada proceso a analizar: 193 BIOINGENIERÍA DE AGUAS RESIDUALES 194 Remoción de sustrato V dS QS0 QS dt dS S0 S dt V/Q Ahora, con td = V/Q, se tiene, dS S0 S dt td (4.16) Producción de biomasa V dX QW X dt X V θC dX dt QW (4.17) Figura 4.2. Diagrama de Operación de una Planta Piloto de LACM Es así como podemos obtener para cada punto de operación los parámetros de interés, como sigue: 194 MODELACIÓN MATEMÁTICA X S Q td=V/Q dS/dt dO2/dt dX/dt c0 o (F/M)0 X0 S0 Q0 td0 (S0-S1)/td0 R0 X0/c0 c1 o (F/M)1 X1 S1 Q1 td1 (S1-S2)/td1 R1 X1/c1 . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . PUNTO DE OPERACIÓN Ahora podemos aplicar estos valores a las ecuaciones presentadas, como sigue: Cálculo de las Constantes de la Ecuación de Remoción de sustrato: S0 S kS X td ks S (4.18) S puede ser reemplazado por (S/X) en la ecuación de Orozco y ks puede ser km o kc. Aquí podríamos graficar (S0 - S) / Xtd vs S para hallar k y ks, pero este método gráfico es aproximado, según se puede comprobar del Ejemplo 4.1. Conviene linealizar la ecuación, mediante el método de Lineweaver-Burk, tomando los inversos de la Ecuación (4.18): X td ks S S0 S kS X t d ks 1 1 S0 S k S k 195 (4.19) BIOINGENIERÍA DE AGUAS RESIDUALES 196 Luego, si graficamos para cada punto de control (θc), [(S0 - S)/Xtd]-1 vs (S) obtendremos un gráfico similar al de la Figura (4.3). Las constantes se hallan al trazar la recta que mejor se ajuste. -1 Figura 4.3: Gráfico de Lineweaver-Burk para la Ecuación de Remoción de Sustrato Si empleamos S, entonces ks = km. Si utilizamos S/X. entonces ks = kc. Téngase en cuenta que k es la misma constante en ambas ecuaciones y lo único que varía es la constante de saturación (Monod o Contois). Si se desean obtener las constantes cinéticas para remoción de sustrato en condiciones de inanición graficamos: S0 S vs. S X td S0 S vs. S td (Eckenfelder) (McKinney) 196 MODELACIÓN MATEMÁTICA Y así obtendremos k o kL como se ve en la Figura 4.4, al trazar las rectas que mejor se ajusten a los puntos. Téngase en mente que cada punto es obtenido para una θc distinta. Finalmente conviene graficar la eficiencia, E = (S0 - S)/S0 x 100%, contra la carga orgánica, es decir: E vs F/M. Esta gráfica es de gran importancia en el diseño, como veremos luego. La forma general se aprecia en la Figura 4.5. Cálculo de las Constantes de la Ecuación de Producción de Biomasa: 1 dS Y ke θc Xdt (4.20) Luego si graficamos 1/θc vs. (S0 - S)/Xtd obtendremos un gráfico como el de la Figura 4.6, de donde se obtiene Y y ke al trazar la recta más aproximada. Conviene también graficar 1/θcU vs. θc para obtener Yobs (1/θcU = Yobs) para cada θc, según se aprecia en la Figura 4.7. Figura 4.4: Constantes Cinéticas en Condiciones de Inanición a) Eckenfelder 197 BIOINGENIERÍA DE AGUAS RESIDUALES 198 b) Mc Kinney Figura 4.5. Gráfico de S0 S S0 S0 x 100% vs. F/M= X t d Figura 4.6. Constantes Estequiométricas Obtenidas del Gráfico 1/θc vs 198 S0 S Xtd MODELACIÓN MATEMÁTICA Figura 4.7. Gráfico de Yobs vs θc Consumo de Oxígeno Los requerimientos de oxígeno se pueden obtener directamente de la ecuación siguiente: R dO2 S0 - S 1 1,42 Xdt Xdt θc (4.21) El consumo de oxígeno, R, se mide por métodos polarimétricos. Como se puede apreciar no se necesitan constantes para el cálculo. Sin embargo es interesante observar la variación β = R/U con θc (Ecuación 4.13). La Figura 4.8 nos representa la variación de β con θc. Figura 4.8. Variación de β con θc 199 BIOINGENIERÍA DE AGUAS RESIDUALES 200 Ejemplo 4.1. Obtención de coeficientes cinéticos y estequiométricos de un ensayo piloto de tratamiento Un ensayo piloto de tratamiento para LACM realizado por Rawlings y Woods para industria de curtiembres (Water Research, Vol.11, (1977) dio los siguientes resultados para cada punto de control: AFLUENTE PARAMETRO PUNTOS DE CONTROL SÍMBOLO UNIDADES SIN TRATAR 1 2 3 4 Edad de Lodos θc día 2 5 10 20 Tiempo Detención td. día 2 2 2 2 Sustrato S mg/L DBO5 520,90 92,70 89,90 60,40 59,60 Biomasa X mg/L SSVLM 55 447 865 1436 2438 Consumo de O2 RX=dO2/dt mg/L.día 334 391 474 Relación DQO/DBO5 2,68 Calcule los coeficientes cinéticos y estequiométricos para este tipo de AR. Solución La remoción de sustrato se ha calculado en este experimento especial en términos de DBO5, lo cual hay que enfatizar al dar los resultados. Además existen SSV en el influente (no biomasa, sino materia orgánica particulada), pero asumiremos que son biodegradables y que serán convertidos en biomasa. De todos modos, no es una cantidad muy 200 598 MODELACIÓN MATEMÁTICA significativa. Ahora, calculemos la tabla de los valores que se requieren según la discusión anterior: PUNTO U U-1 S S-1 S/X (S/X)-1 θc (θc)-1 R X 1 0,479 2,088 92,70 0,0108 0,2074 4,822 2 0,50 0,75 447,00 2 0,249 4,014 89,90 0,0111 0,1039 9,622 5 0,20 0,45 865,00 3 0,160 6,237 60,40 0,0166 0,0421 23,775 10 0,10 0,33 1436,00 4 0,095 10,570 59,60 0,0168 0,0244 40,906 20 0,05 0,25 2438,00 Los datos aquí presentados nos permiten utilizar cualquier metodología de las explicadas: 1. Remoción de sustrato (i) Apliquemos la ecuación de Orozco: S0 S k S/X X t d k c S/X la cual linealizada por el sistema de Lineweaver - Burk queda: X t d ks 1 1 S0 S k S/X k Así que graficamos U-1 vs. (S/X)-1 y ajustamos una línea recta (Figura 4.9). De la figura obtenemos las siguientes constantes en base DBO5: k = 0,763 día-1 kc = 0,170 Por lo tanto: dS 0,763 (S/X) Xdt 0,17 (S/X) cuya curva se aprecia en la Figura 4.9. (ii) Apliquemos la ecuación de McKinney: 201 BIOINGENIERÍA DE AGUAS RESIDUALES 202 S0 - S S kL Xt d X como una aproximación de la ecuación de Orozco cuando kc >> S/X. Figura 4.9: Gráfico de Lineweaver-Burk para la Ecuación de Orozco de Remoción de Sustrato En la Figura 4.10 se ve un ajuste de esta ecuación, en base DBO5, donde kL = 2,4 d-1, quedando entonces: dS S 2,4 Xdt X dS 2,4 S dt Es más conveniente aplicar la ecuación de Orozco, que es más general. (iii) Encontremos la Eficiencia de remoción de sustrato, tomando como base el factor F/M. Los cálculos los damos a continuación, junto con otros de interés. 202 MODELACIÓN MATEMÁTICA Eficiencia 82,2 82,7 88,4 88,6 F/M 0,58 0,30 0,18 0,11 Yobs β = R/U θc 1,044 0,803 0,625 0,526 1,568 1,807 2,062 2,631 2 5 10 20 Figura 4.10: Ecuación de McKinney de Remoción de Sustrato Es interesante observar en la Figura 4.11 la variación de F/M vs. θc. Ambos parámetros son ampliamente empleados para controlar la operación de las plantas de tratamiento. La Figura 4.12 da la gráfica de E vs F/M que se emplea en diseño con frecuencia. Producción de biomasa (i) Apliquemos la ecuación general: 1 dS Y ke θc Xdt 203 BIOINGENIERÍA DE AGUAS RESIDUALES 204 Figura 4.11: Gráfico de F/M vs. θc Figura 4.12: Eficiencia vs. F/M 204 MODELACIÓN MATEMÁTICA De este modo, sólo necesitamos trazar los puntos 1/θc vs. (S0S)/Xtd y ajustar una recta por mínimos cuadrados (Figura 4.13). De aquí se obtienen los coeficientes estequiométricos, Y = 1,19 y ke = -0,08, de donde la ecuación queda: G dX 1 dF 1,19 0,08 Xdt θ C Xdt Téngase en cuenta que Y está dado en términos de DBO5. Figura 4.13: Cálculo del Coeficiente de Producción, Y, y la constante Endógena, ke. (ii) Utilizamos la ecuación con Yobs: 1/θc = Yobs U y grafiquemos Yobs vs. θc. Comparémosla con la gráfica de Yobs = Y/(1+ke.θc) = 1,19/(1+0,08θc), para mirar el comportamiento de la curva calculada y la medida, tomando datos de la tabla anterior (Figura 4.14). Consumo de Oxígeno (i) Con la ecuación general, el oxígeno se calcula como sigue: 205 BIOINGENIERÍA DE AGUAS RESIDUALES 206 dO 2 dS dX 1,42 Xdt Xdt Xdt R U 1,42 1 θC En la Figura 4.15 se observa el R (real) mostrado en la primera tabla y el R (calculado) de esta ecuación, para cada θc, suponiendo que DQO = 2,68 x DBO5. Este cambio de unidades es necesario, pues el factor 1,42 g DQO/ g SSV está en términos de DQO. Figura 4.14. Gráfico de Yobs vs. θc (Real) y Yobs (Calculado) (ii) Finalmente resta calcular la variación de β en dO2/dt = β dS/dt (o R = β U) con la edad de lodos. El factor β se calculó en la tabla anterior, y su variación con θc se aprecia en la Figura 4.16. 206 MODELACIÓN MATEMÁTICA Figura 4.15: Variación real de R vs. θc, y la calculada por R = U – 1.42 θc 1 , Asumiendo DQO = 2.68 x DBO5 Figura 4.16: Variación de β vs.θc 207 - BIOINGENIERÍA DE AGUAS RESIDUALES 208 4.2.2 Constantes de Reactores por Lotes Este método procura encontrar los coeficientes cinéticos y estequiométricos en un único ensayo, en el cual a un cultivo de lodos debidamente aclimatados a una edad de lodos específica, se le inyecta el sustrato que se quiere analizar y se observa su comportamiento cada hora (o cada cierto tiempo). Es conveniente advertir que este procedimiento es menos recomendable, pues no simula adecuadamente las condiciones de un tratamiento continuo. Sin embargo existen a escala real Reactores por Lotes Secuenciales, (Sequencing Batch Reactors, SBR) que pueden ser simulados de esta manera. Por otro lado, también se pueden obtener los coeficientes cinéticos y estequiométricos para reactores de flujo continuo con ciertos artificios de cálculo. Es claro que con este tipo de ensayo no se pueden encontrar condiciones de operación para diferentes edades de lodos, pues la aclimatación se efectúa para una sola edad, como se explicó antes. Los coeficientes obtenidos varían, en general, en comparación con los obtenidos por flujo continuo. Sin embargo, a veces es el único método que se puede implementar de modo que conviene conocerlo para aplicarlo en estos casos especiales, teniendo en cuenta, eso sí, las reservas expresadas. Lo primero que hay que hacer en los ensayos piloto por lotes, con reactores completamente mezclados, es graficar cada parámetro medido, principalmente la DQO1 (o DBO5) y los SSV, contra el tiempo, y se le ajusta, a mano alzada o con curvígrafo, la curva que mejor se adapte, según se ve en la Figura 4.17. Aquí se debe desplegar mucho criterio, pues a menudo las observaciones son algo erráticas, por lo que conviene ajustar curvas que tengan el comportamiento esperado. Es necesario descartar los primeros puntos a veces, pues aquí ocurren circunstancias de aclimatación que no son las típicas en el TAR. La curva de la DQO vs t debe disminuir luego en forma exponencial o similar. Los SSV deben crecer aproximadamente en forma constante (o exponencial) para terminar en una fase de estabilización. Para el cálculo de coeficientes cinéticos para lagunas aireadas, no se analizan los SSV, sino sólo la DQO vs t. La variación debe ser del tipo, 1 Puede ser medida filtrada (soluble) o mezclada (total) 208 MODELACIÓN MATEMÁTICA S S0e kLt (4.22) Figura 4.17. Variación de DQO y SSV vs. Tiempo y graficando en papel semi-logarítmico Ln S/S0 vs. t debe encontrarse la constante cinética de remoción de sustrato, kL, como se ve en la Figura 4.18. Para el cálculo de los parámetros necesarios en los lodos activados y en general, en los procesos de TAR, se toman datos de las curvas ajustadas, en lugar de los reales (que dan resultados erráticos) y se forma una tabla del siguiente modo: Tiempo X (Calculado) S (Calculado) X=Xi-1-Xi S=Si-1-Si t0 X0 S0 X0 S0 t1 X1 S1 X1 S1 . . . . . . . . . . que nos permite construir datos para utilizar las ecuaciones propuestas, como sigue: 209 BIOINGENIERÍA DE AGUAS RESIDUALES 210 S S i 1 S i 2 X X i X i 1 2 S X t X Xt S0 X0 U0 G0 (S/X)0 S1 X1 U1 G1 (S/X)1 . . . . . . . . . . S X Figura 4.18. Constante Cinética de Remoción de Sustrato en Lagunas Aireadas De los datos así generados se procede a graficar: Remoción de sustrato ΔS SSX 1 XΔt k s S X 210 MODELACIÓN MATEMÁTICA Se obtienen las constantes cinéticas del gráfico de LineweaverBurk, S XΔt vs. ΔS X 1 como se explicó en otro numeral. Producción de biomasa G ΔX ΔS Y ke XΔt Xdt obteniéndose las constantes estequiométricas al graficar ΔX vs. XΔt ΔS Xdt como se explicó en otro numeral. Veamos un ejemplo explicativo. Ejemplo 4.2. Obtención de coeficientes de un ensayo por lotes En un experimento por lotes para lodos activados completamente mezclados realizados en The Pennsylvanya State Universiry por Orozco bajo la dirección del profesor Nesbitt (Oct. 7 de 1975), utilizando glicerol como sustrato, se obtuvieron los siguientes resultados: Tiempo (horas) DQO (mg/L) SSVLM (mg/L) Consumo O2 (mg/L) 0 1303 640 0 1,5 1160 637 57 3,0 940 767 118 4,5 648 887 182 6,0 384 977 263 7,5 100 1060 322 9,0 85,4 967 370 211 BIOINGENIERÍA DE AGUAS RESIDUALES 212 Encuentre los coeficientes cinéticos y estequiométricos. Solución Primero es necesario graficar S (DQO), X (SSV) y O2 (consumo de O2) vs. tiempo, para ajustar, a mano alzada la curva mejor posible (Ver Figuras 4.19, 4.20 y 4.21). Ahora, de las curvas ajustadas, tomamos datos a partir de la hora tres, pues como se observa en los gráficos, en las primeras horas los lodos se estaban adaptando a la carga inicial de glicerol, con reducciones poco significativas de sustrato y, consecuentemente, poca actividad bacterial. Luego conformamos la siguiente tabla: Tiempo (horas) DQO (mg/L) SLBM (mg/L) Consumo O2 (mg/L) 0 1303 640 0 1,5 1160 637 57 3,0 940 767 118 4,5 648 887 182 6,0 384 977 263 7,5 100 1060 322 9,0 85,4 967 370 1. Remoción de sustrato Utilizando la ecuación de Orozco, podemos graficar, Para encontrar las constantes, debemos utilizar la ecuación, t/(Si – Si+1) = (kc/k) ( / )-1+ 1/k o sea t/(Si – Si+1) vs. ( / )-1. Los valores necesarios se presentan en la siguiente tabla y se grafican en tas Figuras 4.22 y 4.23. 212 MODELACIÓN MATEMÁTICA Tiempo DQO t S horas Calc. DQO dS Si Si 1 dt t dX X i 1 X i dt t SSV, X SSV Real Calc. Real mg/L mg/L mg/L mg/L 3,0 930 940 760 767 4,5 650 648 870 887 186,7 73,3 6,0 390 384 980 977 173,3 73,3 7,5 100 100 1070 1060 193,3 60,0 9,0 85 85,4 1100 967 10,0 20,0 Calculado Calculado Figura 4.19. Gráfico de DQO vs Tiempo 213 mg/L mg/L BIOINGENIERÍA DE AGUAS RESIDUALES 214 Figura 4.20. Gráfico de SSV vs. Tiempo Figura 4.21. Gráfico de O2 Consumido vs. Tiempo 214 MODELACIÓN MATEMÁTICA Figura 4.22. Gráfico de dS 0,30 (S/X) Xdt 0,21 (S/X) De las figuras se observa que k = 0.30 y kc = 0.21, quedando la ecuación, dS 0,30 (S/X) Xdt 0,21 (S/X) Como ejercicio, encuentre las constantes de la ecuación de Lawrence-McCarty, dS kS 0 Xdt k m S Utilizando el gráfico de Linewaver-Burk: Xt k mS1 1 Si Si 1 k0 k0 215 BIOINGENIERÍA DE AGUAS RESIDUALES 216 Figura 4.23. Gráfico de Lineweaver-Burk para Ecuación de Orozco 2. Producción de biomasa Aplicamos la ecuación general, dX/ dt = YdS/ dt - ke Al ajustar una recta a los puntos dX/ dt vs. dS/ dt (Figura 4.24). La ecuación queda dX dS 0,51 0,027 Xdt Xdt 3. Consumo de Oxígeno De acuerdo a la Figura 4.21, el consumo de oxígeno es del orden de 45 mg/L.h. Para comprobar la ecuación dO2/dt = -dS/dt – 1,42 dX/dt tomemos las tasas de remoción de sustrato y producción de biomasa entre las 3 y 4 1/2 horas (segunda tabla): dO 2 (186,7) 1,42 73,3 82,61 45 Xdt No coincide el dato calculado con el medido. 216 MODELACIÓN MATEMÁTICA Figura 4.24. Gráfico de ΔX ΔS vs. Xdt XΔt 4.2.3 Efectos de la Temperatura Nosotros hemos considerado los coeficientes cinéticos y estequiométricos como constantes. En rigor no lo son, sino que varían con las propiedades del ambiente, más manifiestamente el pH y la temperatura, pero también la concentración de sales, etc. El pH es una propiedad que se puede controlar exteriormente por lo que, exceptuando ciertos procesos como la nitrificación, se excluye de los análisis cinéticos. La temperatura en cambio, afecta de cierto modo las constantes cinéticas, k, km, K, kL, kc y también la constante endógena, ke. y hasta los coeficientes estequiométricos Y y Yobs. De los coeficientes cinéticos, en general, se acepta que varían con la temperatura de acuerdo con la ecuación modificada de Arrhenius. k T k 20θ T20 (4.23) 217 BIOINGENIERÍA DE AGUAS RESIDUALES 218 donde: θ = kT = k20 = T = Coeficiente de la temperatura-actividad Coeficiente cinético a temperatura T ºC Coeficiente cinético a 20 oC Temperatura (oC). Según se vio en otro capítulo, los coeficientes Y y Yobs no se emplean en la práctica variando con la temperatura (en el rango donde ocurre el TAR) sino, conjuntamente con ke, variando con la edad de lodos θc. Coeficientes de la temperatura-actividad (θ) se presentan en la Tabla 2.6, pero conviene calcularlos cada que sea posible. El método obvio es el gráfico, obtenido de la Ecuación (4.23): ln kT T 20lnθ k 20 (4.24) Graficando en papel semi-logarítmico a: ln kT k 20 vs. (T-20) obtenemos la pendiente m = ln θ. Obviamente, θ = antilog m. Ilustrémoslo con un ejemplo explicativo. Ejemplo 4-3. Efecto de la temperatura sobre las constantes cinéticas Según datos de Ryder y Máteles (Biotechnology and Bioengineering, Vol. 10, 1968), la máxima tasa de crecimiento, k, varía con la temperatura del siguiente modo: Temperatura ºC 22 27 32 37 42 k0 (h-1) 0,34 0,56 0,73 1,05 0,81 Halle el coeficiente de actividad-temperatura para k. 218 MODELACIÓN MATEMÁTICA Solución Veamos la variación de k con T oC en la Figura 4.25. De ahí deducimos que el último punto (mayor de 40° C) se sale de la ley de incremento de las reacciones metabólicas con la temperatura. Es decir, no lo consideramos, pues la Ecuación (4.23), se supone cumple en el rango en que la temperatura no afecta el plasma celular, ni desnaturaliza las enzimas, Además, se deduce que k (20) = 0,22. Luego construimos la tabla que se muestra más abajo. Es necesario incluir el punto para T = 20° C. En la Figura 4.26, observamos que la gráfica de log k(T ) vs. (T-20) k(20) nos da una pendiente -pasando por el punto (0,0)- de m = 0.046. Así θ = antilog 0,046= 1,11. Luego k(T) = 0.22 x (1.11)T-20 k (20) k (T ) log 0 k (20) T-20 20 1,00 0 0 22 1,55 0,1809 2 27 2,54 0,4057 7 32 3,32 0,5209 12 37 4,77 0,6788 17 T ºC k 0 (T ) 219 BIOINGENIERÍA DE AGUAS RESIDUALES 220 Figura 4.25. Variación de k vs. T ºC Figura 4.26. Variación Log 220 k 0 T k 0(20) vs. (T-20) ºC MODELACIÓN MATEMÁTICA 4.3 AIREACIÓN Y TRANSFERENCIA DE MASA Para que en el tratamiento biológico de las aguas residuales se lleven a cabo las reacciones químicas y biológicas, es necesario transferir sustancias dentro y fuera del agua residual. El material transferido puede ser gas. líquido o sólido, y puede ser vital para el mantenimiento de las reacciones necesarias. El caso más importante es el de transferencia de oxígeno al AR y luego al floc biológico, con el objeto de que se lleven a cabo las reacciones aerobias que son el fundamento de los lodos activados y los filtros biológicos, en su modo de operación más generalizada. Aquí expondremos las teorías más aceptadas para obtener las fórmulas de cálculo, que garanticen que el oxígeno necesario para el proceso, que se puede hallar con la Ecuación (4.11), sea efectivamente transmitido al agua residual por el mecanismo de aireación adoptado. Aunque esto lo veremos con más detalle en otro capítulo, conviene adelantar que los mecanismos de aireación más utilizados son la difusión (burbujas de aire comprimido) y la agitación o mezcla (aireadores de superficie y de turbina sumergida). La tasa de suministro de oxígeno al AR debe ser suficiente para que se satisfaga la demanda de oxígeno de las reacciones aerobias. Existen varias teorías que explican los mecanismos por los cuales ocurre la transferencia de oxígeno, siendo la más ampliamente aceptada la teoría de las dos capas. Una ampliación del tema se puede estudiar en Schroeder (1977) y Sundstrom y Klei (1979), en las bibliografías dadas al final del capítulo. 4.3.1 Teoría de las Dos Capas Esta teoría es una simplificación de los fenómenos que ocurren en la transferencia de oxígeno desde la fase gaseosa (en la burbuja) hacia el agua, en la suposición que esta transferencia es la que presenta la resistencia más significativa. En efecto, para que un cultivo biológico sea adecuadamente abastecido con oxígeno es necesario que se venzan las siguientes resistencias: paso del gas al líquido paso a través del líquido paso del líquido al floc sólido paso a través del sólido 221 BIOINGENIERÍA DE AGUAS RESIDUALES 222 resistencias debido a baja tasa de utilización de O2 en el floc De todas las anteriores, la resistencia del paso del gas al líquido es la mayor, por lo que es la que controla la transferencia. Refiriéndonos a la Figura 4.27, podemos observar esquemáticamente la variación de la presión, bajo la hipótesis de: operación en condiciones estables, y que el equilibrio en la interfase del gas y el líquido ocurre instantáneamente. Figura 4.27. Representación Esquemática de la Transferencia de Masa Interfase Ahora, la transferencia de gas, J, en mol/área.h, es: J fuerza impulsora Pb Pi Ci Cb resistencia 1/k g 1/k L donde: Pb = Presión del volumen del gas 222 MODELACIÓN MATEMÁTICA Pi = Presión interfacial del gas Cb = Concentración del gas en el líquido Ci = Concentración del gas en la interfase 1 1 =Resistencias del gas y del líquido ; kg kL Utilizando la ley de Henry: Pi = kH Ci (4.25) donde: kH= Constante de Henry Tenemos, Pb = kHC* donde: C* = Concentración de equilibrio del gas en el líquido y: P* = kH C donde: P* = Presión de equilibrio del gas con el líquido Luego, J (Pb Pi ) k H (C * Ci ) 1/k g 1/k g (4.26) J Ci C b (Pi P*) 1/k L k H /k L (4.27) Entonces se recibe, Pb Pi (Pi P*) 1/k g k H /k L de donde se obtiene, 223 BIOINGENIERÍA DE AGUAS RESIDUALES 224 Pi (P * /k g ) (k H Pb /k L ) (k H /k L ) (1/kg ) que en la Ecuación (4.26) nos da, J p P* b (1/k ) (1/k ) L g (4.28) Similarmente, J C * C b k L (1/kH k g ) (4.29) Es así como, J = Kg (Pb – P*) = KL (C* - Cb) (4.30) donde: 1 1 Kg k L k g 1 = Resistencia total del gas 1 1 1 KL = Resistencia total del líquido k L k H k g Ahora, como J = mole/área.h se puede presentar como, J dC/dt mol/h a área donde: a = Área de la burbuja / volumen, es claro que, dC K L a(C * C b ) dt (4.31) En otras palabras, la transferencia de gas, dC/dt, es proporcional a la diferencia entre la concentración de equilibrio, C*, y la concentración real del gas en el líquido Cb. 224 MODELACIÓN MATEMÁTICA En las otras teorías, siempre se llega a una proporcionalidad de dC/dt con (C* - Cb), lo que puede considerarse la hipótesis predominante en la transferencia de masas. Para el caso de la transferencia de oxígeno al agua, la concentración de equilibrio C* es la concentración Cs, quedando la Ecuación (4.30), dC K L a(Cs C) dt (4.32) donde: Cs = Concentración de saturación de OD (mg/L) En la práctica, el producto (KLa) es la constante que se evalúa, mediante procedimientos que veremos a continuación. 4.3.2 Obtención del Coeficiente KLa El valor de KLa varía con la temperatura, la salinidad del agua, y en general con el sistema de aireación. Para la temperatura se puede emplear la ecuación: KLa(T) = KLa(20oC) (1.028)(T-20) (4.33) La concentración de saturación, Cs, para el oxígeno varía con la densidad y la temperatura. El valor de KLa puede ser calculado para un recipiente o tanque dado, utilizando agua cruda, pero debe ser convertido al KLa que opera en el agua residual del siguiente modo: KLa (agua) = αKLa (agua residual) (4.34) donde: α = Factor de corrección para transferencia de oxígeno, entre 0.8 y 0.85 Para calcular KLa se pueden emplear dos situaciones: Cálculo de KLa para Ensayo no Estable En este caso se elimina el oxígeno del agua del tanque aireador con 5 mg/L de cloruro de cobalto, CoCl2, u 8 mg/L de sulfito de sodio, 225 BIOINGENIERÍA DE AGUAS RESIDUALES 226 Na2SO3. Luego de mezclar el tanque hasta que la concentración del OD sea cero, se empieza a airear, tomando mediciones regulares de la concentración de OD, C. Finalmente se airea hasta la concentración de saturación, Cs. Ahora, de la Ecuación (4.32), tenemos: dC K L a dt Cs C que integrando entre valores de (C0, 0) y (C, t) se obtiene: ln Cs C K La t Cs C 0 Así es que los datos obtenidos en el ensayo de aireación se grafican del siguiente modo: ln Cs C Cs C0 vs. t o en papel semi-logarítmico: Cs C vs. t Cs C0 La pendiente nos da KLa en h-1. Apliquémoslo en el siguiente ejemplo. Ejemplo 6-4. Cálculo de KLa con datos de condiciones no estables Datos tomados por Stukenberg, Wahbeh y Mckinney para la aireación en estado no estable con impeler de turbina sumergible se presentan a continuación: TIEMPO (min) 0 1 2 3 4 5 7 10 14 C (mg/L) 0,8 1,7 2,9 3,9 4,7 5,5 6,4 7,5 8,3 Si Cs = 8,65 mg O2 /L encuentre KLa. 226 MODELACIÓN MATEMÁTICA Solución Graficando ln [(Cs - C )/(Cs - Co)] vs. t en la Figura 4.28 se encuentra la pendiente, KLa de la recta que mejor ajuste. Entonces, KLa = 11,5 h-1 Cs C Figura 4.28. Gráfico de ln vs. t Cs Co Otro modo de utilizar datos de reaireación en condiciones noestables es calcular dC/dt por aproximaciones finitas, dC ΔC C i 1 C i dt Δt t i 1 t i y luego se grafica ΔC/Δt vs C , donde C = (Ci+1 – Ci)/2, se obtiene que la pendiente es KLa, y la intersección con el eje de las abscisas es Cs. Para los datos del ejemplo, se observa este gráfico en la Figura 4.29, donde KLa = 12,4 h-1. Cálculo de KLa para Ensayo en Condiciones Estables En este caso, el ensayo se hace con el reactor operando en forma continua. Para los lodos activados, el coeficiente KLa calculado por este método es directamente el real, por lo que no requiere el 227 BIOINGENIERÍA DE AGUAS RESIDUALES 228 factor de corrección. En este caso, se mantiene el OD del reactor constante entre 1,0 y 3,0 mg/L. En estas condiciones, Figura 4.29. Gráfico de ΔC vs. C Δt dO 2 dC K L a(Cs C) dt dt donde: KLa (Cs – C) = O2 transferido por el aireador dO2/dt = Consumo de oxígeno por los micro-organismos Como el OD se mantiene constante, entonces: dC/dt = 0, y K La dO 2 /dt Cs Ce (4.35) donde: Ce = Concentración de equilibrio en el reactor En otras palabras conociendo el consumo de oxígeno, dO2 /dt, y la concentración de saturación para el lictor mixto, Cs, es posible hallar KLa, si se mantiene el OD en una concentración de equilibrio Ce. 228 MODELACIÓN MATEMÁTICA 4.4 TRATAMIENTO EN MEDIO SUSPENDIDO Una vez que hemos estudiado las ecuaciones que se deben emplear en los sistemas de TAR, el modo de hallar las constantes cinéticas y estequiométricas, y algo sobre la transferencia de oxígeno, podemos aplicar lo visto a los diferentes métodos de tratamiento, para efectuar la modelación matemática que nos permita encontrar las ecuaciones de diseño. En este numeral nos referiremos específicamente al tratamiento en medio suspendido, que comprende genéricamente todos los sistemas de lodos activados, la nitrificación y las lagunas de estabilización. Es claro que las ecuaciones que rigen el metabolismo de los microorganismos que participan en el TAR están definidas según se presentaron en el numeral 4.1 del presente capítulo. Sin embargo, el resultado del proceso metabólico también dependerá del régimen hidráulico a que esté sometido el reactor que lleva a cabo el tratamiento. Aunque el régimen hidráulico del reactor, como veremos, es importante en cualquier sistema de tratamiento, es más obvio en el llamado tratamiento en medio suspendido, donde la biomasa bacterial esta íntimamente mezclada con el Agua Residual, en una mixtura denominada Licor Mixto. El licor mixto tiene las mismas propiedades hidráulicas que el agua (salvo una densidad levemente mayor a causa de la concentración de biomasa que fluctúa entre 1000 y 10.000 mg/L SSLM, es decir, del 0,1 al 1% de concentración por peso). El reactor es el recipiente donde la biomasa del licor mixto lleva a cabo la biotransformación del sustrato orgánico y tiene dos extremos de régimen hidráulico plenamente diferenciados: (i) el régimen completamente mezclado, y (ii) el flujo pistón. En el primero, el régimen completamente mezclado, existe una mezcla total y completa del licor mixto, de modo que no existe una variación posible de la concentración de ningún parámetro sometido a mezcla completa. Matemáticamente esto se define con el gradiente de concentración, es decir la variación de la concentración que se esté midiendo (por ejemplo el sustrato, S) con una variable espacial. Si la variable espacial tipo es la ordenada z, entonces la variación del sustrato con la longitud (o la profundidad, no importa cual ordenada se escoja) debe ser nula, o sea: dS 0 dz 229 BIOINGENIERÍA DE AGUAS RESIDUALES 230 Esto significa que S es constante en todo el volumen del reactor. Por el contrario, cuando existe un flujo pistón hay un gradiente definido. Como su nombre lo indica, el flujo pistón semeja un émbolo que viaja a través de un tanque alargado (o su equivalente) sufriendo en su recorrido la biotransformación en la dirección z. Como el AR viaja en el tanque con una velocidad, u, que depende del caudal (de acuerdo a la ecuación de la continuidad Q=AT.u, siendo AT el área transversal del tanque) es claro que a cada posición del “pistón” de agua zi esta asociada un tiempo de tránsito ti asimilable al tiempo de detención que en ese punto a tenido el licor mixto, y por ende la biotransformación. Podemos suponer entonces que dS/dt =dS/dz, y si además adoptamos, por ejemplo, la cinética de McKinney, se recibe entonces que el gradiente en el reactor flujo pistón se puede representar como sigue: dS kS dz Esta ecuación significa que en cada punto z habrá una concentración definida S diferente de las demás en otras posiciones del eje z. Entre estos dos extremos existe toda una variedad de flujos dispersos que dependen del factor de dispersión y que se tratarán en su momento en algún detalle. Empecemos pues por analizar el sistema completamente mezclado, analizando los efectos que este régimen hidráulico pueda tener sobre las distintas maneras de modelar la remoción de sustrato en las aguas residuales. 4.4.1 Sistema Completamente Mezclado Este sistema es ampliamente utilizado para tratamiento de ARI, y últimamente se emplea con aguas residuales domésticas. El tanque de aireación o reactor se halla completamente mezclado por agitadores superficiales o difusores, que a su vez suministran el oxígeno necesario para la reacción. La composición se supone uniforme en todo el tanque, tanto en cuanto a concentración de SSVLM, como de sustrato remanente y de oxígeno disuelto, es decir el gradiente de concentración de cualquiera de estas variables es cero. La Figura 4.30 presenta un esquema típico del sistema de lodos activados completamente mezclado, LACM. Como el régimen completamente mezclado es muy 230 MODELACIÓN MATEMÁTICA apto para el análisis matemático, nos extenderemos en él más que en los otros regímenes hidráulicos para discutir conceptos fundamentales del TAR. Figura 4.30. Esquema de un Sistema de LACM Refiriéndonos a la Figura 4.30, encontramos que el sustrato influente tiene una concentración, S0, un flujo, Q0, y unos SSV, X0. Si aplicamos las ecuaciones de remoción de sustrato para un sustrato influente total, S0, entonces X0 queda incluido en esta medición, no sólo para efectos de remoción de sustrato, sino en la producción de biomasa a partir del sustrato insoluble. Por ello haremos caso omiso de X0 en adelante. A este sustrato influente le debemos agregar la recirculación proveniente del sedimentador secundario. Apliquemos ahora los balances de masa en el sistema, bajo la siguiente hipótesis: Acumulación = Entrada + Recirculación + Variación en el Reactor- Salida - Desecho Para el sustrato sería como sigue, en el tanque de aireación: V dS Q 0S0 Q r S UXV (Q0 Q r Q w )S Q W S (4.36) dt Téngase en cuenta que UXV representa la remoción total de sustrato por los microorganismos y que al estar el tanque aireador completamente mezclado, el sustrato en el tanque tiene la misma concentración que en la salida, en el agua de desecho y en el agua de recirculación, asumiendo que no hay reacción en el sedimentador secundario. Ahora, suponiendo condiciones estables de tratamiento, es 231 BIOINGENIERÍA DE AGUAS RESIDUALES 232 decir, que no varía S con el tiempo, se recibe que VdS/dt = 0, de modo que podemos simplificar la Ecuación (4.36) como sigue: Q0S0 + QrS - UXV - Q0S - QrS + QwS - QwS = 0 Q0(S0 - S) - UXV = 0 (4.37) S0 S UX V/Q 0 Teniendo en cuenta que td = V/Q0, se deduce: U S0 S Xt d (4.38) Para la biomasa, el balance de materiales, considerando el sistema completo (reactor y sedimentador) con el fin de tener en cuenta los Xe (sólidos efluentes), es como sigue (recuérdese que no tendremos en cuenta X0): V dX 0 + (YU - ke) XV - (Q0 – Qw) Xe - QwX dt (4.39) Para condiciones estables, X ≈ constante y dX/dt = 0. Luego se recibe: (YU-ke)XV-(Q0-Qw)Xe-QwX=0 Entonces (YU-ke) = Q W X (Q0 Q W )Xe VX Ahora, si tenemos en cuenta que, VX sólidos en el reactor θC QW X (Q0 QW )Xe sólidos arrojados sólidos suspendido s se obtiene, 1 YU k e θc (4.40) 232 MODELACIÓN MATEMÁTICA Las Ecuaciones (4.38) y (4.40) se habían demostrado para un caso simplificado, en el caso de los reactores de flujo continuo. Ahora, empleando la Ecuación (4.5) en la Ecuación (4.40) se obtiene: 1 kS' Y ke θC k s S' y despejando S, se recibe: S' k s (1 k eθ C ) θ C (Yk k e ) 1 (4.41) Si S’ = S (Caso ecuación de Lawrence y McCarty) S k m (1 k eθ C ) θ C (Yk k e ) 1 (4.42) Una presentación más interesante de la Ecuación (4.42) es como sigue: 1 k m k e θc k (1 k eθ c ) S= m θ c (Yk - k e ) 1 1 Yk - k e θc (4.43) Téngase en cuenta que: 1 μ YU k e θc (4.43a) Si S’ = S/X (Caso ecuación de Orozco): S k (1 k eθ C ) c X θ C (Yk k e ) 1 (4.44) Una presentación similar a la Ecuación (4.43) es: 233 BIOINGENIERÍA DE AGUAS RESIDUALES 234 1 k c k e θc S k (1 k eθ c ) = c X θ c (Yk - k e ) 1 1 Yk 0 - k e θc (4.45) Esta última ecuación puede ser simplificada de una manera muy interesante, como veremos más adelante. Ahora, teniendo en cuenta la Ecuación (4.38) y la (4.40) se obtiene: S S 1 k e Y 0 θC Xt d (4.46) de donde se recibe, X= θ c Y(S0 - S) Y(S0 S) t d (1 k eθ c ) 1 t d k e θc (4.47) dándole de una vez la presentación con el factor μ=(ke+1/ θc). De este modo observamos que las variables del sistema, S (o S/X) y X dependen de θc y td respectivamente. Ahora, si reemplazamos la Ecuación (4.47) en la (4.45) y despejamos para S, se recibe que: S S0 1 k e kY θc t 1 d k cY (4.48) Es claro que la expresión entre [ ] es una constante para una edad de lodos dada, KO, y que llamaremos constante de Orozco. De modo que la Ecuación (4.48) se convierte en, S S0 1 KOtd (4.49) 234 MODELACIÓN MATEMÁTICA Con S S0 k U 1 td kc (4.48a) 1 kY - k e θc k - U KO k cY kc (4.50) Si tenemos en cuenta la Ecuación (4.4) de McKinney, y remplazamos dS/dt con la Ecuación (4.38), tenemos que, eliminando X, (S0-S)/td = kLS, se recibe, S S0 1 kLtd (4.51) ecuación formalmente idéntica la (4.49). Es claro que para θc y en la hipótesis de que ke<< k y kL ≈ k/kc, la Ecuación de Orozco se convierte en la de McKinney. Vemos, pues, que la relación entre las ecuaciones de McKinney y Orozco son mucho más estrechas que las puramente matemáticas. Es interesante anotar que de aquí se desprende una nueva expresión para la Ecuación de Orozco, pues de la Ecuación (4.49) es claro que (S0-S)/td = KOS, o: dS K OS dz (4.52) estando KO definido por la ecuación (4.50), es decir, 1 kY - k e dS θc S dt k cY (4.53) Véase las Figuras (4.31) y (4.32) para una comparación entre los resultados con las ecuaciones de Lawrence & McCarty y de Orozco. Con el mismo razonamiento anterior, para la Ecuación de Eckenfelder, se llega a, 235 BIOINGENIERÍA DE AGUAS RESIDUALES 236 Figura 4.31: Comparación del sustrato efluente según cálculo con la Ecuación de Lawrence & McCarty y la Ecuación de Orozco Figura 4.32: Comparación de la concentración de X según cálculo con la Ecuación de Lawrence & McCarty y la Ecuación de Orozco 236 MODELACIÓN MATEMÁTICA S S0 1 kXtd (4.54) Las Ecuaciones (4.48), (4.51) y (4.52) expresan que el sustrato efluente depende de S0 y td mientras que la Ecuación (4.43) de Lawrence y McCarty, significa que sólo depende de la edad de lodos, θc. Cierto que la Ecuación de Orozco (4.48) también tiene a θc entre sus variables, así como la Ecuación de Eckenfelder (4.52) implícitamente involucra la θc con X, según la Ecuación (4.47). Así se puede apreciar que las hipótesis diferentes para la remoción de sustrato producen resultados formales diferentes. Sin embargo, para el cálculo se puede emplear cualquiera de las cuatro Ecuaciones (4.43), (4.48), (4.51) y (4.52), pues el resultado numérico será muy similar. Finalmente, existe un valor de θc mínimo para el cual la estabilización del residuo líquido cesa por completo. Esto ocurre, físicamente, cuando el desecho de biomasa (el agua de desecho que se arroja para mantener la edad de lodos) es mayor que la reproducción, con lo cual X tiende a cero. Matemáticamente, esto ocurre cuando el sustrato influente iguala al efluente, es decir (para la ecuación de Lawrence y McCarty): 1 θ C min kS0 k e Y k m S0 (4.55) Generalmente S0 >> km, de donde, 1 θ C min Yk k e (4.56) A menudo se utilizan sistemas completamente mezclados, sin recirculación, como en el caso de las lagunas aireadas aerobias. En este caso, la edad de lodos es equivalente al tiempo de detención hidráulica, es decir, td = θc. De aquí se recibe de las Ecuaciones (4.42), (4.43) y (4.45): S k m (1 k e t d ) t d (Yk k e ) 1 (4.57) 237 BIOINGENIERÍA DE AGUAS RESIDUALES 238 S k (1 k e t d ) c X t d (Yk k e ) 1 X (4.58) Y(S0 S) 1 ketd (4.59) Ejemplo 4.5. Comparación de KO y kL. Con los resultados del ejemplo 4.1 encuentre KO y compárelo con kL para un td de 4 días y una θc de 3 días. Encuentre el sustrato efluente con las Ecuaciones de McKinney y Orozco. Solución (i) De la Ecuación (4.48) podemos calcular KO con los siguientes coeficientes cinéticos y estequiométricos tomados del Ejemplo 4.1: k = 0,767 mg/L DBO5/mg/L SSV.d; i.e. (d-1) kc = 0,17 mg/L DBO5 Y = 1,19 mg(producidos) SSV/mg DBO5 (removidos).d ke = 0,08 d-1 Entonces podemos calcular KO como sigue: 1 0,767 x1,19- 0,08 3 2,468 KO 0,17 x1,19 Con los mismos datos que se calcularon los coeficientes presentados, se calculó, en el Ejemplo 4.1, kL = 2,4 d-1. Vemos entonces que para las condiciones dadas KO ≈ kL. (ii) Utilizando las Ecuaciones (4.48) y (4.51), y conociendo que S0 = 520,9 mg/L DBO5 encontramos el sustrato efluente en ambos casos: Orozco: S=520,9/(1+2,468 x 4)=47,90mg/L DBO5 McKinney: S=520,19/(1+2,4 x 4)=49,14mg/L DBO5 Siendo el error experimental de la DBO5 de ± 5 a 8%, una variación máxima de 47,9 x 0,08 = 3,8 mg/L es de esperar. Por lo tanto, 238 MODELACIÓN MATEMÁTICA experimentalmente, en el laboratorio no se puede determinar cuál de las dos ecuaciones se ajusta mejor al agua residual del Ejemplo 4.1. Desde el punto de vista positivista ambas ecuaciones explican apropiadamente el fenómeno. Ejemplo 4.6. Aplicación de los modelos para lodos activados completamente mezclados Se desea conocer, para aguas residuales domésticas, cuál sería el efluente y la concentración de SSVLM en un tanque completamente mezclado a 24°C de temperatura, con un tiempo de detención de 8 horas y para una edad de lodos de 3 días. Solución (i) Apliquemos la ecuación de Lawrence y McCarty, con datos de la Tabla 4.1: k = 5,6 d-1; km = 22 mg DQO/L; Y = 0,67; y ke = 0,07 d-1. Utilizando θ = 1,02 como coeficiente de actividad temperatura, encontramos que: k (24o) = 5,6 x (1,02)24-20 = 6,06 d-1 km (24o) = 22 x (1,02)(24-20) = 23,8 mg DQO/L Ahora de Ecuación (4.42): S 23.8(1 0.07 3) = 2,62 mg DQO/L 3(0.67 6.06 0.07) 1 (ii) De Ecuación (4.47), asumiendo S0 = 400 mg DQO/L X 3 0.67(400 2.62) = 1980 mg SSV/L 8 / 24 1 0.07 3 4.4.2 Edades de Lodos Extremadamente Alta, ELEA En los últimos años han venido apareciendo en el mercado reactores aerobios y anaerobios con tiempos muy bajos de detención (de ½ a 2 h). Estos productos están protegidos por patentes o por 239 BIOINGENIERÍA DE AGUAS RESIDUALES 240 secreto industrial. Sin embargo Orozco (1995) propuso una teoría para explicar los fundamentos cinéticos y estequiométricos de este tipo de reactor, que denominaremos con Edades de Lodos Extremadamente Altas, o condiciones ELEA. Sustrato efluente en condiciones ELEA La introducción del factor, 1 μ YU k e θc en las Ecuaciones (4.43), (4.45), (4.46) y (4.53) tiene su razón de ser en el análisis de las condiciones ELEA. En efecto, se ha encontrado que una posibilidad de operación de los reactores para el TAR es para Edades de Lodos Extremadamente Altas, es decir cuando θc tiende a infinito, o sea que 1/ θc → 0. De este modo las Ecuaciones anteriores quedan como sigue: S= k mke = constante y mínimo posible. Yk - k e S kk = c e = constante y mínimo posible. X Yk - k e dS kY - k e S dt k c Y (4.60) (4.61) (4.62) De esta última ecuación se deduce que: S S0 1 KOtd (4.62a) siendo KO kY - k e = constante y máximo posible. kcY Entre las Ecuaciones (4.60), que tiene origen en la Ecuación de Lawrence y McCarty, y la (4.62), que nace de la Ecuación de Orozco, hay diferencias fundamentales: la primera establece que el sustrato 240 MODELACIÓN MATEMÁTICA efluente es constante, independientemente de la concentración de sustrato influente, S0, mientras la segunda establece que S depende de S0. Esta diferencia también existe en las ecuaciones originales, pero es más aparente en condiciones ELEA. Es importante aclarar que el sustrato efluente en condiciones ELEA es el menor posible de TAR, pues como se observa en la Figura (4.31) S disminuye con θc teniendo su valor mínimo cuándo θc → ∞. Además es claro de la Ecuación (4.62) y (4.62a) que la tasa total de remoción de sustrato es la máxima posible, pues, dS K O (máx.) S dt S0 1 td K O (máx.) Por otro lado, de la Ecuación (4.63) se recibe: X Y(S0 S) tdke (4.63) es decir, utilizando la Ecuación (4.60), de Lawrence & McCarty: X.t d Kske ) Yk - k e = constante ke Y(S0 (4.64) Esto quiere decir que, para un S0 dado, el producto X.td es constante, y td puede hacerse tan pequeña como se quiera, siempre que X sea suficientemente grande. Sin embargo, hacer X muy grande requiere de importantes desarrollos tecnológicos, principalmente para mantener la mezcla completa y, sobretodo, para separa la biomasa del licor mixto. Si partimos de las Ecuaciones (4.63) y (4.62a) de Orozco, tenemos que: X YK OS0 k e 1 K O t d (4.65) lo que implica que, para un S0 dado, X depende de td, es decir a menor td mayor X. De este modo, nuevamente encontramos que td puede hacerse tan pequeña como se quiera siempre que X sea 241 BIOINGENIERÍA DE AGUAS RESIDUALES 242 suficiente grande. Vale anotar, que en este caso a menor tiempo de detención, mayor sustrato influente como lo indica la Ecuación (4.62a). Producción de biomasa en condiciones ELEA Otra conclusión de gran importancia de la operación de una PTAR en condiciones ELEA, es que, teóricamente, la producción de biomasa es nula. En efecto, como 1/ θc → 0, entonces se recibe que, dX 1 0 (4.66) Xdt θ c Esto se debe a que la biomasa producida, Y(dS/dt) es igual a la consumida en fase endógena, keX. Resumen de condiciones ELEA Vemos pues que las condiciones ELEA traen importantes consecuencia en el TAR que podemos resumir, independientemente de la Ecuación con que efectuemos el análisis, como sigue: El sustrato efluente es el mínimo posible en TAR. La tasa neta de remoción de sustrato es la máxima posible. La producción de biomasa es nula. Consecuentemente, el consumo de Oxígeno es máximo según se desprende de la ecuación (4.11). Si el sistema es anaerobio, la producción de biogás es máxima según Ecuación (4.14). El consumo de Oxígeno, y por lo tanto de energía, puede controlarse con la utilización de tratamiento anaerobio, solo o combinado con el tratamiento aerobio. Ver Orozco (2001). Este procedimiento se elaborará en la parte correspondiente a diseño de PTAR. El tiempo de detención, y por lo tanto el tamaño del tanque de aireación, puede hacerse tan pequeño como se quiera, siempre y cuando X se haga lo suficientemente grande. El reto tecnológico consiste en aumentar la biomasa, manteniendo la mezcla completa, y manejando de manera costoefectiva la separación de la biomasa del licor mixto. 242 MODELACIÓN MATEMÁTICA 4.4.3 Flujo Pistón La mayoría de los sistemas de lodos activados para tratamiento de aguas residuales domésticas se han diseñado a flujo pistón. Como lo mencionamos antes, existe un gradiente de concentración para el sustrato en el sentido longitudinal. Refiriéndonos a la Figura 4.33, se asume que una delgada capa de sustrato completamente mezclada en sentido transversal (el “pistón”) atraviesa el reactor, de forma alargada, ocurriendo de modo gradual la estabilización del sustrato. Se puede realizar una modelación matemática exacta de este proceso, en el cual de acuerdo con la hipótesis, debería ocurrir una variación paulatina de los SSV en el reactor. Sin embargo, la práctica real del proceso dista lo suficiente del esquema presentado, para justificar unas simplificaciones, sin pérdida de exactitud en la aplicación. Figura 4.33. Esquema de Lodos Activados con Flujo Pistón Sea esta la oportunidad de enfatizar el hecho de que no vale la pena proponer y desarrollar modelos matemáticos muy complicados, cuando en la práctica las condiciones de operación hace que las variables no se pueden controlar, e influyen más que las variables de la modelación propuesta. Por ejemplo, en este caso es difícil tener en la práctica un flujo pistón perfecto, con un elemento de fluido en el que los SSV estén aumentando gradualmente. En realidad la concentración de biomasa opera más bien como un régimen completamente mezclado. De modo que asumiremos la hipótesis de que los SSV permanecen constantes a lo largo del tanque, lo cual ocurre con bastante aproximación en la práctica. De este modo el cálculo de la concentración promedio de biomasa, X, no tiene por que diferenciarse del de los LACM, para una remoción dada de sustrato. O sea que cumple la Ecuación (4.47). Es 243 BIOINGENIERÍA DE AGUAS RESIDUALES 244 pues este el caso en que la biomasa tiene un régimen completamente mezclado, mientras el Agua Residual fluye en condiciones de flujo pistón. De este modo la remoción de sustrato debe plantearse de modo distinto, pues su concentración varía en la práctica, de manera definitiva, con el paso del elemento de AR, por el reactor en forma aproximada al flujo pistón. Tomando un elemento infinitesimal de sustrato (Figura 4.33), vemos que la variación de sustrato puede representarse del siguiente modo: dV dS (Qo Q r )S UXdV (Qo Q r )(S dS) dt donde: dV = Elemento de volumen. El sistema se reduce a condiciones estables cuando para cada posición z, S permanece constante con el tiempo, es decir, 0 UX (Qo Q r ) dS dV Haciendo dV = AT dz, siendo AT el área transversal del tanque, la igualdad se convierte en, (Qo Q r ) Si y, dS UX A T dz (4.67) U kS km S u dz : A T dz A T udt (Q Q r )dt dt (ecuación de Lawrence y McCarty) donde u = velocidad transversal del fluido Se recibe dS kSX UX dt km S (4.67a) 244 MODELACIÓN MATEMÁTICA S km S dS S Se t 'd 0 t' d k 0 X(Qo Q r )dt k 0 X dt (Qo Q r ) 0 que se integra a S (S Se ) kXt d ' Se k m ln (4.68) donde (teniendo en cuenta que la recirculación R=Qr/Q0): Se Q 0S0 Q r S So RS Q0 Qr 1 R (4.69) t'd t V d Q 0 Qr 1 R (4.70) es decir, (1 R ) k m ln S (S0 S) kXt d Se (4.71) Para encontrar X y S por este sistema deben resolverse simultáneamente las Ecuaciones (4.40) y (4.71), y despejando Xtd e igualando en ambas ecuaciones se obtiene: 1 θC Yk(S0 S) ke S (1 R ) k m ln (S0 S) S o RS 1 R (4.72) Nótese que Se debe calcularse de la Ecuación (4.69). Sí U kS/X kS k c S/X k c X S (Ecuación de Orozco) la Ecuación (4.60a) se integra a: k c X ln S (S Se ) kXt d ' Se 245 (4.73) BIOINGENIERÍA DE AGUAS RESIDUALES 246 y (1 R ) k c X ln S (S0 S) kXt d Se (4.74) que también se puede resolver simultáneamente con la Ecuación (4.47) para obtener: 1 θC Yk(S0 S) ke S (1 R )X k c ln (S0 S) S o RS 1 R (4.75) Sin embargo es preferible usar, por ser más directa, la otra presentación de la Ecuación de Orozco, Ecuación (4.80) que se presenta más adelante. Si U = KS (Ecuación de Eckenfelder) la Ecuación (4.67a) se resuelve del siguiente modo: ln S KXt'd Se (4.76) que se convierte en, S Se e KXt' d (4.77) Utilizando las ecuaciones (4.69) y (4.70) en la Ecuación (4.77) se recibe: KX t d 1 R S0 e S KX t d 1 R 1 R - R e (4.78) Nótese que para resolver la ecuación es necesario suponer que X es constante, es decir, que la edad de lodos θc, está definida. 246 MODELACIÓN MATEMÁTICA Si usamos la Ecuación de McKinney, se recibe, k t L d 1 R S S0 e k t L d 1 R 1 R - R e (4.79) Y si usamos la Ecuación de Orozco (4.52) tendríamos la misma ecuación, cambiando kL por KO. Esta última constante estaría definida pues θc debe estarlo también según acabamos de ver, quedando: KO td 1 R S0 e S K t O d 1 R 1 R - R e (4.80) Las Ecuaciones (4.67) conjuntamente con la (4.47), y la (4.79) o (4.80), por su simplicidad, pueden ser utilizadas para el diseño de reactores de lodos activados con flujo pistón, obteniéndose un grado de aproximación satisfactorio. Si se emplea la Ecuación de Orozco, no se necesita calcular X, pues al definir la edad de lodos, queda implícita en la constante KO. Recuérdese que t’d es el tiempo de detención real, incluyendo el caudal de recirculación, mientras que td=V/Q0 es el tiempo de detención neto o nominal. La Figura 4.34 da la variación de S con z (abscisa), hasta la salida del tanque (z = L). Nótese que a cada valor z, corresponde un tiempo de detención asociado, dado por t'd = ATz/(Q0 + Qr), siendo t'd = AT /(Q0 + Qr) = V/(Q0 + Qr), para z = L. El flujo pistón es teóricamente más eficiente que el completamente mezclado, como lo demostraremos más adelante. En la práctica, la resistencia a los cambios grandes de concentración inicial (cargas de choque) es muy baja, pues recae todo el trabajo sobre la biomasa del “pistón” inicial. Esto hace que la mejor eficiencia no sea tan grande, como lo discutiremos en otros capítulos. 247 BIOINGENIERÍA DE AGUAS RESIDUALES 248 Figura 4.34. Variación de S con z (o td) según Ecuación (4.66) Ejemplo 4.7. Aplicación de modelo de lodos activados para flujo pistón. Para un tanque de aireación de lodos activados funcionando a flujo pistón, se desea conocer el efluente y los SSVLM si el influente contiene 400 mg/L de DBO5, el tiempo de detención neto es 4 horas y R= 0,25. Asuma una temperatura de 20°C y las siguientes constantes: k = 0,1 d-1.mg/L; Y= 0,5 mgSSV/mg/DBO5; ke = 0,08 día-1 y una edad de lodos de 5 días. Encuentre el sustrato efluente para la ecuación de Eckenfelder. Solución Aplicando la Ecuación de Eckenfelder (4.71): KX t d 1 R S0 e S KX t d 1 R 1 R - R e 400e -0,013X 1,25 - 0,25e -0,013X (a) Ahora, aplicando la Ecuación (4.47) se recibe X= θ c Y(S0 - S) Y(S0 S) 10,71(400 S) 1 t d (1 k e θ c ) t d (k e ) θc 248 (b) MODELACIÓN MATEMÁTICA Resolviendo Ecuaciones (a) y (b) se recibe, por tanteo y error: X = 4284 mg/L SSVLM S = 0 mg/L DBO5 Queda claro la gran eficiencia de los reactores flujo pistón. Si se utilizan cualquiera de las otras ecuaciones (Orozco, con KO = 225, McKinney con kL = 250, o Lawrence & McCarty con k=5 y km=50, encontraremos una respuesta similar). 4.4.4 Reactores Completamente Mezclados en Serie A menudo se presenta en la práctica la posibilidad de diseñar varios reactores completamente mezclados en serie. Este caso es interesante desde el punto de vista analítico, pues permite realizar una diferenciación entre los lodos activados con flujo pistón y los LACM. Aunque ya lo habíamos mencionado, no es evidente de los análisis anteriores que, en el caso de conservarse las constantes cinéticas y estequiométricas, el flujo pistón es mucho más eficiente que los LACM, para igualdad de circunstancias. No es este siempre el caso en la práctica, por razones microbiológicas, pues la población bacterial en los LACM es mucho más estable que en el flujo pistón, como lo discutiremos más adelante. Sin embargo vale la pena realizar el ejercicio matemático, que es mucho más claro, al analizar los reactores completamente mezclados en serie. Refiriéndonos a la Figura 4.35, estudiemos, por simplicidad, dos reactores completamente mezclados sin recirculación. Asumamos que ambos reactores tienen el mismo volumen, V/2, y que td=(V/2)/Q0. El volumen total del sistema es V y el tiempo de detención, V/Q0. Figura 4.35. Dos Reactores Completamente Mezclados en Serie 249 BIOINGENIERÍA DE AGUAS RESIDUALES 250 Para el reactor (1) y usando la ecuación de McKinney se tiene: S0 S1 k L S1 t'd (4.81) Despejando S1 se recibe, S1 S0 1 k L t'd (4.82) La Ecuación (4.82) es la misma (4.51). Ahora, tenemos que t’ d = V/2/Q0 = td/2, y se obtiene de Ecuación (4.82): S1 S0 (4.83) t 1 kL d 2 Para el reactor (2), el influente es el efluente del reactor (1), es decir, S1. Aplicando la Ecuación (4.82) con esta condición, el efluente S será entonces, S S1 (4.84) t 1 kL d 2 y reemplazando la Ecuación (4.83) en la (4.84) se recibe: S S0 t 1 k L d 2 (4.85) 2 De aquí se infiere rápidamente que para n reactores en serie (Figura 4.36), de igual volumen V/n, siendo V el volumen total de reactores y td = V/Qo el tiempo de detención total, se tiene un efluente final, 250 MODELACIÓN MATEMÁTICA S S0 t 1 k L d n (4.86) n Figura 4.36. Reactores de LACM en Serie Es claro que n reactores en serie producen, para el mismo td total, un efluente S mucho menor que un solo reactor completamente mezclado, con todas las otras circunstancias iguales. En efecto, para este último caso, el efluente S sería, de Ecuación (4.51): S' S0 1 kLtd (4.87) La relación entre ambos efluentes es, t 1 n kL d 1 kLtd S n t t S' (1 k L d ) n (1 k L d ) n n n (4.88) Cuyo denominador puede desarrollarse del siguiente modo, por el teorema del binomio de Newton: S S' t 1 n k L d n 2 t n(n 1) t 1 n k L d kL d n 2! n (4.89) Es claro que el denominador contiene el numerador en los dos primeros elementos, por lo que. S 1 S' y S<S’ 251 BIOINGENIERÍA DE AGUAS RESIDUALES 252 De este modo, siempre reactores en serie producen un efluente mejor que un solo reactor, para condiciones completamente mezcladas. Analicemos el reactor, sin reciclaje, con flujo pistón de la Figura (4.37), que puede considerarse como una serie infinita de reactores completamente mezclados. En efecto, si tomamos la Ecuación (4.86) y hacemos n igual a infinito, tenemos: S lim n S0 (4.90) t (1 k L d ) n n pero, como sabemos, lim (1 k L n k t td n ) e L d n se recibe de la Ecuación (4.90) S0 S e k Lt d o sea -k t S=S0 e L d (4.91) que es la Ecuación (4.77), o la (4.79) cuando no se considera retorno Figura 4.37: Reactor a Flujo Pistón Es claro del análisis anterior, que se resume en la ecuación (4.91), que el flujo pistón da el máximo de eficiencia posible. En la práctica, como ya lo expresamos, el flujo pistón no se comporta tan eficientemente por razones de tipo microbiológico y de operación, pues 252 MODELACIÓN MATEMÁTICA el ambiente va variando continuamente en el paso del elemento de fluido por el reactor, de modo que la población microbiológica se ve obligada a continuas readaptaciones, perdiendo eficiencia en su funcionamiento metabólico. Pero esto será discutido en otro aparte. Desde el punto de vista analítico, existen dos extremos en los sistemas de tratamiento de lodos activados: los LACM y el flujo pistón. Entre ambos se encuentran todos los otros sistemas, mejorando la eficiencia a medida que el flujo deja de ser completamente mezclado y se convierte en flujo pistón. Para condiciones intermedias de flujo, se puede efectuar el siguiente análisis: 4.4.5 Reactores con Flujo Disperso En general, el elemento de fluido no efectúa el paso por un tanque de aireación alargado en forma de flujo pistón perfecto. Tampoco existe en la práctica un reactor completamente mezclado perfecto. Esto significa que siempre existe una dispersión, que puede ser medida con el factor de dispersión, d. Wehner y Wilhem, encontraron que la expresión para el sustrato efluente de un tanque con dispersión d es: 4a e1/2d S S0 (1 a) 2 e a/2d (1 a) 2 e a/2d (4.92) donde: a = d = D = u = L = k = 1 4ktd D/u.L = Factor de dispersión Coeficiente de dispersión axial, m2/h Velocidad del fluido, m/h Longitud característica, m constante de reacción de 1er orden, h-1 De esta ecuación es posible graficar el valor ktd vs. la relación S/S0. La Figura 4.38 presenta el gráfico en cuestión, el cual tiene como parámetro de variación el factor de dispersión d. Nótese que cuando d = 0 se tienen condiciones flujo pistón, y para d = se tiene completamente mezcladas. Como puede apreciarse son los casos extremos. Una aplicación de esta teoría se verá en el numeral dedicado a la modelación y diseño de lagunas. 253 BIOINGENIERÍA DE AGUAS RESIDUALES 254 Figura 4.38. Valores de ktd vs S/S0 en la Ecuación de Wehner y Wilhelm 4.4.6 Lagunas de Estabilización La modelación de las lagunas se hace considerándolas como reactores completamente mezclados, sin recirculación. Aunque se han intentado aproximaciones, una ecuación similar a la ecuación propuesta por McKinney se ha impuesto, al no tenerse en la práctica herramientas para utilizar ecuaciones más precisas. Esta posición es asumida por Uhlmann (1979), quien ha realizado uno de los estudios más completos sobre lagunas en los últimos tiempos. Entonces, dS K LS dt (4.93) donde: KL = Constante de remoción de primer orden (día-1); generalmente entre 0.25 y 1.0 d-1. Nótese que KL es deferente a la constante de McKinney, kL. o sea, 254 MODELACIÓN MATEMÁTICA S0 S K LS td donde: td = Tiempo de detención (días) de donde se deduce, S S0 1 KLtd (4.94) Es claro que para n lagunas en serie de igual volumen, y con tiempo de detención td/n se recibe, S0 S (4.95) td n ) n Como se aprecia, esta modelación es formalmente idéntica a la Ecuación de McKinney.. La aplicación de las Ecuaciones (4.87) y (4.88) se extiende a las lagunas aireadas aerobias y facultativas, y a estanques aerobios y facultativos. Aunque la modelación puede parecer muy simple, en realidad en la aplicación práctica se ha mostrado muy satisfactoria. Los SSVLM no se consideran, porque en general estos permanecen aproximadamente constantes durante la operación. Los intentos de introducirlos en la cinética para lagunas sólo ha conseguido complicar las cosas sin mejorar los resultados. Consideraciones adicionales se presentarán en el capítulo sobre diseño. Si se considera dispersión en la laguna, entonces se utiliza la teoría con flujo disperso. Veamos un ejemplo. (1 K L Ejemplo 4.8. Aplicación de modelos para lagunas de estabilización Se encontró que para un ARI textil aplica un KL = 0.68 d-1 (Orozco, Contaminación Ambiental, Año 4 No. 7, 1980). Encuentre la DQO efluente, si el influente es de 500 mg/L, para un td de 10 días en: (i) condiciones completamente mezcladas @ 31o C y (ii) con factor de dispersión, d = 2, para 20° C. Solución: (i) S¡ KL = 0.68 d-1 @ 20° C, entonces 255 BIOINGENIERÍA DE AGUAS RESIDUALES 256 KL (31º) = 0.68 x 1.03531-20 = 0.993 d-1 usando θ = 1,035 para corrección de la temperatura en lagunas. Luego, de Ecuación (4.87): S S0 500 45.7 mg/L DQO 1 K L t d 1 0.993 10 (ii) Si suponemos un coeficiente de dispersión d = 2, entonces KLtd = 0.68 x 10 = 6.8 y de la Figura 4.31, para KLtd = 6.8 y d = 2 se tiene, S = 0.09, de donde S=500 x 0.09 = 45 mg/L DQO S0 4.5 NITRIFICACIÓN Y DESNITRIFICACIÓN La teoría que hemos visto hasta ahora aplica a la Materia Orgánica Carbonácea, es decir a Carbohidratos. Ya hemos visto que existe un proceso de nitrificación, en el cual el nitrógeno orgánico y el amoniacal, se convierten en NO3+2 de acuerdo con las siguientes ecuaciones: Nitrosomonas 2NH4 3O2 2NO2 2H2 O 4H Nitrobacteriass 2NO2 O 2 2NO3 Este proceso será estudiado con más detalle en otro capítulo. En general, es conveniente oxidar el N-NH4 a N-NO3 con el fin de evitar en la descarga la DBO nitrogenada, DBON, que también consume el oxígeno de las masas de agua receptoras. Las conversiones de las reacciones anteriores se han encontrado que se ajustan a la ecuación de Monod de manera casi perfecta, tanto en la fase de las Nitrosomonas como de las Nitrobacterias. es decir, μ μ̂ S K S (4.96) donde: μ̂ =Tasa de crecimiento de los microorganismos (d-1) 256 MODELACIÓN MATEMÁTICA μ = Tasa máxima tasa de crecimiento de μ (d-1) K = Constante de saturación, para μ0 = μ̂ /2 (mg/L N) S = Sustrato (mg/L N) Como se ha encontrado que la reacción de NH4 a NO2- es mucho más lenta que la ocasionada por las Nitrobacterias para convertir NO2- en NO3- entonces, para diseño de los sistemas de nitrificación se emplea sólo la reacción del N-NH4+, que se representa del siguiente modo: μN μ̂ N N KN N (4.97) donde: μN = μ para Nitrosomonas (d-1) μ̂ N = Máximo μ (d-1) N = Concentración de N-NH4 (mg/L) La tasa de remoción de N-NH4+, qN se ha mostrado que obedece a la siguiente relación: qN μN N q̂ N YN KN N (4.98) donde: q̂ N = q N máximo ( gN-NH4+/ gSSV.d) YN = Coeficiente de producción (g SSV (Nitrosomonas) / g NNH4+) Valores típicos de las constantes se dan en la Tabla 4.2. Ahí también se presentan las constantes para la cinética de la desnitrificación, que ocurre según las reacciones, 6NO3 2CH 3OH 6NO2 2CO 2 4H2 O 6NO2 3CH 3OH 3N2 3CO 2 3H2 O 60H 257 BIOINGENIERÍA DE AGUAS RESIDUALES 258 donde el metanol, CH3OH, es la fuente de materia orgánica carbonácea. La cinética de la desnitrificación se representa como, μD μ̂ D D KD D (4.99) donde: μ D = μ N para N-NO3- mg/L) Kd = KN para N-NO3- (mg/L) D = Concentración de N-NO3- (mg/L) La desnitrificación se mide, pues, en términos del NO3- que desaparece. Estas ecuaciones son aplicables en condiciones completamente mezcladas. Para sistemas de tratamiento diferente, debe emplearse los métodos de modelación que hemos estudiado en los numerales anteriores. La nitrificación se halla además afectada por el oxigeno disuelto, el pH y la temperatura, de una manera que se estudiará en detalle en et capítulo correspondiente al diseño de los procesos. Tabla 4.2: Coeficientes cinéticos y estequiométricos de la nitrificacióndesnitrificación UN KN YN ke d-1 mg/L g SSV g NH4 N d-1 Nitrosomonas (puras) 0,48 0,5 - 1,0 - - Nitrosomonas (LA) 0,71 0,405 0,15 0,03 - 0,08 0,6 0,02 Tipo de Bacteria Desnitrificación 258 MODELACIÓN MATEMÁTICA 4.6 TRATAMIENTO CON LECHO FIJO Como habíamos visto en el capítulo anterior, el tratamiento en reactores con lecho fijo es efectuado por la biomasa adherida a un medio sólido, que puede ser grava o material sintético. Tanto el sustrato como el oxígeno se difunden a través del filme biológico para reaccionar y producir la biomasa adicional. Los tipos de reactores de medio fijo más comunes son los filtros biológicos o percoladores y los biodiscos. Los filtros percoladores consisten en un lecho de rocas, estructuras plásticas empacadas o incluso medio plástico suspendido en forma de cinta. El parámetro de importancia es el área neta, a, en m2 disponibles para el crecimiento de microorganismos por m3 de medio filtrante, m2/m3. El agua se distribuye por la parte superior y se deja fluir o percolar hacia abajo, a través del lecho. El aire se suministra por la parte inferior del filtro. Los biodiscos consisten en una serie de discos (o cualquier estructura rotatoria) espaciados entre sí, y unidos a un eje central. En los discos crece la capa biológica, la cual va parcialmente inmersa (con los discos). Los discos giran lentamente de modo que la parte exterior se airea mientras la parte sumergida reacciona con el sustrato. El líquido fluye generalmente perpendicular al eje, aunque a veces lo hace perpendicularmente a él, en un tanque que contiene el agua residual (Ver Figura 4.39). Figura 4.39. Esquema de Reactor de Biodisco La modelación matemática de los reactores con lecho fijo es diferente a la que hemos presentado para medio suspendido, pero los principios metabólicos que tienen que ver con el tratamiento son exactamente iguales. La diferencia consiste principalmente en que en 259 BIOINGENIERÍA DE AGUAS RESIDUALES 260 el tratamiento en medio fijo no se pueden medir directamente los mismos parámetros que se miden en los reactores en medio suspendidos, como por ejemplo la biomasa, que en este caso está adherida e inmersa bajo un medio filtrante que la convierte en inaccesible. .Es por ello que antes se preferían parámetros empíricos para el diseño de estos sistemas. Aquí presentaremos los métodos de modelación matemática que permiten trabajar con parámetros medibles en este tipo de proceso, como la carga hidráulica, qa, en L/s por m2 de área filtrante. 4.6.1 Filtros Percoladores Existen algunos modelos empíricos propuestos para simular el filtro percolador. Aquí no nos ocuparemos de ellos, sino más bien en los capítulos correspondientes a Diseño. La modelación matemática es como sigue (Figura 4.40): No hay limitación de difusión en el biofilme Asumamos que el sustrato influente se mezcla con el agua de recirculación y entra al filtro por encima, y que además no hay limitaciones de difusión del sustrato dentro de la biopelícula. El descenso se puede aproximar a una lámina de sustrato que fluye al mismo tiempo a través del filtro, muy similar a como ocurre el avance de un elemento de fluido en un reactor de flujo pistón. Entonces, para el elemento diferencial dz, se tiene, para condiciones estables: QS -Q (S+dS) – U dMb = 0 Donde: 3 dMb = Peso (g) de biomasa en el elemento de volumen, dV = AT dz (m ). Q = (Q0 + Qr) Ahora, tenemos que: dMb = a δ Xb AT dz (4.100) donde: a = Área neta, m2/m3 δ = Espesor del filme activo, m 260 MODELACIÓN MATEMÁTICA Xb = Masa activa fija por unidad de volumen de filme, g/m 3 de biomasa AT = Área transversal del filtro, m2 Figura 4.40. Esquema de un Filtro Percolador Nótese que UdMb ~ UXdV en el Flujo Pistón de reactores en medio suspendido. Entonces se recibe que U a δX b A T dS dz Q (4.101) o sea S Se dS U a δX b A T Q hT dz (4.102) 0 Si hacemos U = KS, se recibe que ln S KaA T δX b h T Se Q (4.103) o sea S Se e KaATδX b h T /Q (4.104) 261 BIOINGENIERÍA DE AGUAS RESIDUALES 262 Como AT.hT = V = Volumen del filtro, se tiene que AT h T V Tiempo medio de paso a través del filtro, o Q Q sea, de Ecuación (4.104) t S Se e K(aδ X b )t (4.105) En general, δ y Xb son difíciles de medir. Para simplificar entonces, Eckenfelder propone introducir el parámetro de carga hidráulica, qa y una constante especial, Kh: q a y (1 R)Q Carga hidráulica (L/s/m2) A Kh = (Ka δ)Xb qan-1 o sea, K h h T /q an S S e e K y n = Constantes que dependen del material filtrante. Para hallar las constantes, n y (4.106) en, ln K h S h nT Se qa Kh, (4.106) convertimos la Ecuación (4.107) Entonces se hace un gráfico de: ln( S ) 100% vs. z Se (4.108) para z = Profundidades del filtro, entre 0 y hT. Para diferentes qa, nos da una serie de pendientes m = -Kh/qan. Ahora, como ln (-m) = ln (Kh) – n ln (qa) (4.109) es obvio que la gráfica en papel doblemente logarítmico de (-m) vs. qa 262 MODELACIÓN MATEMÁTICA nos permite hallar Kh y n para el material que se esté usando, siendo n la pendiente obtenida y Kh el valor de m cuando qa = 1.0. Si se considera una recirculación, R = Qr/Q0, es decir, Qr = RQ0, la Ecuación (4.106) puede convertirse, a similitud de las Ecuaciones (4.78) y (4.80), en la siguiente expresión: K h h T qn a S0 e S K h h T qn a 1 R - R e (4.110) Una utilización de los procedimientos anteriores se verá en el Ejemplo 4.9. Limitación de difusión en el biofilme Por otra parte, si hay limitaciones de Difusión del sustrato en el biofilme, las condiciones de equilibrio se alcanzan cuando la remoción de sustrato y la difusión se equilibran, es decir: De con d 2S UM b KSM b dy 2 (4.112) De: difusividad efectiva, m2/d y: espesor de biofilme. Las condiciones límite son: S = S0 para y = 0; dS/dy = 0 para y = δ. La parte izquierda de la Ecuación (4.112) es la Ley de Fick para difusión en un filme plano, como el de los filtros percoladores (ver Figura 2.12). La solución de la Ecuación (4.112) para la variación de S con la profundidad de biofilme, generada por el programa de álgebra simbólica Matemática de Wolfram Research es como sigue: 263 BIOINGENIERÍA DE AGUAS RESIDUALES 264 S S0 e KM KM b b 2δ 2 y b De De y e e De KM b 2δ De 1 e KM (4.113) Siendo K y Mb constantes en condiciones estables de tratamiento, la Ecuación (4.113) se convierte en una ecuación del tipo: S S0 Ae KM De by KM Be De by Vale anotar que la expresión anterior es válida para la variación del sustrato hacia dentro del filme. Una vez alcanzado el equilibrio, cada punto z de la altura del filtro tiene un sustrato Si dado que irá variando a medida que percola hacia abajo en el filtro. Es así que el balance de masas que se debe plantear es entre el sustrato que fluye percolando, (-QdS), y el sustrato que se difunde dentro del filme, Ns (mg DQO/m2 de filme), como sigue: dS NsAs = -Ds = ηUδ dy y δ De modo que la ecuación final que aplica es muy similar a las ecuaciones (4.106) y (4.110) con la constante Kh asumiendo cualquier diferencia por efecto de limitaciones en la difusión. Una ecuación general propuesta en Shuler y Kargi, teniendo en cuenta las limitaciones de difusión, es como sigue: 264 MODELACIÓN MATEMÁTICA S S0 k δah η 0 T e k sq a S0 K' h T η h e qa (4.114) La similitud con la Ecuación (4.106) es evidente. El factor de efectividad, η, se define como la relación entre las tasas de remoción de sustrato con y sin limitaciones de difusión. Si η = 1 no hay limitaciones de difusión de sustrato. Si η<1, hay limitaciones de difusión de sustrato. Para un análisis de la limitación de difusión en biofilmes véase Pavlostathis y Giraldo, 1991. Ejemplo 4.9. Utilización de modelos para filtros biológicos Un experimento piloto con un lecho sintético especia! para filtros biológicos, dio los resultados presentados en la siguiente tabla: FRACCIÓN DE SUSTRATO REMANENTE (S/S0) Profundidad, m qa=0.08 L/s m2 qa=0.15 L/s m2 qa=0.20 L/s m2 1.0 49.4 54.60 60.30 2.0 36.6 42.50 49.40 3.0 27.1 34.12 40.85 4.0. 20.1 27.40 33.11 Obtenga Kh y n para dicho medio, y con los resultados calcule el efluente de un filtro biológico con dicho material. S0 = 200 mg/L, hT = 10 m y qa = 0.10 L/s/m2. Asuma R = 80%. Solución: (i) Cálculo de Kh y n. De ecuación (4.108) procedemos a graficar In S/S0 vs. z, de datos de la siguiente tabla: 265 BIOINGENIERÍA DE AGUAS RESIDUALES 266 ln(S/S0) z(m) qa = 0.08 qa = 0.15 qa = 0.20 1,0 3.90 4.00 4.10 2,0 3.60 3,75 3,90 3,0 2.0 3.30 3.60 3.53 3.75 3.71 3.90 4,0 3.00 3.31 3.50 3.90 Encontramos de Figura (4.41): qa = 0,08 m3 = -0,30 qa = 0,15 m2 = -0,23 qa = 0,20 m1 = -0,20 Luego graficamos ln (m = -Kh/qan) vs. ln (qa), según la tabla: ln(-m) ln qa - 1,11 - 2,53 - 1,47 - 1,89 - 1,61 - 1,61 Se obtiene (Figura 4.42) que Kh = 0,08 y n = 0,57. (ii) Ahora, si R = 0.80, tenemos que: Se Q 0S0 Q r S So RS Q0 Qr 1 R o sea 266 MODELACIÓN MATEMÁTICA Se 200 0,8 S 1 0,8 y de Ecuación (4.106): S 200 0,8 S 0,08 10 /(0.10) 0.57 e 1,8 S 200 0,8 S 0,051 1,8 S = 5,8 mg/L O directamente de Ecuación (4.110): S 200e 0.08 10 /(0,10) 0.57 1 0,8 e 0.08 10 /(0,10) 0.57 5.8 mg/L Figura 4.41. Gráfico de Ln(S/S0) x100 vs z 267 BIOINGENIERÍA DE AGUAS RESIDUALES 268 n Figura 4.42: Gráfico de ln(-Kh/qa ) vs. ln qa 4.6.2 Biodiscos o Contactores Biológicos Rotatorios La modelación matemática de un reactor de bio-discos, como se entenderá, se puede aproximar a las LACM, Figura 4.43: Esquema de n Reactores de Biodiscos utilizando el área de contacto como parámetro. Si los bio-discos se implementan por etapas sucesivas, entonces funcionarán como reactores en serie, aproximándose al funcionamiento de reactores con flujo 268 MODELACIÓN MATEMÁTICA pistón. Se puede usar la cinética de Eckenfelder para deducir las ecuaciones, sin recirculación, que definen el proceso, del siguiente modo (Figura 4.42), para el primer tanque: Q0S0 - Q0S1 – UMb = 0 (4.115) Mb = Masa activa en el bio-disco Haciendo: Mb = a V δ Xb y U = KS1 donde: a = Área de bio-filme por unidad de volumen de líquido V = Volumen de líquido en cada reactor δ = Espesor de bio-filme Xb = SSV por unidad de volumen de bio-filme activo (g/m3) K = Tasa de remoción (m3 / g.d) Luego podemos proponer que, S 0 S1 UaVδa Q0 b o sea, S0 S1 kaδa bS1 (4.116) t'd siendo t’d el tiempo de detención de cada reactor (nt’d = tiempo de detención total, td. Y haciendo, P = K V δ Xb = K Mb a donde: Mb = Masa de bio-filme por unidad de área de biofilme por a unidad de volumen (g/m2/m3) se recibe: 269 BIOINGENIERÍA DE AGUAS RESIDUALES 270 S0 S PaS1 td o S1 (4.117) S0 1 Pat'd (4.118) Para el n-ésimo reactor, S S0 (4.119) t (1 Pa d ) n n Es claro que si tenemos flujo pistón en los bio-discos la ecuación (4.115) se convierte (para n→∞) en, S = S0 e-Pa.td (4.120) Para calcular P, se grafica, en un ensayo piloto S0 S vs. S td Siendo a área de discos volumende líquido La pendiente nos da P, que se conoce como la constante de capacidad del área, dada en m/d. Finalmente es posible también considerar efectos de limitaciones de difusión en la biopelícula, pero el resultado final son fórmulas similares a las ecuaciones presentadas arriba., tal como sucede con los filtros percoladores. 4.6 TRATAMIENTO ANAEROBIO En el Capítulo 3 se desarrolla la teoría de la Digestión Anaerobio. Como se puede apreciar, la Cinética y la Estequiometría que aplican puede ser más complicada, debido a que en ellas intervienen diferentes clases de 270 MODELACIÓN MATEMÁTICA microorganismos, que deben actuar en forma sincronizada para que el proceso anaerobio tenga lugar. El sistema de tratamiento anaerobio más popular en la actualidad es el conocido como UASB (por “Upflow Anaerobic Sludge Blanket”) que es un sistema que opera en condiciones completamente mezcladas. Un diagrama de un reactor UASB se puede observar en la Figura 4.44. Se trata, como puede apreciarse en la figura, de un reactor que tiene los lodos anaerobios asentados, pero que debido a la producción de gas se mantiene mezcla completa en el AR. En la parte superior se encuentran uno dispositivo conocido, como SEPARADOR-GAS-SÓLIDOLÍQUIDO, SGSL, que cumple la función de separar las burbujas de gas que arrastran los flóculos o gránulos de biomasa, del flujo del líquido, minimizando la pérdida de biomasa. Para que el tratamiento pueda proceder adecuadamente, es necesario que las bacterias (los cinco tipos de bacterias necesarios para la Digestión Anaerobia se agrupen en forma compacta, bien sea en un flóculo o gránulo como se aprecia en la Figura 4.45. En la Figura 4.45 observamos la necesidad de difusión de los sustratos y los sub-productos dentro del flóculo de modo que vemos que la limitación por difusión es un aspecto que se debe considerar en el análisis del Tratamiento Anaerobio de las Aguas Residuales. Además con tres capas de asociaciones bacterianas, debe haber tres cinéticas en acción, gobernando la reacción total la más lenta, como hemos visto en otra parte. La ecuación de transferencia de masa para difusión en gránulos, de acuerdo a la Segunda Ley de Fick, al igualar la transferencia con la remoción de sustrato, es como sigue: d 2S 2 dS k 0 S/X D e 2 k LS r dr k m S/X dr (4.121) La difusión ocurre hacia el interior del gránulo, donde r es el radio, y la Ecuación de Orozco de remoción de sustrato se aproxima a la McKinney. 271 BIOINGENIERÍA DE AGUAS RESIDUALES 272 Figura 4.44: Esquema de un reactor UASB Figura 4.45: Agrupación de las bacterias anaerobias en el gránulo. 272 MODELACIÓN MATEMÁTICA Esta ecuación se puede resolver numéricamente. Sin embargo, es claro que el resultado puede ser asimilado aplicando el factor de efectividad (η) como se explicó en el aparte sobre filtros percoladores. En realidad, los reactores anaerobios como el UASB, tampoco se pueden modelar a partir de la medición de la biomasa, pues esta no solo es variable con la profundidad, sino que es difícil de medir confiablemente, pues aunque el régimen hidráulico es completamente mezclado para el agua, no lo es para la biomasa que permanece más densa hacia el fondo con concentraciones de hasta 100.000 mg/L SSV que van disminuyendo hacia la superficie hasta concentraciones de 30.000 mg/L en la superficie superior. Para modelar los reactores anaerobios es mejor suponer un η = 1, y medir parámetros más definidos para el proceso. La aproximación más común es a través de la Carga Volumétrica, Lv = S0Q/X.V = S0/X.td y por eficiencia. La aproximación a la modelación de los reactores UASB ha sido completamente empírica y consiste en determinar la Eficiencia de Remoción, E = (S0-S)/S0 x 100% vs. Lv. Esta relación se comporta empíricamente de la manera que se aprecia en la Figura 4.46. Figura 4.46: Variación de la Eficiencia con la Carga Volumétrica. Eficiencia en tratamiento anaerobio Es claro de análisis anteriores que el flujo pistón da el máximo de eficiencia posible. En la práctica, el flujo pistón no se comporta tan 273 BIOINGENIERÍA DE AGUAS RESIDUALES 274 eficientemente por razones de tipo microbiológico y de operación, pues el ambiente va variando continuamente en el paso del elemento de fluido por el reactor, de modo que la población microbiológica se ve obligada a continuas readaptaciones, perdiendo eficiencia en su funcionamiento metabólico. Se puede calcular la eficiencia (E) con la ecuación: E = (S0-S)/S0 (4.122) Para tratamiento anaerobio, es decir en condiciones ELEA (1/ θc → 0), con los coeficientes de la Tabla 3.4 se puede calcular KO: kY - k e KO(25oC) = KcY (4.123) -1 2,5x0,08- 0,03 53 d KO(25ºC) = 0,04x0,08 Que puede ser corregida para le temperatura por la Ecuación 2.5b. Ahora, en el tratamiento anaerobio el parámetro de diseño empírico más utilizado es la carga volumétrica (Lv): Lv = S0/td (4.124) De donde se deduce que td = S0/Lv= 0,5/Lv, pues para ARD la DQO es 500 mg DQO/L (ver Tabla 1.3) o 0,5 kgDQO/m3. Para reactores completamente mezclados aplica la Ecuación 4.62a, y en tal caso la Ecuación 2.38, con las Ecuaciones 4.122, 4.122 y 4.123 se convierte en: 274 MODELACIÓN MATEMÁTICA E = Emax (26,5/(26,5 + Lv)) (4.125) Donde Emax es la eficiencia máxima posible en el tratamiento anaerobio, a saber 90% (0,9). Ver Figura 4.47 para observar su comportamiento. Para reactores a flujo pistón aplica la Ecuación 4.77, y con las Ecuaciones 4.122, 4.123 y 4.124 se convierte en: E = Emax (1-e-26,5/Lv) (4.126) Ver la Figura 4.48 para observar el comportamiento, que es muy común en reactores UASB, según se muestra en la Figura 4.46. Esto sugiere fuertemente que el UASB se comporta como un reactor a pistón. Como el funcionamiento de un UASB tiene como objeto mantener la concentración de biomasa tan alta como sea posible, minimizando la descarga de lodos, es viable analizar los sistemas UASB como si estuvieran en condiciones ELEA. Una forma de hacerlo para una biomasa promedio en un UASB, X = 40.000 mg/L es a partir de la Ecuación (4.62a). Si tomamos valores típicos de la Digestión Anaerobia (ver Tabla 3.3, último renglón) de YA, µmA, keA y kmA (0,08; 2,0; 0,01 y 150) podemos calcular las siguientes constantes: (i) kA = µmA/YA = 2,0/0,08 = 25;(ii) kcA ≈ kmA/X = 150/40000 = 0,00375. Ahora, de la Ecuación (4.62a) tenemos que KO = [(25 x 0,08)-0,01]/(0,00375 x 0,08) ≈ 6500, y si tomamos para ARD valores típicos de S0 = 400 mg/L DQO, y, se recibe de esta ecuación: Lv S0 400 1 X t d 40000 t d 100 t d (4.122) Por otra parte, suponiendo condiciones ELEA y utilizando la Ecuación (4.62a) se tiene: S S S 1 1 1 E 0 1 1 1 1 S0 S0 1 KOtd 1 6650(t d /24) 1 677t d 275 BIOINGENIERÍA DE AGUAS RESIDUALES 276 Figura 4.47: Variación de la eficiencia con la carga volumétrica régimen completamente mezclado 90 85 Eficiencia 80 75 70 65 0 2 4 6 Lv k g DQ O m 3 . d 8 10 Figura 4.48: Variación de la eficiencia con la carga volumétrica con flujo pistón 90 Eficiencia 85 80 75 70 0 2 4 Lv 6 8 k g DQ O m 3 . d Utilizando la Ecuación (4.122) se recibe entonces: 276 10 MODELACIÓN MATEMÁTICA E 1 1 6,77 6,77 6,77 L v 1 Lv (4.123) Esta ecuación se puede generalizar como sigue: E KA KA Lv (4.124) con KA = Constante de Remoción Anaerobia, d-1 La Ecuación (4.123) se comporta como el complemento de la ecuación empírica de la Figura 4.46, por lo que es solo una tosca aproximación. 277 BIOINGENIERÍA DE AGUAS RESIDUALES 278 REFERENCIAS [1] CLARK, J.M., E.M. 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McCARTY, "Chemistry for Sanitary Engineers", McGraw Hill Book Co., NewYork (1967). [17] SCHROEDER, D., "Water & Wastewater Engineering", McGraw Hill Book Co., New York (1977). [18] SHULER, L. Y F. KARGI, “Bioprocess Engineering”, Prentice Hall International Series, New Jersey (1992). [19] SUNDSTROM, D.W. AND H.E. KLEI, "Wastewater Treatment", Prentice Hall, Inc, Englewood Cliffs, N.J. (1979). [20] UHLMANN, D., "BOD Removal Rates of Waste Stabilization Ponds as Function of Loading, Retention Time, Temperature and Hydraulic Flow Pattern", Water Research, Vol, 13, No. 2, (1979). [21] LIBHABER, M AND OROZCO-JARAMILLO, A, "Sustainable treatment and reuse of municipal wastewater", IWA Publishing, London, United Kingdom, 2012. 279 PARTE 2: DISEÑO 5. DESCRIPCIÓN GENERAL DEL TRATAMIENTO DE AGUAS RESIDUALES 5.1 ESQUEMA GENERAL DEL TRATAMIENTO En este capítulo iniciamos la parte correspondiente a Diseño, con un tratamiento de los temas teóricos y de modelación expuestos en los capítulos anteriores mucho más práctico. Como se trata de que la parte de Diseño sea auto-contenida, se repetirán algunos conceptos pero desde un punto de vista eminentemente práctico. El Tratamiento de las Aguas Residuales, TAR, en la actualidad tiene un esquema como sigue: pretratamiento tratamiento grueso tratamiento fino manejo de lodos manejo de gases. El pretratamiento tratamiento grueso tratamiento fino puede considerarse como el ciclo del agua, es decir el que efectúa el tratamiento de las aguas residuales. Por otra parte, el manejo de lodos y el manejo de gases pueden considerarse como ciclos diferentes al del agua, pues no son otra cosa que el manejo de los subproductos del tratamiento de las aguas. El manejo de los lodos consiste en 283 BIONGENIERÍA DE AGUAS RESIDUALES espesamiento digestión deshidratación disposición final, mientras el manejo de gases difiere, dependiendo de sí el TAR (Tratamiento de las Aguas Residuales) es aerobio ó anaerobio. En el primer caso, el único gas que se maneja es el aire (y en algunos caso el oxígeno), mientras en el segundo existen dos corrientes de gases: (i) los gases superficiales, que son una mezcla de aire y gas sulfhídrico, y (ii) el biogas, que es una mezcla de metano, gas carbónico y gas sulfhídrico. En el caso (i) el tratamiento consiste en recolección oxidación de sulfuros, y en el caso (ii) el tratamiento consiste en recolección limpieza almacenamiento quemado. La Figura 5.1 sumariza un esquema general de tratamiento que incluye las tres corrientes o ciclos de fluidos (los lodos pueden considerarse un fluido hasta antes de la deshidratación, pues están altamente diluidos en el agua residual) para una PTAR (Planta de TAR) , e incluye además tratamiento biológico grueso y fino. Sin embargo, esta generalización (que dicho sea de paso es un flujograma de un caso real, trabajado por el autor) puede confundir al lector, por lo que trataremos de simplificarlo en los numerales subsiguientes. La costumbre en la Ingeniería de Tratamiento de las AR es la de dividir el tratamiento en preliminar primario secundario terciario avanzado. Esta práctica se refiere principalmente al grado de tratamiento obtenido, considerándose preliminar el tratamiento preparatorio, primario el tratamiento con reducciones de DBO hasta el 50%, y el secundario cuando la eficiencia supera el 80% de remoción de DBO. El tratamiento terciario se refiere a la remoción de Nitrógeno y Fósforo, y el avanzado se refiere a la eliminación de sustancias de interés sanitario. Esta división del tratamiento a menudo trae confusiones, pues a veces es necesario hablar de tratamiento “primario avanzado” (por ejemplo si se remueve el 70% de DBO). En este libro se efectúa una división más natural del TAR, lo que permite clasificar el tratamiento más por la naturaleza del mismo que por el grado de tratamiento. Así se llamará pretratamiento a los procesos preparatorios del AR para recibir tratamiento biológico, tales como 284 DESCRIPCIÓN GENERAL DEL TRATAMIENTO DE AGUAS RESIDUALES cribado, neutralización, igualación, etc., incluida la llamada sedimentación primaria. Llamaremos tratamiento grueso al tratamiento biológico que no supere el 80% de remoción de DBO, y tratamiento fino al tratamiento biológico entre el 80 y 99% de remoción de DBO. El tratamiento grueso y el tratamiento fino requieren de procesos distintos (si se atiende a los dictados de la sencillez y economía). El manejo de lodos y el manejo de gases, como se mencionó, se tomarán como ciclos diferentes, lo que de todos modos es la práctica usual. Figura 5.1: Flujograma general de un sistema de una PTAR 285 BIONGENIERÍA DE AGUAS RESIDUALES A continuación daremos una breve descripción de los tratamientos para cada ciclo o corriente de fluidos, pero se va a dividir el tratamiento en aerobio y anaerobio, con sus aplicaciones como tratamiento grueso y/o tratamiento fino. Ambos sistemas, sujetos en la actualidad a una intensa discusión comparativa, innecesaria en la medida que cada cuál tiene aplicaciones diferentes, como se verá a lo largo del libro, tienen a su vez necesidades de pretratamiento diferentes, por lo que conviene presentarlos separados para una mayor claridad. Así mismo, en cada caso es conveniente efectuar una distinción entre el tratamiento de AR domésticas, ARD, y AR industriales, ARI, pues el pretratamiento de las ARI es casi siempre más complicado, sea el tratamiento biológico (grueso ó fino) aerobio ó anaerobio. Aunque en la Figura 5.1 se presenta un esquema general lo más amplio posible, con el objeto de no confundir las cosas, se presentarán esquemas de los cuatro casos básicos, a saber: TARD aerobio, TARI aerobio, TARD anaerobio y TARI anaerobio. 5.2 TRATAMIENTO AEROBIO El TAR aerobio, también conocido como tratamiento convencional, se suele dividir en dos grupos: (i) tratamientos en medio suspendido, tales como los lodos activados, los zanjones de oxidación, y por extensión, las lagunas de estabilización, y (ii) tratamientos en medio fijo tales como los filtros biológicos ó percoladores, y los biodiscos. Como se vio en los capítulos de Teoría anteriores, el tratamiento biológico de las AR es en síntesis una bioconversión, es decir un proceso mediante el cuál se efectúa una conversión, con agentes biológicos, de un sustrato en unos productos. En el caso aerobio, el agente biológico es la biomasa (los microorganismos aerobios que actúan sobre el sustrato), el sustrato es el AR, y representa la comida de los microorganismos, y los productos son más microorganismos (X), y además CO2 y H2O. Esta bioconversión de un sustrato altamente energético como es el AR, en biomasa, implica un pago de entropía que en este caso particular se mide en Oxígeno consumido, O2, equilibrando de este modo el balance energético entre el sustrato y los productos, de acuerdo a la siguiente ecuación, presentada en Capitulo 2: 286 DESCRIPCIÓN GENERAL DEL TRATAMIENTO DE AGUAS RESIDUALES S = O2 + 1,42 X (5.1) dónde, S : sustrato removido, en DQO, mg/L. O2: oxígeno consumido, en O2, mg/L. X : biomasa producida, en SSV, mg/L. El factor 1,42 es para cambiar las unidades de SSV en unidades de O2. La Ecuación (5.1) implica que la energía contenida en el sustrato removido se convierte en biomasa con un gasto energético equivalente al O2 consumido. Esquemáticamente se puede apreciar lo anterior en la Figura 5.2. Una explicación amplia de la Ecuación (5.1) puede encontrarse en el Capítulo 2. Esta ecuación es a su vez la base principal para entender el tratamiento biológico de las AR, y se convierte en una de las ecuaciones básicas de diseño, como veremos en el próximo capítulo. Figura 5.2: Esquema que representa ecuación (5.1) 287 BIONGENIERÍA DE AGUAS RESIDUALES Por supuesto que el CO2 y el H2O no contienen energía, y por tanto no entran en la ecuación de balance de energía, pero si tendrían que entrar en una ecuación estequiométrica (de balance de masas), como: CxHyOz + n O2 m C5H7NO2 + r CO2 + w H2O DBO biomasa con, CxHyOz : “fórmula” de las AR con una DBO. C5H7NO2: “fórmula” de la biomasa aerobia. n, m, r, w : coeficientes estequiométricos. 5.2.1 Aguas Residuales Domésticas El caso más sencillo de tratamiento, es el tratamiento aerobio de las ARD. Las ARD, son por antonomasia, las aguas que más fácilmente se pueden tratar, dadas las siguientes condiciones, prácticamente universales: (i) baja concentración de DBO5, entre 200 y 400 mg/L ; (ii) contenido suficientes de los nutrientes para el crecimiento biológico : Nitrógeno y Fósforo ; (iii) pH neutro, alrededor de 7,0, además con gran capacidad buffer es decir, difícilmente variable; y (iv) caudales con variaciones menores, salvo en el caso de comunidades muy pequeñas. La Figura 5.3 muestra un diagrama de flujo de un TARD. Aquí, la homogenización-igualación es necesaria cuando las comunidades son pequeñas, es decir las variaciones horarias de flujo son grandes debido a que los consumos picos se presentan a las mismas horas. En comunidades de más de 500 habitantes, existe suficiente dispersión de los consumos para minimizar los picos, que pueden ser absorbidos por el reactor aerobio. Refiriéndonos a la figura, el tratamiento de las ARD consta de los siguientes procesos: 1. Vertedero de excesos: siempre. Es muy raro el caso en el cuál no hay Aguas Residuales Combinadas, es decir, una mezcla de 288 DESCRIPCIÓN GENERAL DEL TRATAMIENTO DE AGUAS RESIDUALES las ARD y las Aguas Lluvias, ALL. Si no se dispone de reservorios para las ALL, éstas deben ser eliminadas a través de vertederos de excesos, los cuáles deben comunicar con el by-pass de la planta, directo a la descarga. Figura 5.2: Esquema general de PTAR de aguas residuales domésticas Aerobia 2. Cribado: para remover los sólidos gruesos. Debe ser de fácil limpieza. 3. Desarenador: para remover arenas y sólidos pesados. Debe ser doble, para limpiar uno y el otro pueda continuar con la operación. 4. Medidor de Flujo: puede ser una canaleta Parshall. 5. Igualación: sólo en casos específicos, cuándo se utiliza plantas con reactores de bajo tiempo de detención (4 horas) y poblaciones pequeñas (<500 hab). Aquí se efectúa también la homogeneización de las ARD, y su acidificación, así sea parcial. El objetivo es igualar los flujos en lo posible, así como las concentraciones de DBO. También se utiliza para solubilizar la materia orgánica particulada, cuando el tiempo de transporte del ARD a la planta es muy corto. 289 BIONGENIERÍA DE AGUAS RESIDUALES 6. Sedimentador Primario: se utiliza solo para lodos activados convencionales, filtros percoladores y biodiscos. No se utilizan para aireación extendida, lagunas de estabilización ni, en general, para procesos en medio suspendido con edades de lodos mayores de 15 días. La materia orgánica particulada pasa derecho en reactores con medio fijo, pues el tiempo de detención es muy corto, y las velocidades altas. En lodos activados convencionales tampoco se debe lanzar la materia orgánica sólida, pues no hay tiempo suficiente para su solubilización con edades de lodos bajas. La materia orgánica removida en la sedimentación primaria está “cruda”, es decir sin transformarse ni licuarse. Cuando se sedimenta puede compactarse hasta el 5 % y debe sufrir un proceso de espesamiento, solubilización, digestión, estabilización y deshidratación antes de disponerse en forma definitiva como Residuo Sólido, RS. A veces se juntan con los lodos secundarios que se componen de biomasa, para que ésta haga el trabajo de solubilización y descomposición, y en definitiva de biotransformación de la materia orgánica particulada en materia orgánica soluble y finalmente en biomasa (que son los lodos secundarios). 7. Reactor Biológico: como se mencionó antes, aquí se lleva a cabo la biotransformación antes explicada. Los reactores pueden ser en medio fijo y en medio suspendido. Para una ampliación de los tipos de reactores véase los Capítulos 2,3 y 4. 8. Sedimentador secundario: separa el agua “limpia” de la biomasa producida en el proceso. Esta biomasa compone los lodos secundarios, puede compactarse al 3 % y debe espesarse, digerirse, estabilizarse y deshidratarse para su disposición final. La digestión consiste en consumirse a sí misma, es decir la propia biomasa es el alimento de ella misma hasta que se consume y se estabiliza. 9. Desinfección: cuando se requiere de un control de microorganismos patógenos, medidos como NMP/100mL de BColi, es necesaria la desinfección. Puede ser efectuada mediante varios procesos, pero el más común es la Cloración. Ésta puede ser realizada con la aplicación de Cloro líquido ó gaseoso, y para el control de Trihalomentanos, THM, cuándo se requiera (es decir cuando se va a usar el AR tratada para consumo humano) se debe efectuar al “punto de quiebre”. La desinfección para su efectividad requiere de un tanque de 290 DESCRIPCIÓN GENERAL DEL TRATAMIENTO DE AGUAS RESIDUALES contacto, de por lo menos 15 minutos de tiempo de detención, td, y a menudo se diseña como flujo pistón. 5.2.2 Aguas Residuales Industriales Las ARI requieren todos los procesos mencionados para las ARD, y otros adicionales, sobretodo en el pretratamiento, como veremos a continuación. No ampliaremos la explicación para los procesos y presentados. El flujograma de la Figura 5.4 resume el tratamiento, como sigue: 1. Vertedero de excesos: siempre. El by-pass de la planta va directo a la descarga. Sin embargo se debe efectuar una separación de AR previa al tratamiento, dividiéndola en cuatro corrientes, cuando sea el caso: (i) Aguas Lluvias; (ii) Aguas Residuales Domésticas; (iii) Aguas Residuales Industriales. A menudo se combinan con las ARD, y (iv) Aguas Residuales Peligrosas, ó con sustancias de interés sanitario. Éstas últimas jamás deben combinarse con las ARI ó las ARD, salvo que se realice un tratamiento previo para le eliminación de la sustancia peligrosa. 2. Cribado: para remover los sólidos gruesos. 3. Tamizado: para remover partículas entre 1,5 y 0,5 mm de diámetro. Pueden ser tamices estáticos autolimpiantes ó tamices rotatorios. Remueven partículas que serían eliminadas en el Sedimentador Primario, y sirven para un pulimentado de partículas. 4. Desarenador: para remover arenas y sólidos pesados. 5. Medidor de Flujo: puede ser una canaleta Parshall. 6. Igualación: siempre que haya variación grande en los flujos. 7. Homogeneización: siempre que haya variación grande en la carga orgánica. Casi siempre se efectúa conjuntamente con la Igualación. Se hace el diseño para ambos proceso y se selecciona por el lado de la seguridad, es decir, el más grande. 8. Neutralización: cuando los pH varían por debajo de 6,5 ó por encima de 8,5 es necesario neutralizarlos con la adición de 291 BIONGENIERÍA DE AGUAS RESIDUALES químicos, bien sea una base ó un ácido. Para efectuarlo con facilidad se requiere un flujo igualado. 9. Adición de Nutrientes: el contenido de nutrientes para el tratamiento aerobio debe cumplir la relación DBO5/N2/P 100/5/1. El Nitrógeno y el Fósforo se miden de forma total y se considera sólo la porción elemental. Por ejemplo, si el Nitrógeno se da como N-NO3, entonces para calcular la parte elemental se multiplica por 14/30, que es la proporción, por peso, del Nitrógeno (N) en el radical Nitrato (NO3). 10. Sedimentador Primario: se utiliza solo para lodos activados convencionales, filtros percoladores y biodiscos y en el caso de ARI con un contenido importante de partículas. Para ARI solubles como las de la industria de las gaseosas, jugos y cervezas, no es necesaria su utilización. El lodo primario se trata como se explicó en el numeral anterior. 11. Reactor Biológico: como se mencionó antes, aquí se lleva a cabo la biotransformación antes explicada. Si la concentración de DBO5 es “grande” (mayor de 1000 mg/L) se debe hacer primero un tratamiento grueso, (para remover el primer ±80 %), y luego un tratamiento fino, en caso que se exija una remoción de carga orgánica mayor del 80 %. El tratamiento fino siempre debe ser aerobio, pero el tratamiento grueso puede ser aerobio ó también anaerobio. El tratamiento grueso aerobio más común es en medio fijo, bien sea en filtros percoladores ó en biodiscos. Efectuar tratamiento grueso en medio suspendido (lodos activados) es antieconómico, como lo es también, por el otro lado, hacer tratamiento fino con reactores en medio fijo. Reactores del tipo ELEA (con Edades de Lodos Extremadamente Altas) pueden efectuar tratamiento grueso y fino “al tiempo”, con DBO soluble. Sin embargo, ésta última aplicación debe ser cuidadosamente analizada, pues estos sistemas son “de patente” lo que las convierte en “cajas negras” para el público profesional no especializado. 12. Sedimentador secundario: separa del agua “limpia” la biomasa producida en el proceso. Esta biomasa se trata como se explicó antes. 13. Desinfección: como se explicó en el numeral anterior. 292 DESCRIPCIÓN GENERAL DEL TRATAMIENTO DE AGUAS RESIDUALES Figura 5.4: Esquema de PTAR industriales aerobia 5.3 TRATAMIENTO ANAEROBIO El tratamiento anaerobio surgió como una opción razonable de tratamiento en los años 1960, y las tecnologías aplicables se perfeccionaron sólo últimamente. Sin embargo, se han mostrado altamente competitivas para el tratamiento grueso de las ARD y las ARI. Como el tratamiento aerobio, se presenta una bioconversión del sustrato (el AR) al pasar por una matriz que efectúa la bioconversión (la biomasa) a Metano (CH4) principalmente, a más biomasa (pero en el caso anaerobio, muy poca), y CO2 y H2O. En este caso la bioconversión no requiere de gran gasto energético, puesto que la mayor parte de la energía queda guardada en el metano. De modo que el balance energético entre el sustrato y los productos sólo varía en menos del 5 % en términos de Calorías, y es equivalente en términos de DQO. El balance se expresa matemáticamente como sigue: 293 BIONGENIERÍA DE AGUAS RESIDUALES S = 4,00 CH4, + 1,22 X dónde, (5.2) S : sustrato removido, en DQO, mg/L. CH4: metano producido, en CH4, mg/L. X : biomasa anaerobia producida, en SSV, mg/L. Los factores 4,00 y 1,22 son para convertir los mg de CH4 y biomasa anaerobia en términos de DQO. La Ecuación (5.2) presenta el balance de energía en la bioconversión anaerobia. El tratamiento principal se produce por la conversión del DQO en Metano, que luego se separa del agua, y por supuesto de la poca biomasa anaerobia que se produce, que también se debe separar. Los principales tipos de tratamiento anaerobio son el UASB, el RAP, el Reactor de Contacto, el Filtro Anaerobio, y el Lecho Fluidizado. Véase el numeral 1.2 del Capítulo 1 y el Capítulo 3 y 4. 5.3.1 Aguas Residuales Domésticas Como se mencionó en el numeral sobre tratamiento aerobio, el ARD es un agua residual relativamente fácil de tratar por sus características, y esto sigue siendo cierto para el Tratamiento Anaerobio. La DA se emplea cuando se desea un tratamiento grueso, es decir entre el 60 y el 80 % de remoción de DQO, siendo el límite superior difícil de obtener con los diseños actuales. Además se emplea cuando se dispone de pocos recursos económicos, lo que es el caso de la mayoría de las poblaciones pequeñas del tercer mundo, y cuando además no existe una restricción fuerte para la producción de olores. Éstos pueden ser controlados efectivamente, pero tiene un costo alto, y no agrega nada a la eficiencia de la PTAR. Para explicar el tratamiento anaerobio nos referiremos a la Figura 5.5, la cuál incluye varios procesos ya comentados por lo que no ampliaremos su explicación cuándo éste sea el caso: Refiriéndonos a la figura, el tratamiento de las ARD consta de los siguientes procesos: 294 DESCRIPCIÓN GENERAL DEL TRATAMIENTO DE AGUAS RESIDUALES 1. Vertedero de excesos: siempre. 2. Cribado: para remover los sólidos gruesos. 3. Desarenador: para remover arenas y sólidos pesados. 4. Medidor de Flujo: puede ser una canaleta Parshall. Figura 5.5: Esquema de PTAR Doméstica Anaerobia 5. Igualación: sólo en casos de poblaciones pequeñas (<500hab.). 6. Sedimentador Primario: no se utiliza nunca. 7. Reactor Biológico: aquí se lleva a cabo la biotransformación del ARD en gas Metano, CO2 y de biomasa (muy poca). Los reactores pueden ser de tipo UASB, RAP, de contacto, etc. Ver Referencia [8]. 8. SEPARADOR-GAS-SÓLIDO-LÍQUIDO, SGSL: es una unidad originalmente diseñada para el reactor UASB, pero que puede ser utilizada en otros reactores, como el RAP. Su función, como su nombre lo indica, es separar las corrientes de gas, sólido y líquido, que por su naturaleza misma están íntimamente ligadas en el tratamiento anaerobio. Su funcionamiento, refiriéndonos a la Figura 4.43 es como sigue: (i) la burbuja gaseosas se genera al interior del flóculo ó gránulo de lodo, que debe incluir las cinco especies diferentes que intervienen en la DA, a saber: bacterias acidogénicas fermentativas (que requieren la Hidrólisis previa del AR, es decir su solubilización), 295 BIONGENIERÍA DE AGUAS RESIDUALES bacterias acetogénicas hidrogenoclásticas, bacterias acetogénicas acidoclásticas, bacterias metanogénicas hidrogenoclásticas y bacterias metanogénicas acetoclásticas. El sufijo génico quiere decir “que genera” (v.g. acidogénicas significa que genera ácidos) y el sufijo clástico quiere decir “que produce”. Cuando se forman gránulos, estas especies deben estar organizadas en cáscaras concéntricas como se aprecia en la Figura 5.6, al exterior las acidogénicas, en el núcleo las metanogénicas y entre ambas las acetogénicas. El biogas formado, compuesto de CH4 y CO2 finalmente hace que el flóculo se infle y flote hacia la superficie. En este ascenso debe siempre encontrar un obstáculo, y al golpearlo el gas se separa y se acumula en la cámara de gases y el flóculo, liberado del gas, regresa al fondo. Los gases metanogénicos deben ser recogidos, secados y quemados. Por su parte el agua para salir a la parte superior ó Sedimentador debe efectuar una serie de cambios de dirección imposibles para los lodos excepto cuándo la velocidad de paso entre la cámara de gases y el Sedimentador es mayor de 6 m/h. El diseño acertado del SGSL es indispensable para el correcto funcionamiento de la planta. Del Sedimentador puede emanar gas Sulfhídrico, él cuál produce malos olores, y debe ser tratado en un biofiltro para gases, y sometido a una oxidación húmeda como veremos después. 9. Sedimentador secundario: aunque no se ha considerado estándar en el diseño de los reactores anaerobios, últimamente se recomiendan para mejorar la eficiencia del Sedimentador del SGSL, que es muy baja. Separa del agua “limpia” la biomasa producida en el proceso. Esta biomasa sale altamente digerida y espesada, por lo que puede pasar directamente (incluso la eliminada del reactor mismo) al proceso de deshidratación, e incluso a un lecho de secado. A veces se emplea una laguna de pulimento pero no se considera una práctica recomendable, pues ésta actúa como un Sedimentador y su limpieza es obra faraónica. 10. Desinfección: cuando se requiere de un control de microorganismos patógenos. 296 DESCRIPCIÓN GENERAL DEL TRATAMIENTO DE AGUAS RESIDUALES Figura 5.6: Lodo granular Anaerobio 11. 5.3.2 Aguas Residuales Industriales Las ARI requieren, en el caso anaerobio también, de un pretratamiento para condicionar las AR para su tratamiento biológico. Es claro que el tratamiento anaerobio se debe emplear como tratamiento grueso, es decir para eficiencias de remoción de DQO inferiores al 80%. Si por legislación se requiere una calidad del efluente superior, es necesario complementar el tratamiento anaerobio con un tratamiento fino ó aerobio, normalmente lodos activados. Refiriéndonos a la Figura 5.7 donde aparece un flujograma típico del tratamiento anaerobio de las ARI, tenemos que se pueden requerir los siguientes pasos. Los procesos ya comentados no se ampliarán en este numeral: 1. Vertedero de excesos: siempre. 2. Cribado: para remover los sólidos gruesos. 3. Tamizado: para remover partículas entre 1,5 y 0,5 mm de diámetro. 297 BIONGENIERÍA DE AGUAS RESIDUALES 4. 5. 6. 7. Desarenador: para remover arenas y sólidos pesados. Medidor de Flujo: puede ser una canaleta Parshall. Igualación: siempre que haya variación grande en los flujos. Homogeneización: siempre que haya variación grande en la carga orgánica. 8. Neutralización: cuando los pH varían por debajo de 6,5 ó por encima de 8,5 es necesario neutralizarlos con la adición de químicos, bien sea una base ó un ácido. 9. Adición de Nutrientes: el contenido de nutrientes para el tratamiento anaerobio debe cumplir la relación DBO5/N2/P 300/5/1. 10. Acidificación: Cuando el pH esta neutralizado y los nutrientes adicionados, se debe permitir una acidificación del 20 al 40 %. Esto permite que cuando el ARI entre al reactor, el proceso de metanización proceda inmediatamente. A menudo la Igualación y la Homogeneización se hacen en el mismo tanque, pero se puede proceder con la acidificación también, ejecutando los tres procesos en un solo tanque con ahorros considerables de costos. Sin embargo, el diseño debe ser bien hecho con el fin de que todo ocurra en la forma prevista. Figura 5.7: Esquema de PTAR Industriales Anaerobia 11. Sedimentador Primario: no se utiliza nunca. 12. Reactor Biológico: aquí se lleva a cabo la biotransformación del ARD en gas Metano, CO2 y de biomasa (muy poca). Los reactores pueden ser de tipo UASB, RAP, de contacto, etc. 298 DESCRIPCIÓN GENERAL DEL TRATAMIENTO DE AGUAS RESIDUALES Últimamente se están empleando rectores del tipo ELEA para ARI, tales como el IC-UASB. 13. SEPARADOR-GAS-SÓLIDO-LÍQUIDO, SGSL: es una unidad originalmente diseñada para el reactor UASB, pero que se utiliza en otros reactores, como el IC-UASB, modificando, por supuesto, los diseños. 14. Sedimentador secundario: se considera estándar para el diseño de los reactores anaerobios para ARI. 15. Desinfección: cuando se requiere de un control de microorganismos patógenos. 5.4 MANEJO DE LODOS Ya se ha visto que uno de los productos de la biotransformación de las AR es la biomasa, genéricamente conocidos como lodos secundarios pues se separan en el Sedimentador secundario. Otra clase de lodos también puede ser obtenida de la sedimentación primaria, donde se separan, para su tratamiento posterior, las partículas de materia orgánica que a menudo traen las AR, mediante la gravedad. También pueden ser obtenidos lodos primarios con la Flotación del AR cruda, es decir, sin haber sido objeto de biotransformación. Los lodos primarios son pues materia orgánica particulada, en estado “crudo”, mientras los lodos secundarios son biomasa, conglomerados de bacterias producto (y también causa) del tratamiento de las AR. A veces los dos tipos de lodos se mezclan, produciendo un lodo “combinado”, pero cuando la escala lo permita, se deben tratar separadamente, pues sus características físicas, químicas y biológicas son distintas. Es importante aclara que los lodos primarios deben ser licuados y solubilizados primero, un proceso comúnmente conocido como hidrólisis para que una vez convertidos en AR soluble sufran la transformación a biomasa (es decir lodos activos, conglomerados de bacterias), y en este momento se convierten en lodos similares a los lodos secundarios. Sin embargo los lodos secundarios pueden ser sometidos a un proceso de digestión o sea que se dejan autoconsumir al no dárseles AR ó substrato para su alimentación, y ellos se convierten en su propio alimento, hasta un punto en que no puede proseguir la digestión: en este momento se dice 299 BIONGENIERÍA DE AGUAS RESIDUALES que están estabilizados. También se pueden estabilizar los lodos, primarios y/o secundarios, químicamente, por ejemplo agregándoles una sustancia que les altere el pH y no pueda de este modo proseguir ninguna reacción bioquímica ni biológica. De este modo los lodos pueden ser: (i) lodos primarios crudos, (ii) lodos primarios estabilizados (químicamente), (iii) lodos secundarios inestables, (iv) lodos secundarios parcialmente digeridos, (v) lodos secundarios parcialmente digeridos pero estabilizados químicamente, y (vi) lodos secundarios totalmente digeridos y estabilizados. La estabilización química aumenta la cantidad de lodos, pues se le agregan productos químicos, mientras los lodos digeridos disminuyen en la medida que lo sean pues en el proceso de digestión parte de los lodos se metanizan ó se degradan aerobiamente. 5.4.1 Lodos Primarios De la discusión anterior debe quedar claro que los lodos primarios los componen la porción particulada del AR cuando se utiliza una técnica de separación (sedimentación o flotación) para tratarlos de otra manera (en otras ocasiones se dejan mezclados con el AR soluble para hacerle el tratamiento biológico conjuntamente, como en el caso de la aireación extendida ó el tratamiento anaerobio de la ARD). Los lodos primarios se obtienen pues del Sedimentador o flotador primario cuando éstos existen. Lo primero que debe hacerse con los lodos (sean primario ó secundarios) es espesarlos, es decir, aumentar la concentración de los sólidos con el objeto de disminuir el volumen de la mezcla lodos-agua o Licor Mixto. La concentración de la materia seca en el agua en el fondo del Sedimentador primario puede ser del 2,5 al 5,0%, es decir de 25.000 a 50.000 mg/L (téngase en cuenta que una concentración de materia seca en agua del 1,0 % equivale a 10.000 mg/L). Aunque en la sedimentación primaria ocurre algo de espesamiento, los lodos primarios evacuados se deben someter a un espesamiento en regla, para aumentar la concentración de la Materia Seca del 5,0 a 10,0%, es decir reduciendo el volumen de lodos primario (la mezcla de materia seca y agua) entre un 100 y un 400%. Los lodos primarios espesados se pueden estabilizar químicamente, añadiendo algún producto químico que inhiba la acción bacteriana pero ello incrementa la cantidad de los lodos e incorpora químicos que pueden 300 DESCRIPCIÓN GENERAL DEL TRATAMIENTO DE AGUAS RESIDUALES convertir los lodos en Residuos Peligrosos que son de difícil y costosa disposición final. Siempre que sea posible la estabilización química se debe evitar. Mejor es digerirlos, lo que se efectúa en un Digestor que puede ser aerobio ó anaerobio. En él se lleva a cabo la hidrólisis ó solubilización de la materia orgánica sólida y su bioconversión a biomasa bacteriana, que se somete a una fase de autoeliminación ó endógena hasta que se estabiliza, es decir, no se consumen más a sí mismos. Los lodos primarios digeridos pueden espesarse hasta el 12,0%. La verdad es que los lodos primarios para ser digeridos prácticamente se deben convertir en lodos muy similares a los lodos secundarios. Una vez espesados, los lodos primarios sean estabilizados químicamente ó por digestión (en este caso la cantidad resultante es mucho menor) deben ser deshidratados en un filtro prensa, una centrífuga, un filtro de bandas, etc. a concentraciones entre el 18 y el 30%. A estas concentraciones los lodos se convierten en materia sólida, que puede ser manejada como Residuos Sólidos para su disposición final. Esta última acción (la disposición final de los residuos sólidos) es todo un proceso complejo pero que no tiene que ver con lo que se presenta en este libro. 5.4.2 Lodos Secundarios Parcialmente Digeridos Los lodos secundarios son los obtenidos en el Sedimentador secundario, es decir la biomasa separada del licor mixto (mezcla de lodos secundarios y AR tratada). El tratamiento biológico depende en gran medida del Tiempo de Retención Celular, TRC, ó edad de lodos, c, que no es otra cosa que el tiempo promedio que la biomasa permanece en el reactor antes de ser arrojada. En el tratamiento aerobio en medio suspendido (lodos activados) la c se puede controlar a discreción, pero en el tratamiento aerobio en medio fijo (filtro percolador) es necesariamente alta, lo mismo que en los tratamientos anaerobios. Para lodos activados con baja c los lodos secundarios están sin digerir ó solo parcialmente digeridos, por lo que son de baja compactación, del orden del 1,0% sin espesar y del 3,0% espesados. Después de digeridos la concentración aumenta. Estos lodos se deben entonces deshidratar para ser dispuestos 301 BIONGENIERÍA DE AGUAS RESIDUALES como Residuos Sólidos, RS. También pueden estabilizarse los lodos secundarios parcialmente digeridos en forma química, pero esto se debe evitar a toda costa, pues se aumenta la cantidad y se convierten en RS peligrosos. 5.4.3 Lodos Digeridos Para lodos activados con TRC altos (mayores de 20 días), para filtros percoladores y tratamientos aerobios en medio fijo, y para tratamiento anaerobio (en estos casos la c es necesariamente alta) los lodos secundarios siempre están digeridos y estabilizados. En tal caso se pueden espesar a 10,0 12,0%, y luego se deshidratan. Aquí cabe la opción de lechos de secados, pues al estar digeridos los lodos no descomponen más y no producen olores. 5.5 MANEJO DE GASES El otro subproducto de importancia en el tratamiento de las AR son los gases. Para el tratamiento aerobio, este es primordialmente CO2, gas inocuo, que sale de la “reacción” de la materia orgánica con el Oxígeno (ver numeral 5.2). De más importancia en el tratamiento aerobio es el suministro de Oxígeno, el cuál se tratará en detalle en otro capítulo. En el tratamiento anaerobio aparecen como subproductos el Metano, el CO2, y aunque no como producto de la metanogénesis, el gas Sulfhídrico ó H2S, gas altamente oloroso, que es producto de la reducción de los sulfatos presentes en el AR. El H2S es soluble en el agua, y no se volatiliza con facilidad, sino con turbulencia, por lo que se siente su olor en caídas y mezclas. Más aún el H2S se produce fácilmente en todo ambiente reductor (anaerobio) siempre que el pH sea neutro, por lo que está presente en el tanque de Homogeneización y Acidificación, y por supuesto en el efluente del reactor anaerobio, disuelto en el agua. El Metano se desprende del agua y se colecta en SGSL. 302 DESCRIPCIÓN GENERAL DEL TRATAMIENTO DE AGUAS RESIDUALES Lo anterior significa que el manejo de gases es de gran importancia en el tratamiento anaerobio, mas no en el aerobio. Además es claro que hay corrientes de gases metanogénicos y sulfurosos, también llamados superficiales pues se desprenden, con turbulencias, de la superficie del agua. Ambas corrientes reciben tratamientos diferentes. 5.5.1 Gases Superficiales Los gases superficiales ó sulfurosos son aquellos que no contienen una concentración importante de CH4, y se producen donde quiera que haya ambiente anaerobio y el pH sea neutro. Esto ocurre en el propio alcantarillado, en las estructuras de llegada (vertederos de exceso, desarenadores, etc.) pero sobre todo en tanques de homogeneización, Igualación y Acidificación, y en el Sedimentador secundario. En el tratamiento anaerobio, estos tanques deben ser cubiertos y sometidos a presión negativa (vacío) para ser evacuados. El tratamiento se efectúa en biofiltros, que son filtros con medio poroso tales como el compost, que sirven de medio de adherencia a las bacterias sulfo-oxidantes. El medio filtrante también puede ser viruta de hierro, y la corriente sulfurosa debe ser rica en aire. También se pueden llevar, con aire, a un tanque de oxidación húmeda, una especie de lodos activados que contiene las dichas bacterias (crecen espontáneamente) y deben ser sedimentadas en el sedimentador secundario. Esta oxidación húmeda puede hacerse con ó sin recirculación. 5.5.2 Gases Metanogénicos Los gases metanogénicos se producen en el reactor anaerobio propiamente dicho, junto con el CO2 y el H2S. Los gases se recolectan en el SGSL, se llevan a un sistema para condensar la humedad y se almacenan en un gasométro que además mantiene la presión del gas constante. Esto último se puede efectuar también con una válvula reguladora de presión. El gas recogido y almacenado, se lleva a un quemador, después de medirlo para evaluar la actividad metanogénica. El quemador debe tener trampa de llamas y otras protecciones. Sólo en el caso de la vinaza (ARI 303 BIONGENIERÍA DE AGUAS RESIDUALES producto de la producción de alcohol, con concentraciones de DQO de hasta 50.000 mg/L) es económicamente factible recuperar el Metano para su uso, para lo cual el gas debe limpiarse de H2S, y luego debe ser comprimido para su almacenamiento y transporte. 304 DESCRIPCIÓN GENERAL DEL TRATAMIENTO DE AGUAS RESIDUALES REFERENCIAS [1] OROZCO A. Y A. SALAZAR (1987), "Tratamiento de las aguas residuales", Libro de texto, Segunda edición, Ed. Universidad de Antioquia. [2] YOUNG J.C. AND P.L.McCARTY (1967), "The anaerobic filter for waste treatment", JWPCF. [3] LETTINGA G., K.C. PETTE, R. VIETTER AND E. WIND (1974),"Tratamiento anaerobio de desechos de carga baja(en Holandés)", H2O, 7, 281, Reviews, Vol2. [4] SWITZEMBAUM, M.S. AND W.J. JEWELL (1978), " Anaerobic attached film expanded bed reactors for the treatment of dilute organics", 51° Manual Water Pollution Control Federation, Anaheim, California. [5] VIERA, S. (1984), "Tratamento de esgotos por digestores anaeróbios de fluxo ascendente", Revista DAE, 44 (139). [6] OROZCO, A.(1988), "Anaerobic wastewater treatment using an open flow baffled reactor at low temperature", Fifth Internatinal Symposium on Anaerobic Digestion, Poster-paper book, Bologna, Italy. [7] OROZCO, A. (1997) “Pilot and full-scale anaerobic treatment of low-strenght wastewater at sub-optimal temperature (15°C) with a hybrid plug flow reactor", Proceedings of the 8th Internatioanl Conference on Anaerobic Digestion, Vol. 2 , Oral presentation, May 25-29, Sendai, Japan. [8] OROZCO, A. (1990) “Introducción” en Manual de digestión anaerobia, . Por A. Orozco, CIFI, Uniandes, Bogotá. [9] OROZCO A. Y E. GIRALDO (1986), "Tratamiento anaerobio de las aguas residuales", Uniandes-CIFI-COLCIENCIAS, Bogotá. [10] LIBHABER, M AND OROZCO-JARAMILLO, A, "Sustainable treatment and reuse of municipal wastewater", IWA Publishing, London, United Kingdom, 2012. 305 306 6. ECUACIONES FUNDAMENTALES DE DISEÑO 6.1 ESQUEMA BÁSICO DEL TRATAMIENTO BIOLÓGICO El tratamiento biológico de las aguas residuales se compone de varias unidades o procesos básicos, como se apreció en los capítulos anteriores. Los procesos fundamentales son, sin embargo, en los que se efectúa la bioconversión del sustrato orgánico a biomasa, conjuntamente con el proceso de separación física de la biomasa suspendida en el licor mixto: en otras palabras, el reactor biológico y el sedimentador secundario. Para estudiar estos procesos comúnmente se adopta un esquema básico que consiste en un reactor aerobio completamente mezclado seguido de un sedimentador secundario con recirculación, y la remoción de la biomasa excedente, tal como se aprecia en la Figura 6.1. Los capítulos 2, 3 y 4 tratan exhaustivamente los temas que se esbozan y definen a continuación, y a los cuáles se remite al lector que desee ampliar su entendimiento de las ecuaciones y definiciones aquí planteadas. Aunque el esquema de la Figura 6.1 es uno de los muchos posibles, especialmente en cuanto al reactor se refiere, es lo suficientemente amplio como para que las ecuaciones y conclusiones que se obtengan de él puedan aplicarse a cualquier otro tipo de reactor con ó 307 BIOINGENIERÍA DE AGUAS RESIDUALES sin recirculación. El caudal de AR que llega a la planta, Q, se une con el caudal de recirculación, Qr, y entra al reactor donde se mezcla con la biomasa (ó sea los sólidos suspendidos volátiles del licor mixto, SSVLM) para sufrir la bioconversión. Los lodos excedentes se desechan a una tasa Qw, de modo que del reactor sale hacia el sedimentador secundario un caudal del licor mixto de (Q + Qr - Qw). En la sedimentación secundaria el licor mixto se somete a una separación gravitacional de la biomasa y el AR, el cuál sale limpio y tratado con un caudal de (Q-Qw). La biomasa se concentra en el fondo y se recircula para mezclarse con el AR de entrada y retornar al reactor y así sucesivamente, hasta ser arrojada con el lodo de desecho. En la figura anterior se define el Sustrato (Agua Residual) como S. Figura 6.1: Esquema de un sistema de LACM Se iniciará en presente capítulo con la definición de los parámetros de diseño involucrados en el tratamiento de las aguas residuales. PARÁMETROS DE DISEÑO 6.2 DEFINICIÓN DE PARÁMETROS DE DISEÑO Los parámetros de diseño son aquellos que se emplean en los procesos básicos y que aparecen en las ecuaciones metabólicas, de diseño y de modelación matemática. También existen los llamados parámetros 308 ECUACIONES FUNDAMENTALES DE DISEÑO empíricos, que si bien no se deducen de las ecuaciones de diseño, la práctica ha demostrado su importancia en la operación y control de las plantas de tratamiento de aguas residuales. A continuación se definirán los parámetros según se empleen en tratamiento en medio suspendido ó medio fijo. 6.2.1 Tratamiento en Medio Suspendido El tratamiento en medio suspendido es aquél en el cuál la biomasa se halla suspendida y mezclada con el agua residual (lo que se conoce como el licor mixto), sin estar adherida a ningún medio sólido. Este es el caso de los lodos activados en general y de las lagunas de estabilización. Los parámetros más importantes de este tipo de tratamiento se presentan a continuación. Tiempo de Detención Hidráulico El tiempo de detención hidráulico, td, es el tiempo promedio que un volumen elemental de agua residual permanece en un tanque, desde la entrada hasta la salida. El td en el reactor es de gran importancia, pues define el tiempo promedio durante el cuál el sustrato orgánico está sometido a tratamiento. El td, se calcula por la fórmula que se da enseguida. td = donde, V Q (6.1) V : volumen útil del tanque ó reactor, en L ó m3. Q : caudal del AR, en L/s ó m3/s. El caudal del AR puede ser neto, Q, (es decir sin contar la recirculación) ó con recirculación, Qr. Debe ser muy bien especificado a cuál de los dos se refiere. La recirculación, R, se define como la fracción del caudal neto que se recircula, es decir, R = Qr/Q, ó sea, Qr = RQ. A veces R se da también como porcentaje. Si se refiere a la Figura (6.1) es claro que Q es el caudal de AR que llega ó sea el caudal de diseño de la PTAR. El tiempo de detención hidráulico, denominado también TDH, o 309 BIOINGENIERÍA DE AGUAS RESIDUALES simplemente tiempo de detención es del orden de 4 a 36 horas para los lodos activados, y hasta de 0,5 horas para condiciones ELEA (Edad de Lodos Extremadamente Alta). Para lagunas de estabilización, el tiempo de detención es de días. Tiempo de Retención Celular El tiempo de retención celular, TRC ó c, se define como el tiempo promedio que las partículas de biomasa permanecen en el reactor antes de ser desechadas. Es claro que td y c tienen valores diferentes, pues los lodos se recirculan en su casi totalidad y se arrojan controladamente con un caudal Qw. El c es de 3 a 30 días en el caso de los lodos activados, y de más de 50 días para condiciones ELEA. La ecuación que permite calcular la edad de lodos, es como sigue: θc VX Q w X (Q - Q w )X e (6.2) Donde, X: concentración de biomasa en el reactor, mg/L de SSVLM. Xe: concentración de biomasa en el efluente del sedimentador secundario, mg/L SSV. Qw: caudal de lodos de exceso del reactor, L/s ó m3/s. Vale la pena aclarar que el c no tiene nada que ver con el tiempo de duplicación de las bacterias (ver Capítulo 2, aparte sobre Cinética de crecimiento exponencial, Ecuaciones (2.41) a (2.43)), sino más bien con las condiciones ecológicas del reactor. En general, a mayor c mayor concentración de biomasa, y por supuesto mayor competencia entre las bacterias por la comida disponible, es decir el AR. La edad de lodos el parámetro de diseño y operación más ampliamente utilizado en la actualidad. Como parámetro de control equivale a la carga orgánica, F/M, que veremos más adelante, pues tiene una correspondencia biunívoca con ella. Ya hemos explicado en otros capítulos su significado matemático. En pocas palabras, desde el punto de 310 ECUACIONES FUNDAMENTALES DE DISEÑO vista hidráulico, la edad de todos, θc, o tiempo medio de retención celular, TRC, es el tiempo promedio que permanece en el reactor una partícula de lodo biológico, o para e! caso, los microorganismos. Hemos visto que la edad de lodos nos puede definir S (o S/X) de manera biunívoca (Ecuaciones (4.43) y (4.45)). También nos define X. conjuntamente con el tiempo de detención. De este modo nos determina las condiciones ambientales del reactor y, por consiguiente, la composición microbiológica. Por ejemplo, si usamos la teoría de Lawrence y McCarty, tenemos que para LACM, 1 K (k ) s e K (1 k θ ) θ s e c c S= 1 θ (Yk - k ) 1 Yk - (k ) c 0 e 0 e θ c y X= θ Y(S - S) Y(S S) c 0 0 1 t (1 k θ ) t (k ) d e c d e θ c de donde se desprende que la variación de S con θc es del modo como se aprecia en las Figuras 4.31 y 4.32. Es claro que el sustrato efluente disminuye con el aumento de θc. Y esto es verdad para todos los sistemas de lodos activados. Asimismo X aumenta, en general, con θc lo que hace que la relación S/X sea cada vez más pequeña. Esta conclusión se deduce de forma inmediata de la Ecuación (4.45), si queremos utilizar la proposición de Orozco. De este modo tenemos que al aumentar θc, las condiciones ambientales pasan de CA a Cl. Para edades de lodos menores de tres días se tiene que S es grande y X pequeña. La eficiencia del tratamiento es pequeña y la composición de microorganismos pertenece a los de alto consumo energético (móviles) que conforman un flujo disperso, poco floculable y difícil de sedimentar. Al aumentar θc, los microorganismos se adaptan a condiciones 311 BIOINGENIERÍA DE AGUAS RESIDUALES menos generosas, prosperando ciliados fijos y rotíferos, de bajas necesidades energéticas. Los micro-organismos conforman entonces flóculos, como la Zooglea Ramígera, cada vez más densos. Esto ocurre hasta una θc mayor de 15 días. Entonces entra en Cl extremas, con respiración endógena predominante (sistemas de aireación extendida). Edades de lodo excesivas pueden, nuevamente, producir sólidos dispersos de baja asentabilidad. Si se prefiere arrojar el exceso de lodos del sistema de retorno, entonces, θ c Q VX X QQ X W r W e (6.3) donde: Xr = SSVLM en el retorno (mg/L) Es evidente que si se desea incrementar θc, deben disminuirse los lodos que se arrojan. Esto es relativamente sencillo de efectuar, razón por la cual la θc es el parámetro de control por excelencia. Con el simple manejo de los lodos que se botan se determinan S y X con bastante aproximación. La θc controla también las características de los microorganismos al determinar las condiciones ambientales. Cuando se tienen condiciones estables de tratamiento, es decir, S, X, td, θc y S0 permanecen aproximadamente constantes, existe una producción de lodos, dX/dt, que es constante. Si se quiere entonces mantener los SSLM en concentración estable, es necesario arrojar la cantidad producida, a la misma tasa que se genera. Las posibilidades de hacerlo se presentan en la Figura 6.1 y 6.2. Si se arroja el lodo directamente del reactor, (o de la comunicación del reactor y el sedimentador secundario), y teniendo en cuenta los lodos que van con el efluente, Xe, se obtiene que la Ecuación (6.2). Si los sólidos en el efluente, Xe, son poco significativos, es decir Xe 0, entonces: 312 ECUACIONES FUNDAMENTALES DE DISEÑO VX V θ c Q X Q W W (6.4) Figura 6.2: Otra forma de Arrojar el Lodo de Exceso En otras palabras, debe arrojarse diariamente del reactor una cantidad, QW V θ c O sea 1/ θc veces el volumen del reactor. Así, si θc = 5 días, debe botarse 1/5 del volumen del aireador cada día. Si se prefiere arrojar el exceso de lodos del sistema de retorno, entonces aplica la Ecuación (6.3). El control por este medio es más difícil, pues aunque se supone que los lodos de retorno provenientes de los lodos asentados en el sedimentador secundario, tienen una concentración Xr ≈ 10.000 mg/l, esto no es muy constante, por lo que se requieren continuas mediciones para el control. Con el simple manejo de los lodos que se botan se determinan S y X con bastante aproximación. La edad de lodos se da en días y fluctúa entre 3 y 30 días para sistemas convencionales y hasta 100 días en condiciones ELEA. 313 BIOINGENIERÍA DE AGUAS RESIDUALES Carga Orgánica La carga orgánica, F/M, se puede definir como la cantidad de comida por unidad de biomasa que reciben diariamente los microorganismos, en términos de kgDQO/kgSSVLM.día. En lugar de DQO también se puede emplear la DBO5. La carga orgánica se calcula con la siguiente ecuación: F/M = DQO * Q S.Q S SSVLM * V X.V X.t d (6.5) donde, S: sustrato orgánico, mg/L de DQO. X: concentración de biomasa, mg/L de SSVLM. V: volumen del reactor, en L ó m3. La carga orgánica expresa la comida diaria que recibe el reactor, por unidad de biomasa, y es útil para dimensionar el tamaño del reactor. Normalmente está entre 0,05 y 1,5 de kgDQO/kgSSVLM.d, y se utiliza principalmente en reactores aerobios en medio suspendido. Este parámetro, denominado también relación alimento microorganismos, era el que se utilizaba anteriormente para control de los lodos activados. Se representa también del siguiente modo: F/M Carga de DQO/d Masa de microorganismos Como se ha insistido, S0, no es generalmente constante durante el transcurso del día, y aun con tanques de homogenización, es difícil de estimar el promedio. Así pues, si se quiere controlar la operación de un sistema de tratamiento con la F/M se corre el riesgo de no acertar con la carga deseada. Además es menos sensible que la edad de lodos, pues variaciones importantes de F/M producen cambios pequeños en S y X. Ya hemos visto que existe una relación biunívoca de θc vs. F/M (Figura 4.11) por lo que se prefiere utilizar θc, que es más sensible y fácil 314 ECUACIONES FUNDAMENTALES DE DISEÑO de operar, en lugar de F/M. Sin embargo, siempre importa tener el cálculo de F/M para su uso en diseño y como parámetro de estudio y análisis. Su influencia sobre la microbiología y el ambiente del reactor es similar, pero inverso, al de la edad de lodos. Grandes F/M corresponden a bajas θc y viceversa. Índice Volumétrico de Lodos El Índice Volumétrico de Lodos, IVL, se define como el volumen (en mL) de lodos asentados en un cilindro graduado de 1 L durante media hora, dividido por los sólidos suspendidos totales del licor mixto, SSLM, y multiplicado por 1000. Matemáticamente se expresa como, IVL = 1000 Va SSLM (6.6) Donde, Va: volumen asentado en mL. El IVL indica la asentabilidad de los lodos, es decir la capacidad de separación de la biomasa y el licor mixto. Lodos con buena asentabilidad deben tener un IVL menor de 100, y en todo caso menor de 300. Lodos con un IVL mayor son difíciles de separar y saldrán mezclados con el AR a la salida de la planta. El IVL solo se puede utilizar para concentraciones de hasta 5000 mg/L de SSLM. Es evidente que IVL altos denotan baja asentabilidad y viceversa. Existen muchos factores que afectan el IVL. Los factores primarios son estrictamente operacionales, y se deben a la F/M o θc. Hemos visto que altas cargas orgánicas producen microorganismos de altos requerimientos energéticos, y por tanto flujo disperso de baja floculación. Hacemos hincapié en el hecho de que los sólidos producidos deben ser eficientemente removidos, pues de lo contrario, la DBO transformada de sustrato soluble (e insoluble) en sólidos biológicos saldría con el efluente. De este modo, altas F/M no favorecen la sedimentación. 315 BIOINGENIERÍA DE AGUAS RESIDUALES Cuando la carga orgánica está por los lados de 1,0 kg de DBO5/kgSSV.d, el IVL alcanza un valor que es operacional. Valores de 150 empiezan son manejables, y en general se considera que un IVL de 300 debe ser lo máximo permitido. Se han encontrado en condiciones óptimas valores de 35 que es la máxima asentabilidad normalmente obtenida. Cuando la F/M baja más de 0,05, nos encontramos nuevamente con flujo disperso debido a la fase de muerte y lisis que sufren los microorganismos. Así, nuevamente el IVL tiende a subir. Una variación típica del IVL con F/M (o θc) se ve en la Figura 6.3. Existen otras causas por las cuales el IVL se eleva anormalmente, distintas de las causas primarias. Entre las más comunes se han identificado las siguientes: a) Cuando se mantiene un pH bajo (menor de 6.0) el ambiente se vuelve más favorable para los hongos, que son filamentosos y de baja asentabilidad. En este caso debe elevarse el pH. b) Cuando hay CI muy extremas, prosperan los microorganismos filamentosos, más aptos en estos ambientes, sobre los esféricos. Ver aparte sobre Relación Área/Volumen, Capítulo 2. c) Cuando hay insuficiencia de nitrógeno, prosperan los actinomicetos y otros hongos fijadores de nitrógeno, en ventaja contra las bacterias. d) Bajos contenidos de oxígeno disuelto pueden eliminar los protozoos, o si se crean condiciones anóxicas (ausencia de O2 molecular, como en la de-nitrificación). Esto produce también baja asentabilidad. e) Cierto tipo de AR favorece el crecimiento de microorganismos filamentosos, ocasionando así altos IVL. Todos los anteriores fenómenos causan mala asentabilidad, fenómeno que genéricamente se conoce como abultamiento, (en inglés "bulking"). No se debe confundir con los "lodos flotantes" (en inglés "rising sludge"), que son debidos a un efecto de flotación causado por el Ruptura de la célula con pérdida de material celular. 316 ECUACIONES FUNDAMENTALES DE DISEÑO N2 liberado en el sedimentador secundario, cuando condiciones anóxicas se prolongan, y ocurre de-nitrificación. Figura 6.3: Variación del IVL con F/M Desde el punto de vista del diseño del sedimentador secundario, se debe tener en cuenta que el IVL es un parámetro relativo, es decir, tiene un verdadero significado cuando se asocia con la concentración de SSLM. Desde el punto de vista operativo un "buen" IVL nos indica dos cosas: (i) el punto de operación (F/M o θc) está en el rango adecuado y (ii) no hay deficiencias ambientales relativas a pH, nutrientes, OD, sustrato, etc. La relación del IVL con X, es necesaria para definir la Recirculación, R. De hecho, el IVL nos determina el grado de compactación obtenido en el sedimentador secundario, de donde se obtiene el lodo de retorno. Esta compactación, junto con X nos determina la concentración del lodo de retorno, Xr, y por ende el retorno, R, en sí. Por ejemplo, para un lodo típico y "saludable", el IVL variará con la concentración, debido al comportamiento diferente del asentamiento a concentraciones mayores, siempre relacionándolo con el "máximo IVL posible" (Figura 6.4). 317 BIOINGENIERÍA DE AGUAS RESIDUALES Figura 6.4 Variación del IVL con la Concentración De este gráfico es importante notar que, por ejemplo para un XT = 10.000 mg/L con nulo asentamiento se obtiene: IVL 1000mL 1000 100 10000mg/L o sea que tendríamos un "buen" índice, lo que es absurdo. Así pues, el IVL pierde significado después de 5000 mg/l de SSLM. Con esta salvedad, se puede utilizar el IVL para definir el retorno con el siguiente procedimiento: Sabemos que: IVL mL asentados 1000 SSLM pero en el sedimentador los mL asentados equivalen a la relación entre el caudal de retorno y el caudal total (se debe referir a la Figura 6.5). Es aparente entonces que: 318 ECUACIONES FUNDAMENTALES DE DISEÑO mL asentados = y IVL RQ 1000 (1 R)Q 1000R 1000 (1 R)X T De donde R X T IVL (6.7) 6 10 X T IVL La Ecuación (6.7) debe, de todas maneras, ser empleada con cautela. Es importante en todo caso confrontar los resultados con los parámetros empíricos, que veremos más tarde. También estudios pilotos de investigación ayudarán a comprender mejor cuál puede ser el método de resolver el diseño del sedimentador secundario, el cual, dicho sea de paso, debe considerarse parte sustancial dentro del diseño de un sistema de TBAR. Es claro que una mala sedimentación secundaria haría perder cualquier significado en el diseño de los otros procesos de tratamiento, puesto que los lodos producidos no podrían ser separados del AR. En otro aparte tendremos oportunidad de aplicar estos métodos al diseño del sedimentador secundario. Figura 6.5. Relación Esquemática del IVL y el Retorno 319 BIOINGENIERÍA DE AGUAS RESIDUALES Carga Volumétrica La carga volumétrica, LV, se define como la cantidad de comida que recibe el reactor por unidad de volumen. Numéricamente se expresa como, LV = DQO * Q S.Q S V V td (6.8) donde, S: sustrato orgánico en términos de mg/L de DQO. La carga volumétrica expresa la carga orgánica por unidad de volumen que recibe diariamente la totalidad de la biomasa y es, en ciertos casos, útil para definir el tamaño del reactor. Normalmente está entre 0,3 y 2,0 kg DQO/m3.d para reactores aerobios, y entre 1,0 y 30,0 kg DQO/m3.d para reactores anaerobios. Este parámetro se utiliza más en filtros biológicos, bio-discos, reactores anaerobios y, en general, en aquellos reactores en los que no se puede medir con precisión los SS. Carga Orgánica Superficial La carga orgánica superficial es útil en las lagunas de estabilización, donde se requiere medir la carga de comida diaria por unidad de área, pues las lagunas de estabilización funcionan sobre la base de la fotosíntesis activa de las algas, que a su vez dependen de la luz solar y consecuentemente del área expuesta a la fotosíntesis. Es la cantidad de comida diaria que reciben los microorganismos en la laguna por hectárea, en términos de kgDQO/ha.d. Se calcula como sigue: Ls = DQO * Q S 0 .Q ha A (6.9) donde, A : área superficial de la laguna, en ha. La Ls va desde 50 kgDQO/ha.d en lagunas facultativas hasta 700 ó 320 ECUACIONES FUNDAMENTALES DE DISEÑO más en lagunas anaerobias (actualmente en desuso debido a los malos olores). La carga orgánica superficial debe ser aplicada en conjunción con la profundidad de laguna. Producción de Lodos En capítulos anteriores, hemos tenido oportunidad de estudiar la producción de lodos biológicos. Sin embargo, es un hecho que no todos los lodos que se encuentran en el licor mixto, LM, son biológicos o están compuestos por microorganismos vivos. En el aparte del Capítulo 2 sobre “Discusión sobre la teoría del TAR” se estudió la importancia de la porción de microorganismos vivos, (que se mide con los SSVLM a falta de mejor herramienta), en la cabal comprensión de los fenómenos del TAR. Por otra parte, las ecuaciones que hemos estudiado para el cálculo de la producción de lodos se refieren estrictamente a relaciones estequiométricas de transformación de sustrato en microorganismos. De esta suerte, en la producción de lodos no hemos tenido en cuenta, hasta ahora, una parte sustancial de ellos, debida a la materia inerte, no biodegradable, que continuamente está siendo alimentada con el AR influente, sea de origen orgánico o inorgánico. Esta fracción viene con los SS influentes, Xinf, de los cuales parte es biodegradable y parte no. Es así como: Xinf = Xii + Xib (6.10) donde: Xinf = SS influentes (mg/L) Xii = SS influentes no-biodegradables, de origen orgánico e inorgánico (mg/L) Xib = SS influentes biodegradables, que se transforman en sólidos biológicos, X, conjuntamente con el sustrato soluble, y con una relación estequiométrica general dada en el coeficiente de producción, Y, medidos como mg SSV/L. De este modo, Xib se asimila al sustrato influente. Existen además lodos biológicos no biodegradables provenientes 321 BIOINGENIERÍA DE AGUAS RESIDUALES del residuo de la respiración endógena, el cual se supone que es el 10% del peso total de los micro-organismos, es decir, de los lodos activos, X. De este modo, la desaparición de SSV por la respiración endógena, según vimos, es keX, de la cual el 10% es no biodegradable (polisacáridos de la corteza celular y otros materiales orgánicos refractarios a la degradación biológica). Es claro entonces que la producción diaria de esta masa endógena es 0.1 keX, O sea, dX e 0.1ke X dt (6.11) donde: dX e = Producción de masa endógena (mg SSV/IL.d) dt Como la edad de lodos θc, se aplica para cualquier fracción de sólidos, entonces: dX e 0.1ke X 1 θ c X e dt Xe y X e 0.1ke Xθ c (6.12) Si proponemos la hipótesis simplificadora de que los SSV del Xjnf son biodegradables y los sólidos fijos, SSF = SS -SSV, son los únicos inertes en el influente, podemos calcular la concentración de sólidos inertes de origen no biológico en el reactor, Xi, como sigue: dX i X ii Q X ii dt V td Aplicando el razonamiento anterior para la edad de lodos se recibe, dX i X 1 ii θ c X i dt X i t d 322 ECUACIONES FUNDAMENTALES DE DISEÑO O sea X i X ii θc td (6.13) donde: Xi = SF en el reactor (mg/L) Xii = SF en el influente (mg/L) Ya hemos discutido suficientemente que los sólidos biológicos, X, se calculan como sigue: X θ c YS 0 S t d 1 k e θ c De modo que los sólidos totales en el reactor, XT, serán; XT = X + Xe + X¡ (6.14) o sea XT YS0 S c 1 k e c t d X 0.1k e X c ii c td (6.15) o simplificando XT YS0 S c 1 k e c t d X (1 0.1k e c ) ii c td es decir XT c YS0 S (1 0.1k e c ) X ii t d 1 k e c donde: XT = SST en el LM (mg/L) La producción de lodos será, por otra parte, 323 (6.16) BIOINGENIERÍA DE AGUAS RESIDUALES PX V dX T VX T dt c (6.17) donde: PX = Producción de lodos, masa / tiempo Es decir, YS 0 S PX Q (1 0,1 k e c ) X ii 1 k e c (6.18) donde: Q = Caudal del influente Lo anterior se aclarará con el siguiente ejemplo. Ejemplo 6.1. Cálculo producción de lodos Calcule la producción de lodos en una planta de lodos activados completamente mezclados, que opera con un 90% de eficiencia para una edad de lodos de 10 días. Las condiciones generales de la planta y del AR, son como sigue: td = Q = S0 = Y = ke = X¡¡ = S = Tiempo de detención = 8 horas Caudal = 2,0 m3/s Sustrato influente (soluble e insoluble) = 200 mg DBO5 /L 0,5 mg SSV/mg DBO5 removido 0,01 d-1 SF influentes = 50 mg/L (1 – 0,9) x 200 = 20 mgDBO5 /L Solución 1. Si aplicamos directamente la Ecuación (6.18): cuidando de utilizar bien las unidades, se recibe: 324 ECUACIONES FUNDAMENTALES DE DISEÑO PX 2,0 m3 s 0,5200 20 g 1 0.01 10 (1 0,1 0,01 10) 50 m 3 kg 90 1,01 g 86400 s PX 2.0 50 día 1000 g 1,1 s PX = 22919,53 g/día = 23 ton/d 2. Efectuando los cálculos en forma más segregada: tenemos: (i) X X c Y(S0 S) 10 días 0,5 (200 20) t d (1 k e c ) 8 / 24 días 1 0,01 10 10 0,5 (180) 2454,6 mg SSV/L (biológicos) 1/ 3 1,1 (ii) Xe = 0,1 ke X θc Xe = 0,1 x 0,01 x 2454,6 x 10 = 24,5 mg SSV/ L (iii) X i X ii X i 50 c td 10 1500 mg SF / L (inertes) 8 / 24 (iv) XT = X + Xe +X¡ = 3979,1 mg SSLM / L Ahora, si td = 8 horas = 1/3 día y Q = 2,0 m3/s = 172.800 m3/día, entonces: Volumen del aireador = td x Q = V 1 57.600 m 3 3 VX T 57.600 m 3 3979,1g / m 3 kg PX c 10 días 1000g V 172.800 y 325 BIOINGENIERÍA DE AGUAS RESIDUALES PX = 22919,6 kg/día = 23 ton/d Según lo anterior, la fracción viable sería a a = X 2454 0,62 X T 3979 3. Empleando ecuaciones de producción: (i) Lodos biológicos: dX dS Y keX dt dt como X = 2454,6 mg/L, ver numeral 2. (i), tenemos: S S dX 0,5 0 keX dt td dX 200 20 0,5 0,01 2454,6 dt 8 / 24 dX 245,5 mg SSV/L.d dt (ii) Lodos endógenos (Ecuación (6.12)): dX e 0,1k e X = 0,1 x 0,01 x 2454.6 dt dX e 2,45 mg/L.d dt (iii) Lodos inertes: 326 ECUACIONES FUNDAMENTALES DE DISEÑO dX i X ii 50 150 mg SF/L dt td 8 / 24 (iv) Sólidos totales: dX T dX dX e dX i 245,45 2,45 150 dt dt dt dt dX T 397,9 mg/L.d o g/m3.d dt Si V = 57.600 m3 (Numeral 2.(iv)) : PX V dX T g Kg 57600m 3 397,9 3 dt m día 1000g Px = 22.919,04 Kg/día = 23 ton/d 6.2.2 Tratamiento en Medio Fijo El tratamiento en medio fijo es aquél en el cuál la biomasa crece adherida a un medio sólido, usualmente un plástico con alta resistencia a los productos químicos. Los reactores más comunes con medio fijo son los filtros percoladores ó filtros biológicos y los biodiscos. El medio fijo se expone al agua residual a tratar, bien por inmersión (en el caso de los biodiscos rotatorios) ó por goteo en toda la superficie como en los filtros percoladores. Área Neta El área neta, a, medida en m2 de área superficial disponible para el crecimiento del biofilme por m3 de medio fijo utilizado (m2 / m3), indica la cantidad de biofilme que se puede formar en el reactor de medio fijo. Usualmente a debe ser de 100 para aguas residuales domésticas, y hasta de 200 para aguas residuales industriales. En general, a mayor a mayor 327 BIOINGENIERÍA DE AGUAS RESIDUALES cantidad de biomasa disponible por unidad de volumen y mayor eficiencia en el tratamiento. Carga Hidráulica La carga hidráulica, qa, son los Lps de agua aplicada al filtro biológico por m2 de superficie de filtro sobre la cuál se va gotear el agua (Lps/m2). Una tasa mayor de aplicación del agua residual indica una carga hidráulica aplicada mayor, pero también un esfuerzo cizallante mayor sobre el biofilme. Esto lleva a un espesor de biofilme menor y además a menor tiempo de permanencia de la biomasa en el reactor. En otras palabras, una carga hidráulica fuerte implica una “edad de lodos” baja, aunque este concepto no se pueda medir directamente en este tipo de reactor. qa, se calcula como sigue: qa = donde, (1 R)Q As (6.19) Q: caudal aplicado al filtro, Lps. R: recirculación, Qr/Q, fracción. As: área superficial del filtro, en m2. Carga Orgánica Volumétrica La carga orgánica volumétrica tiene el mismo significado de la carga volumétrica explicada anteriormente, sin tener en cuenta la expresión de la extrema derecha de la Ecuación (6.8), pues en un filtro biológico no tiene sentido hablar de tiempo de detención, pero si lo tiene hablar de los kgDQO/d aplicado por m3 de filtro. Así, tiene el mismo significado expresado en el mencionado numeral, haciendo énfasis que V en este caso se refiere al volumen de filtro, ó mejor, de medio filtrante. 6.2.3 Sedimentadores y Espesamiento Los sedimentadores son unidades de proceso que sirven para separar gravitacionalmente la biomasa del licor mixto, dejando el agua residual tratada limpia de partículas en suspensión. Los espesadores tienen por objeto concentrar la biomasa removida en los sedimentadores, para 328 ECUACIONES FUNDAMENTALES DE DISEÑO facilitar su manejo posterior. Tasa de Desbordamiento Superficial La tasa de desbordamiento superficial, TDS, también llamada tasa de sobreflujo, es el parámetro que gobierna la sedimentación de partículas discretas y floculantes, que no están en proceso de espesamiento. La TDS se define como sigue: TDS = dónde, Q As (6.20) Q : flujo neto aplicado al sedimentador en m3/h. As: área superficial útil del sedimentador en m2. Las unidades finales en m/h se reciben del cociente, (m3/h)/ (m2). La relación Q/As resulta muy a menudo en la ingeniería de tratamiento de aguas, pero su aplicación a cada proceso en particular debe entenderse específicamente. Es claro que el flujo Q no debe considerar la recirculación, puesto que no sale horizontalmente (que es el flujo básico del sedimentador) sino por debajo, verticalmente, de modo que no contribuye a la TDS En la Figura 6.6 presenta una vista de un clarificador típico circular. En el Capítulo 7 se ampliará el concepto de la sedimentación, su diseño y las condiciones operativas necesarias para que operen debidamente. Los valores de la TDS fluctúan entre 12 y 36 m/h dependiendo de la aplicación, y del tipo de biomasa. Sólidos más pesados resisten una TDS mayor, mientras sólidos más livianos requieren una TDS menor, como es el caso de la biomasa producida en la aireación extendida. También existe una TDS máxima, para condiciones de flujo pico. Carga Superficial de Sólidos La carga superficial de lodos, Qs, es la masa de sólidos que se aplica al espesador (y también a la zona de espesamiento de un sedimentador secundario) por unidad de área. Se calcula por medio de la siguiente fórmula: 329 BIOINGENIERÍA DE AGUAS RESIDUALES Qs = (1+R)Q.X / As (6.21) donde, X : biomasa en el licor mixto que entra al sedimentador, en Kg. SSLM/ m3. Qr: caudal de recirculación, L/s o m3/s. R: recirculación, fracción, Qr/Q. As: área de espesador, en m2. Para el espesamiento, Qs tiene valores que fluctúan entre 90 y 120 Kg. SS/d por m2 de espesador con lodos primarios, y entre 20 y 30 para lodos secudarios. Los valores de Qs promedio y pico para la sedimentación secundaria se aprecian en la Tabla 7.4. Cuando un sedimentador tiene zonas de sedimentación y espesamiento, se calcula el As a partir de la TDS y de la Qs y se escoge la más conservadora. Ver Capítulo 7. Figura 6.6: Sedimentador con barredor de lodos Fuente: http://webcd.usal.es/web/transgen00/Unidades/CURSO/UNI_10/image nes/figuras/10020308i.gif 330 ECUACIONES FUNDAMENTALES DE DISEÑO 6.3 PARÁMETROS EMPÍRICOS DE DISEÑO Los parámetros arriba tratados, sirven para efectuar los diseños de las plantas de tratamiento de aguas residuales mecanísticamente, pero la experiencia ha demostrado que los valores calculados deben caer en ciertos rangos definidos para los diferentes procesos. Aunque estos parámetros empíricos no se deben emplear para diseñar, si sirven para chequear si los valores calculados en el diseño caen en los rangos que la práctica profesional ha demostrado como óptimos. La Tabla 6.1 da los parámetros empíricos de diseño de los reactores en medio suspendido y la Tabla 6.2 para los reactores con medio fijo. Existen parámetros empíricos de diseño para cada proceso, los cuáles no se enumeran en este capítulo, pero que se mencionaran en el sitio oportuno. La Referencia [2] es un buen libro para obtener parámetros de diseño, y se recomienda ampliamente para consulta. RESUMEN MODELACIÓN MATEMÁTICA 6.4 ECUACIÓN BÁSICA DE LA BIOCONVERSIÓN En el Capítulo 5, se presentan las Ecuaciones (5.1) y (5.2), que expresa el balance en términos de DQO, que debe existir para la bioconversión aerobia y anaerobia respectivamente. Este balance se explica ampliamente en el Capítulo 2. Indica, resumidamente, que la bioconversión del sustrato, S, medido como DQO, se hace por intermedio y acción de la biomasa, y sus productos son: más biomasa, y gases consumidos ó producidos. Gases como el CO2 y el vapor de H2O no entran en la relación pues su valor energético es nulo, pero sí el O2 consumido en el caso aerobio, ó el CH4 producido en el caso anaerobio. Si se dividen las Ecuaciones (5.1) y (5.2) por t, y se llevan a límite para t , se obtiene el mismo balance estequiométrico pero en forma cinética, de modo que adquiere la forma de una ecuación diferencial. Las ecuaciones entonces quedan de la siguiente manera: 331 BIOINGENIERÍA DE AGUAS RESIDUALES dS dO2 dX 1,42 dt dt dt (6.22) para el caso aerobio y, para el caso anaerobio: dS dCH 4 dX 4,00 1,22 dt dt dt (6.23) Tabla 6.1: Parámetros empíricos de diseño en lodos activados* F/M Lv PROCESO td c XT Kg DBO5 Kg 0,2 SSV - 0,5 d Kg DBO5 0,3 m 3-1,0 d h d SSV 4-8 5 - 15 2500 Completamente Mezclado 0,2 - 0,6 0,8 - 2,0 4-8 5 - 15 3000 6000 Aireación Escalonada 0,2 - 0,5 0,6 - 1,0 3-5 5 - 15 3000 Alta Tasa 0,4 - 1,5 0,6 - 2,4 0,2 - 3 1-3 4500 Estabilización por contacto 1. Contacto 2. Estabilización 0,2 - 0,5 N/A** 1,0 - 1,2 Incluido en 1. 0,5 -1 3-6 5 - 15 N/A 2500 8000 0,05 - 0,25 <0,4 18 - 36 15 - 30 3000 6000 0,4 - 1,0 2,4 - 4,0 1-3 8 - 20 7000 Convencional Aireación Extendida Oxígeno Puro * Adaptado de la Referencia [1], pp. 339 ** N/A : no aplica. Tabla 6.2: Parámetros empíricos de diseño en filtros percoladores* PARÁMETRO BAJA TASA ALTA TASA 1,0 – 10,0 10,0 – 75,0 Carga Volumétrica kg.DBO5/m3.día 0,1 - 0,4 0,4 - 5,0 Altura m 1,5 - 3.0 3,0 - 12,0 Recirculación % 0 100 - 200 Carga hidráulica UNIDADES m3/día/m2 * Adaptado de la Referencia [1], pp. 398. 332 ECUACIONES FUNDAMENTALES DE DISEÑO Estas ecuaciones establecen que la energía contenida en el AR, en términos de DQO, debe aparecer transformada después de la bioconversión: (i) en la energía gastada (medida por el O2 respirado) más la energía contenida en la biomasa, X, para el caso aerobio, y (ii) en la energía contenida en el metano más la contenida en la biomasa para el caso anaerobio. Los factores 1,42 y 1,22 son para convertir los SSV aerobios y anaerobios, respectivamente, a unidades de DQO. El factor 4,00 es para convertir los g CH4 en su equivalente energético en términos de DQO. El cabal entendimiento de las ecuaciones anteriores es esencial para la comprensión del tratamiento de las AR. Ver Capítulos 2, 3 y 4. 6.5 PRODUCCIÓN DE BIOMASA La producción de biomasa se discutirá separadamente para los casos aerobio y anaerobio. En el caso aerobio, la bioconversión es efectuada por una sola clase de bacteria, y el desarrollo de los procesos metabólicos ocurre íntegramente por la acción de estas bacterias. En el caso aerobio intervienen por lo menos cinco tipos diferentes de microorganismos en la bioconversión, y el detritus de un tipo se convierte en el sustrato de otro. La microbiología anaerobia es, por tanto, más compleja desde el punto de vista cinético y estequiométrico, que la microbiología de las bacterias aerobias. 6.5.1 Aerobia Se ha demostrado que una fracción, aproximadamente constante, del sustrato consumido durante el proceso de bioconversión, se convierte en biomasa celular. Esta fracción es conocida como el coeficiente de producción, Y, el que por definición se calcula así: dX dt dX Y= dS dS dt (6.23) Para la biomasa aerobia, cuya “fórmula” es C5H7NO2, Y es de 0,5 333 BIOINGENIERÍA DE AGUAS RESIDUALES kgSSVproducido/kgDQOremovido para las AR domésticas, y en general para muchos tipos diferentes de ARI. Por otro lado, las bacterias requieren una cierta cantidad de energía para sus necesidades metabólicas, la cuál se asume que es aproximadamente constante, y representa una fracción de la biomasa. Esta fracción se denomina coeficiente endógeno, ke, en 1/d. Aunque en realidad ke depende de la edad de lodos, y puede fluctuar entre 0,01 y 0,20, el valor de 0,05 es suficientemente aproximado para los cálculos de diseño en la mayoría de los casos. Es claro entonces que la producción neta de biomasa es, dX dS Y k eX dt dt (6.24) Es importante aclarar que en el tratamiento de las AR existen otras clases de lodos que requieren un cálculo separado, como la materia inorgánica suspendida que viene con el AR y la materia orgánica endógena, producto de la descomposición bacterial, como se explicó en el aparte sobre producción de lodos. El tratamiento de las AR se desarrolla en unas condiciones en las cuáles la fracción viable, a, (que es igual a X/XT), es aproximadamente 0,8. 6.5.2 Anaerobia La Ecuación (6.24) describe adecuadamente la producción de biomasa anaerobia. Sin embargo, en la Digestión Anaerobia intervienen cinco tipos de microorganismos, como se mencionó antes, por lo cuál los coeficientes de producción y endógeno deben ser específicos para cada tipo. Una descripción adecuada de la Digestión Anaerobia se presenta en el Capítulo 2, 3 y las Referencias [3] y [4]. En la práctica se acepta que solo hay dos tipos de procesos que cuantitativamente inciden en la producción de biomasa anaerobia, a saber: (i) la Acidogénesis ó producción de Acido Acético y otros AGV, cuyo coeficiente de producción es Ya = 0,17, y (ii) la Metanogénesis, cuyo coeficiente de producción es Ym = 0,04. Los coeficientes endógenos son 334 ECUACIONES FUNDAMENTALES DE DISEÑO muy pequeños, del orden de 0,01. Más aún, para simplificar, es mejor tomar un solo coeficiente de producción anaerobio Y = Ya + Ym = 0,21, y aplicar la Ecuación (6.24). La “fórmula” de la biomasa anaerobia mezclada es C5H9NO3. 6.6 REMOCIÓN DE SUSTRATO La velocidad de remoción de sustrato, en forma de materia orgánica soluble e insoluble, medida como DQO, es esencial para conocer el tamaño de los reactores. Existen dos aproximaciones para su cálculo, que difieren conceptualmente, pero su uso en la práctica lleva a resultados similares. Las dos aproximaciones, que se explican ampliamente en el Capítulo 2, se resumen a continuación. 6.6.1 Lawrence & McCarty Lawrence y McCarty presentan una ecuación para la remoción de sustrato basada en un modelo de crecimiento bacterial en sustratos simples propuesta por Monod. Esta ecuación convertida a su aplicación para el tratamiento de las AR, se puede explicar afirmando que la tasa de remoción de sustrato neta (es decir, por unidad de biomasa activa), a saber (rs=dS/Xdt), depende solo del sustrato S, y tiene la forma de una curva de saturación tal como se aprecia en la Figura (3.3); la cual se expresa matemáticamente como sigue : k 0S dS Xdt k m S (6.25) donde, k : máxima tasa de remoción de sustrato, d-1. km : constante de Monod, de saturación, concentración de sustrato a la mitad de la tasa máxima de remoción de sustrato, mg/L. La Ecuación (6.25) tiene dos casos límites: (i) cuando S<<km, lo que se conoce como condiciones de inanición, CI, es decir que las bacterias están subalimentadas, lo que convierte la ecuación en: 335 BIOINGENIERÍA DE AGUAS RESIDUALES dS Xdt KS (6.26) ecuación que normalmente se expresa como, dS dt donde, KSX (6.27) K k/km La Ecuación (6.27) es la propuesta por Eckenfelder y puede ser utilizada cuando hay CI, lo que debe ser el caso en el tratamiento de AR; y (ii) cuando S>>km, es decir en condiciones de abundancia, CA, o sea cuando las bacterias tienen más alimento del que pueden consumir. En este caso la Ecuación (6.25) se convierte en, dS Xdt k (6.27) ecuación que se puede expresar como, dS kX dt (6.28) Figura 6.7 Curva de saturación (Eq. Lawrence & McCarty) 336 ECUACIONES FUNDAMENTALES DE DISEÑO lo que indica que la remoción total de sustrato depende exclusivamente de la biomasa existente. Para ampliar sobre el tema, se remite al Capítulo 2 y 3. Ver además Referencias [1], [2] y [11]. 6.6.2 Orozco Orozco (Referencias [5] y [6]) propuso una ecuación en la cuál rs depende del sustrato por unidad de biomasa, S/X, también con la forma de la curva de saturación de la Figura (6.6) reemplazando S/X por S en el eje de las abcisas. La diferencia conceptual con la Ecuación de Lawrence y McCarty, es que hace depender la tasa neta de remoción de sustrato, no de la cantidad de comida disponible (S) sino de la cantidad de comida disponible por unidad de microorganismos presentes (S/X). Esta Ecuación se puede deducir de otra propuesta por Contois para el crecimiento bacterial, similar a la propuesta por Monod. La ecuación se representa de la siguiente forma: dS kS/X Xdt k c S/X (6.29) donde, kc : constante de Contois, de saturación, concentración de sustrato para rs=k/2. La forma de esta ecuación se presenta en la Figura 6.8 y tiene forma de curva de saturación. Para CI, es decir para kc>>(S/X), la ecuación se convierte en, dS S kL Xdt X (6.30) que se puede representar como, dS k LS dt (6.31) 337 BIOINGENIERÍA DE AGUAS RESIDUALES donde, kL k0/kc. Figura 6.8: Curva de saturación (Ecuación Orozco) Esta Ecuación fue propuesta por McKinney. La diferencia entre las ecuaciones de McKinney y Eckenfelder, para CI, son las mismas que entre las de Lawrence y McCarty y la de Orozco, y para el caso, entre las de Monod y Contois. En CA, la Ecuación (6.29) se convierte en la misma Ecuación (6.28). La aplicación de las Ecuaciones (6.25) y (6.29) ó cualquiera de sus derivadas lleva en la práctica a resultados similares, pero conceptualmente son diferentes. 6.7 ECUACIONES DE DISEÑO Las ecuaciones explicadas en los apartes anteriores definen, respectivamente: (i) el balance energético de la bioconversión (que sirven para calcular el consumo de Oxígeno ó la producción de Metano), (ii) la producción de biomasa, y (iii) la tasa de remoción de sustrato. Estas ecuaciones pueden considerarse que definen el comportamiento 338 ECUACIONES FUNDAMENTALES DE DISEÑO metabólico cuantitativo de los microorganismos que intervienen en la bioconversión, y aplican a cualquier tipo de reactor, en medio suspendido ó fijo, completamente mezclado ó flujo pistón. Sin embargo, el comportamiento agregado de un reactor, se define por la sumatoria de los comportamientos de los microorganismos, en lo cuál es definitivo el tipo de reactor, y su régimen hidráulico. Al aplicar las ecuaciones anteriores a un reactor específico, y mediante las técnicas de modelación se obtienen las ecuaciones de diseño específicas para el tipo de reactor. La deducción de las ecuaciones se presenta en los Capítulos 2, 3 y 4. 6.7.1 TRATAMIENTO EN MEDIO SUSPENDIDO El tratamiento en medio suspendido se define como aquél que ocurre en un reactor donde no existe medio de soporte, de modo que los microorganismos están íntimamente mezclados con el agua residual, mezcla que se denomina como licor mixto. El tratamiento en medio suspendido comprende todos aquellos que se conocen genéricamente como lodos activados, y también comprende las lagunas de estabilización. Hay un gran número de diferentes reactores de lodos activados. En este capítulo sólo nos referiremos a las clases más importantes. Es necesario aclarar que para cada caso se escoge la ecuación más general que permita una solución matemática al balance de masas planteado. En algunos casos se requiere, por ejemplo, usar la Ecuación (6.27) que es más restringida, en lugar de la Ecuación (6.25) que es más general, para que el balance de masas planteado permita llegar a una ecuación diferencial que tenga una solución matemática explícita. Completamente Mezclado Un reactor completamente mezclado es aquél que tiene una agitación tan fuerte, que no hay diferencias de concentración en la totalidad del volumen del reactor. Matemáticamente se dice que el gradiente de la concentración, c, de un compuesto en el reactor es nulo, es decir: (dc/dz) = 0, siendo z una variable espacial cualquiera. Esto lleva a que una vez se obtienen las condiciones estables de tratamiento, CET, y 339 BIOINGENIERÍA DE AGUAS RESIDUALES los parámetros de calidad del agua permanecen constantes en el sistema de tratamiento, la concentración de cualquier parámetro en el reactor, la DQO por ejemplo, es constante, y no importa de que parte del reactor se saque el efluente, ni de a que parte llegue el AR cruda, la concentración de DQO del efluente es la misma. La Figura (6.1) muestra un esquema típico de unos lodos activados completamente mezclados con recirculación. El DQO efluente ó sustrato, S, se supone separado de la biomasa, es decir después del sedimentador secundario. La DQO efluente se debe analizar en el laboratorio de forma total y filtrada, y la diferencia entre ellas da cuenta de la DQO de los SSV que se alcanzan a escapar en el efluente, Xe, pero en rigor es un defecto de separación del licor mixto y no del proceso de bioconversión. Así pues, con S nos referimos al DQO filtrado (sin partículas de biomasa), y con X a los SSV del licor mixto, SSVLM, en el reactor. Las constantes cinéticas y estequiométricas, k, km (Ecuación de Lawrence y McCarty), kc (Ecuación de Orozco), Y y ke se deben conocer, ó calcular por los procedimientos experimentales que se presentan en el Capítulo 2. La Tabla (6.3) presenta valores típicos de estas constantes para las aguas residuales domésticas. Las constantes de la remoción de sustrato, k, km y kc, no se aplican para el tratamiento anaerobio, pues por razones específicas, en este caso se emplea como parámetro de diseño la carga volumétrica, L v (ver Ecuación 3.3), como se verá más adelante. Para un reactor completamente mezclado en CET, el sustrato soluble efluente (es decir, separado de la biomasa) se calcula por medio de la siguiente fórmula si se asume la Ecuación de Lawrence y McCarty: 1 k m k e θc k (1 k eθ c ) S= m θ c (Yk - k e ) 1 1 Yk - k e θc 340 (6.32) ECUACIONES FUNDAMENTALES DE DISEÑO con todas las constantes definidas, y por la siguiente fórmula si se asume la Ecuación de Orozco: 1 k c k e θc k (1 k e θ c ) S = c X θ c (Yk - k e ) 1 1 Yk - k e θc (6.33) Tabla 6.3: Constantes cinéticas y estequiométricas de las ARD Cte. Unidades Aerobia Anaerobia Observación k mgDQO mgSSV.d 5 2,5 N/A km mg/L 50 N/A L & Mc 0,01-0,02 0,04 Orozco 0,5 0,08 N/A 0,05 0,03 N/A kc Y ke mgDQO mgSSV mgSSV prod mgDQO rem .d d-1 La expresión de la derecha en las Ecuaciones (6.32) y (6.33) tiene una forma de presentación que es muy útil para la deducción de las ecuaciones en condiciones de Edad de Lodos Extremadamente Alta, ELEA. La biomasa, X, en el reactor se puede calcular por la siguiente fórmula: 341 BIOINGENIERÍA DE AGUAS RESIDUALES X= θ c Y(S 0 - S) Y(S 0 S) t d (1 k eθ c ) 1 t d k e θc (6.34) Nuevamente, la presentación de la derecha es útil para el análisis de las condiciones ELEA. La Ecuación (6.34) puede utilizarse conjuntamente con la Ecuación (6.33), que se puede resolver para S eliminando X, si se desea, aunque no es necesario para los cálculos de diseño. El resultado final queda como sigue: S S0 1 kY k e θc t 1 d kcY (6.35) Es claro que la expresión entre [ ] es constante para una edad de lodos dada, y se denomina KO. 1 kY - k e θc KO kcY quedando la ecuación de la forma: S S0 1 KOtd (6.35a) Es importante agregar que la edad de lodos en un reactor tiene un valor mínimo, cmin en el cuál la bioconversión cesa. Este valor se calcula por medio de la siguiente fórmula: 342 ECUACIONES FUNDAMENTALES DE DISEÑO 1 θ smin Yk - k e (6.36) Estas ecuaciones se aplicarán en los ejemplos que se presentarán y desarrollarán en los próximos capítulos. Es conveniente recordar la necesidad de entender los significados en la bioconversión por lo que se encarece al lector su estudio en los capítulos citados. Completamente Mezclados en Serie A menudo se emplean varios reactores completamente mezclados en serie. Para su análisis es conveniente utilizar las Ecuaciones (6.27) ó (6.31), que son más tratables matemáticamente que las Ecuaciones de L & Mc ó de Orozco. Usando la Ecuación (6.31) (de McKinney) se obtiene que en un sistema completamente mezclado se puede calcular el sustrato efluente, S, mediante la ecuación, S= S0 1+ kLtd (6.37) Nótese su parecido con la Ecuación (6.35a) reemplazando KL por KO. Si tenemos n reactores completamente mezclados en serie, tal como se aprecia en la Figura 3.5, entonces el efluente final (del último reactor) se calcula como sigue: S= S0 (6.38) t (1 + k L d ) n n lo que para n lleva a la ecuación, S = S0 e - kLtd (6.39) que es la expresión más simple para un reactor a flujo pistón. En otras palabras, un número n suficientemente grande de reactores completamente mezclados en serie se aproximan a un reactor a flujo pistón con un volumen igual a la suma de los n reactores en serie. 343 BIOINGENIERÍA DE AGUAS RESIDUALES Figura 6.9: Serie de reactores completamente mezclados Flujo Pistón El reactor con flujo a pistón supone que no existe mezcla en el sentido longitudinal. La Figura 6.10 muestra un esquema de un reactor a pistón, con recirculación. Como lo indica su nombre, este régimen hidráulico consiste en que se asume, en primera aproximación, que una masa definida de licor mixto avanza como un pistón a lo largo del tanque, en cuyo trayecto sufre la bioconversión. Una vez se alcanzan las CET, la concentración de una sustancia en el reactor es constante en cada punto, pero varía a lo largo según una ecuación similar a la Ecuación (6.39). El efluente tendrá la calidad existente al final del tanque de aireación. Figura 6.10: Esquema de reactor de flujo a pistón El análisis de modelación de un reactor a flujo pistón es más complicado matemáticamente que el de un reactor completamente mezclado, por lo que se emplea una ecuación más simplificada, por 344 ECUACIONES FUNDAMENTALES DE DISEÑO ejemplo la de Orozco. Si el reactor no tuviese recirculación, aplicaría una ecuación similar a la Ecuación (6.39), Sin embargo, es necesario que haya recirculación para poder garantizar una concentración suficiente de biomasa en el licor mixto. Esto introduce una complicación en el problema de balance de masas para el siguiente resultado: S= S 0 e -k O t'd ' 1 + R - Re -k O t d t'd V (1 + R)Q 0 (6.40) (6.41) donde R: recirculación Q0: caudal neto, sin recirculación. 1 kY - k e θc KO kcY Reemplazando la ecuación 6.41 en la 6.40 queda: k t O d 1 R S S0 e (6.42) k t O d 1 R 1 R - R e Para el cálculo de la concentración de biomasa, se emplea la Ecuación (6.34) o se supone de la Tabla 6.1. Nótese que t’d=td/(1+R), siendo td el tiempo de detención neto, es decir, sin contar la recirculación. Lagunas de estabilización Las lagunas de estabilización se suponen con el agua completamente 345 BIOINGENIERÍA DE AGUAS RESIDUALES mezclada, pero la biomasa se concentra en el fondo en una suspensión uniforme. Fenomenológicamente se asume un comportamiento que produce una ecuación como la Ecuación (6.37), lo que coincide bastante bien con los resultados prácticos, de modo que como no tiene recirculación, el efluente final depende únicamente del tiempo de detención neto. 6.7.2 TRATAMIENTO EN MEDIO FIJO El tratamiento en medio fijo es aquél en el que la biomasa esta fija a un medio plástico, ó de otro material, y el Agua Residual pasa sobre el medio dejando suficiente espacio para que fluya el aire en sentido contrario, garantizando así las condiciones aerobias. Este mecanismo requiere que el reactor no esté inundado, por lo que en realidad operan como filtros percoladores. Otro mecanismo para los reactores con medio fijo es el de los biodiscos, elementos éstos que sirven de soporte para el crecimiento de la biomasa, pero que giran alrededor de un eje, con una gran parte sumergida en el tanque con el Agua Residual, actuando de este modo la biomasa sobre el sustrato, mientras la otra parte se airea en la atmósfera. El porcentaje de disco que está en contacto directo con el Agua Residual se conoce como sumergencia. Aunque los principios bioquímicos y microbiológicos que operan en un reactor en medio fijo son idénticos a los que obran en un medio suspendido, los parámetros de diseño son diferentes, pues algunos que se emplean en el último caso no se pueden medir en reactores con medio fijo. Por ejemplo, la concentración de biomasa, X, no se puede medir directamente en un filtro biológico, por lo que debe ser reemplazada por otro parámetro que sea medible, según veremos en su momento. Las ecuaciones que se utilizan sólo las vamos a plantear, por lo que se recomienda el estudio de los capítulos 2,3 y 4. Filtros Biológicos Para plantear las ecuaciones de diseño de los filtros biológicos ó 346 ECUACIONES FUNDAMENTALES DE DISEÑO percoladores nos referiremos a la Figura (6.11). El agua gotea por encima del filtro, fluyendo sobre el medio que sostiene la biomasa, pero permitiendo el paso de aire en contracorriente para mantener las condiciones aerobias. Los filtros se modelan como flujo pistón, y normalmente tienen recirculación. El crecimiento de biomasa en un reactor con medio fijo permite obtener altas concentraciones, pero no admite un tiempo de retención del agua muy alto, ni admite el entrampamiento de materia orgánica particulada. Por lo tanto es un sistema que se debe emplear con sustratos solubles, o después de una sedimentación primaria, y son ideales para remover altas cargas de materia orgánica soluble en poco tiempo, pero no con eficiencias muy altas, por lo que es empleado normalmente como tratamiento grueso. Figura 6.11: Flujo en filtros biológicos Como los filtros biológicos se modelan en forma muy similar al flujo pistón en medio suspendido, la ecuación de sustrato debe ser parecida a la Ecuación (6.41), pero con parámetros que se puedan medir. En efecto, la ecuación para los filtros percoladores es: 347 BIOINGENIERÍA DE AGUAS RESIDUALES S= S0exp (K h h/q an ) 1 + R - Rexp - (K h h/q an ) (6.43) donde Kh y n : constantes que dependen del material filtrante. qa: carga hidráulica, L/s.m2. exp: e. Las constantes Kh y n dependen en gran medida del tipo de medio filtro, cuyo factor más importante es el área neta, a, que representa los m2 de área superficial disponible para el crecimiento de biomasa por m3 de material filtrante. Es claro que a mayor área neta mayor cantidad de biomasa en el filtro, pero también hace más difícil dejar espacio suficiente para la aireación adecuada de la biomasa. Es por ello que el diseño del material filtrante es crucial para su desempeño. Valores típicos de Kh y n son 0,1 a 1,0 y 0,5 a 0,8. El cálculo de qa se efectúa como (1+R)Q/As dónde As es el área superficial del filtro, e incluye la recirculación. Es claro que h/qa=hAs/(1+R)Q=V/(1+R)Q, es decir, se asimila de alguna manera al tiempo de detención, t’d, aunque no exactamente, pues el filtro no está lleno. Entonces Kh/qa(n-1) hace las veces del producto kX de la Ecuación de Eckenfelder, pues qa influye en forma definitiva en la cantidad de biomasa del filtro debido a que la cizalladura que aplica el agua a la película determina el espesor del biofilme adherido al medio filtrante. Véase los capítulos 2 y 4. Establecer una semejanza entre las Ecuaciones (6.41) y (6.43) es importante para el entendimiento general del proceso de bioconversión. Por otro lado si se elimina la recirculación, la Ecuación (6.42) se reduce al numerador de la ecuación. Biodiscos Para el análisis de los biodiscos nos referiremos a las Figuras (6.12) y (6.13), donde se muestran esquemáticamente, los biodiscos operando en 348 ECUACIONES FUNDAMENTALES DE DISEÑO serie y a flujo pistón. En el primer caso la ecuación que aplica es la siguiente: S= S0 (1 + Pat d / n) n (6.44) donde P: capacidad del área, en m/día a: área de discos/volumen de líquido. Figura 6.12: Esquema de biodiscos operando en serie En este caso a es similar al área neta de los filtros percoladores, y n es el número de reactores en serie, mientras P es la constante de reacción. Nótese su similitud con la ecuación (6.38). Según la Figura (6.13) para un reactor de biodiscos a flujo pistón, es claro que la ecuación que aplica es, S = S0e-Pat'd (6.45) similar a la Ecuación (6.40). P tiene valores típicos de 0,2 m/día. 349 BIOINGENIERÍA DE AGUAS RESIDUALES Figura 6.13: Esquema de biodiscos operando a flujo pistón 6.8 CONDICIONES ELEA La teoría para las condiciones de Edad de Lodos Extremadamente Altas, ELEA, se presentan detalladas en el capítulo 2 y 4 y en la Referencia [7]. La consecuencia práctica de esta teoría es la posibilidad de obtener tiempos de detención muy bajos, por el procedimiento de conseguir edades de lodos muy altas. Matemáticamente se traduce en llevar al límite c , lo que tiene el efecto sobre las Ecuaciones (6.32), (6.33) y (6.34) de convertirlas como sigue: S= Kske Yk 0 - k e 6.46) Kske S = X Yk 0 - k e (6.47) Y(S0 - S) td k e (6.48) X= La Ecuación (6.48) en la (6.47) nos lleva a la Ecuación (635a):: S S0 1 KOtd 350 ECUACIONES FUNDAMENTALES DE DISEÑO Donde, KO = (kY-ke)/kcY = constante (6.49) Una consecuencia de éstas ecuaciones es, entre otras, que el sustrato efluente es constante y el mínimo posible, por lo que S = S0 siendo la biodegradabilidad máxima del sustrato. Esto lleva a la consecuencia más importante que se resume en la siguiente ecuación: X*td = (Y/ke)(1-)S0 (6.50) lo que significa que el tiempo de detención puede ser tan bajo como se quiera, siempre que se tenga una cantidad de biomasa suficientemente alta. Los desarrollos tecnológicos del futuro en el tratamiento de las Aguas Residuales, girarán bastante alrededor de estas condiciones particulares de tratamiento. 6.9 ECUACIONES PARA EL SUMINISTRO DE OXÍGENO La ecuación básica de la bioconversión aerobia (Ecuación 6.22) nos expresa la cantidad de Oxígeno requerido para que la remoción de sustrato se lleve a cabo, pero es necesario suministrar el Oxigeno en cantidad suficiente. Aquí se requieren ecuaciones de transferencia que no son bioquímicas sino físicas, pero que son de extraordinaria importancia para el resultado final. Si no hay suficiente Oxígeno, simplemente la reacción no se llevará a cabo aerobiamente. Las ecuaciones que se presentan a continuación son calculadas al nivel del mar, y deben ser corregidas para mayores alturas. Lo primero es calcular el Oxígeno Requerido. Puede hacerse mediante la Ecuación (6.22), una vez se conocen la Tasa de Remoción de Sustrato (dS/dt), y la Tasa de Crecimiento de Biomasa (dX/dt). Por supuesto esto se refiere al Oxígeno Requerido debido a la Demanda Bioquímica de Oxígeno Carbonácea, DBOC, la cual se puede calcular, conservadoramente, por el producto 2*DBO5*Q (pues se asume que la DBO última es dos veces –en realidad es 1.5 veces- la DBO5, y que se va a consumir la totalidad de la DBO) la cuál se da en unidades de kg/h. Sin embargo existen otros dos requerimientos de Oxígeno, no tan 351 BIOINGENIERÍA DE AGUAS RESIDUALES importantes como la DBOC, pero que deben ser tenidos en cuenta para garantizar la totalidad del Oxígeno que se va a requerir: (i) la DBO Nitrogenada, DBON, debida a la oxidación del Nitrógeno Orgánico y Amoniacal, a Nitritos y luego a Nitratos. El Nitrógeno Orgánico y Amoniacal se mide como Nitrógeno Total Kjeldhal, NTK, y estequiométricamente se puede calcular la DBON = 4,6*NTK*Q, kg/h; y (ii) la Demanda de Oxígeno necesaria para oxidar el H2S (como S) a Sulfatos. Estequiométricamente, la DBOS = 3*S- H2S*Q, kg/h. De modo que el cálculo del Oxígeno Requerido Real, ORR, se puede hacer por medio de la ecuación siguiente: ORR = (2,0*DBO5 + 4,6*NTK + 3,0*S-H2S)*Q (6.51) Conociendo el ORR, entonces se puede calcular la Tasa de Transferencia de Oxígeno a Condiciones Estándar, TTOE, TTOE = OOR * c s [ * FCA * c sT - c 0 ] *1.024 (T -20) (6.52) dónde, cs : Oxígeno Disuelto, OD, de saturación estándar, 9,092 mg/L ó g/m3. FCA : Factor de Corrección de Altura, sobre el nivel del mar ; FCA = 1 – (1,17 x 10-4 x msnm). msnm: metros sobre el nivel del mar de la PTAR. : corrección de transferencia de Oxígeno de Agua Pura a Agua Residual. Depende del AR, pero es alrededor de 0,75. : corrección de salinidad, alrededor de 0,95. csT : cs a la temperatura del AR c0 : OD de operación deseado del reactor, 1 a 2 mg/L T: temperatura del AR (T-20) 1,024 : factor de corrección por T. 352 ECUACIONES FUNDAMENTALES DE DISEÑO Una vez calculada la TTOE, se puede deducir el tipo y tamaño del aireador como sigue: (i) Mezclador: para cada tipo de aireador existe una transferencia a condiciones estándar, N0, en kgO2/h.HP. La potencia, P, en HP, requerida para efectuar la transferencia real, en las condiciones de campo, será entonces, P = TTOE/N0. (ii) Difusores: de acuerdo al tipo de difusor, existe una eficiencia de transferencia para una profundidad dada, y para un tiempo de detención del reactor dado. De modo que se calcula la TTOE para el tiempo de detención del reactor, TTOED = TTOE/k1, dónde k1 depende del tiempo de detención (k1 = 1,10 para td = 24 h, y k1 = 1,50 para td = 2 h). El flujo total de aire requerido, qai será entonces, qai = TTOED/ci*e, donde ci es el O2 en el aire (0,28 kgO2/m3 @ 20C y 101,3 kpc) y e es la absorción de O2 para la burbuja del difusor, que puede ser hasta del 8% por metro de profundidad del AR. El lector comprenderá que debe consultar un buen manual de fabricante de aireadores y/o de difusores, para aplicar las ecuaciones anteriores, pues las variables pueden cambiar según el tipo de aireador y/o difusor. Para su aplicación, ver el Ejemplo 8.3. 353 BIOINGENIERÍA DE AGUAS RESIDUALES REFERENCIAS [1] OROZCO A. Y A. SALAZAR (2001), "Tratamiento de las aguas residuales", Libro de texto, Segunda edición, Ed. Universidad de Antioquia. [2] METCALF & EDDY (1991), “Wastewater treatment”, Third Edition, McGraw Hill Co. [3] METCALF & EDDY Inc., "Wastewater Engineering: Treatment AND Reuse" McGraw Hill International Editions. New York (2003). [4] OROZCO, A. (1990) “Introducción” en Manual de digestión anaerobia, Por A. Orozco, CIFI, Uniandes, Bogotá. [5] OROZCO A. Y E. GIRALDO (1986), "Tratamiento anaerobio de las aguas residuales", Uniandes-CIFI-COLCIENCIAS, Bogotá. [6] OROZCO, A. (1976), “Comparison of complete mixing activated sludge models using a glicerol feed”, MS Thesis, The Pennsylvania State University, Univ. Park. [7] OROZCO, A. (1977), “Teoría de la remoción de sustrato soluble en plantas de lodos activados”, Revista ACODAL, Bogotá. [8] OROZCO, A. (1995), “Tecnologías futuras para el tratamiento de las aguas residuales”, Memorias del XXXVIII Congreso de ACODAL, Popayán. [9] OROZCO, A.(1988), "Anaerobic wastewater treatment using an open flow baffled reactor at low temperature", Fifth Internatinal Symposium on Anaerobic Digestion, Poster-paper book, Bologna, Italy. [10] OROZCO, A. (1997) “Pilot and full-scale anaerobic treatment of low-strenght wastewater at sub-optimal temperature (15°C) with a hybrid plug flow reactor", Proceedings of the 8th Internatioanl Conference on Anaerobic Digestion, Vol. 2 , Oral presentation, May 25-29, Sendai, Japan. [11] Libhaber, M and Orozco-Jaramillo, A, "Sustainable treatment and reuse of municipal wastewater", IWA Publishing, London, United Kingdom, 2012. 354 7. PRETRATAMIENTO SEDIMENTACIÓN Y MANEJO DE LODOS 7.1 FLUJOGRAMA El Flujograma o Diagrama de Flujo es tal vez la parte más importante en el diseño de una PTAR, y su preparación consiste en definir los procesos que se deben emplear en el tratamiento de un AR específica (en unas condiciones específicas) y su secuencia lógica de tratamiento, con el objeto de obtener el resultado deseado. Varios posibles flujogramas se discutieron en el Capítulo 5. Es pues importante definir un flujograma apropiado para la eficiencia deseada, pero también que este tenga en cuenta la minimización de los problemas inherentes al funcionamiento de una PTAR, y el concepto de costo-efectividad. Como costo-efectividad se entiende el hecho de obtener el resultado deseado con el mínimo costo posible, entendido el costo como el valor anualizado de los costos de inversión y de Operación y Mantenimiento, O&M. Por supuesto que no se debe sacrificar la robustez y durabilidad de los equipos a la economía, sino, más bien, obtener la economía vía un diseño acertado de los procesos, y por supuesto con la aplicación de un flujograma adecuado. En otras palabras, la costoefectividad se debe obtener por medio del diseño y no del ahorro en 355 BIOINGENIERÍA DE AGUAS RESIDUALES calidad, confiabilidad y duración de los equipos. En una PTAR existen tres diagramas de flujo independientes, aunque a menudo se dibujen en el mismo esquema (ver Figura 5.1). El del flujo del agua, el de los lodos y el flujo de los gases. Estos tres componentes tienen aplicación distinta y objetivos diferentes, pero todos deben determinar la solución ambientalmente aceptable de la disposición final de los fluidos. Si vamos a la Figura 5.1, vemos que el tratamiento de las AR residuales implica la producción de los tres fluidos mencionados, a saber: (i) agua limpia; (ii) lodos estabilizados y digeridos, y además suficientemente deshidratados; y (iii) gases que puedan eliminarse a la atmósfera sin perjuicio ambiental. Los objetivos y condiciones de una PTAR deben ser definidos con claridad, especialmente en los siguientes aspectos: Eficiencia requerida. Este ítem es importante como el que más, porque no solo significa el cumplimiento de la Norma de Descarga de la autoridad ambiental, sino que determina los procesos costoeficientes del rango dado. Es decir, para obtener, por ejemplo, una eficiencia del 80% existen unos procesos más económicos que otros (sin sacrificar calidad de los equipos). Condiciones ambientales de la PTAR. Entre éstas se incluyen la temperatura del AR, la altura geográfica del sitio (los msnm), la dirección predominante de los vientos, el nivel de insolación (horas de luz solar por día en el mes más nuboso), cercanía a zonas urbanas, etc. Características de las AR. Aquí se debe incluir la DBO (total y filtrada), la DQO (total y filtrada), los SS y SSV, el N y el P (nutrientes), pH, los SD (presencia de cloruros), Grasas y Aceites, G&A, y los niveles de sustancias de interés sanitario (tóxicos, sustancias nobiodegradables, etc.). Cantidad de la AR. Esto es importante por que, en alguna medida, el tamaño de la planta introduce economías de escala que hay que tener en cuenta. El siguiente cuadro sumariza algunas ideas en las que se aplica el 356 PRETRATAMIENTO SEDIMENTACIÓN Y MANEJO DE LODOS criterio de eficiencia a la costo-efectividad: Tabla 7.1: Criterio de eficiencia y costo – efectividad EFICIENCIA, % TRATAMIENTOS COSTO-EFECTIVOS 15 a 50 Tratamiento Anaerobio, Tratamiento Primario 50 a 90 Filtro Percolador, Tratamiento Anaerobio, Biodiscos, Lagunas de Estabilización 90 a 99 Lodos Activados, Aireación Extendida La tabla anterior sólo da una idea general de cuáles pueden ser los tratamientos costo-efectivos, pero, por supuesto, los procesos deben ser sometidos a un proceso de análisis de pre-factibilidad previo, pues otras condiciones, v.g. altura sobre el nivel del mar, insolación, etc. pueden alterar este orden. El diagrama de flujo para un tratamiento determinado, se puede elaborar con la ayuda de un árbol de decisiones, en el cuál se incorporan todas las posibilidades de tratamiento. Dependiendo de las características del AR, se seleccionan los procesos necesarios, los cuáles forman el flujograma. Por supuesto que es necesario tomar algunas decisiones expertas durante el proceso de selección de procesos, pero se han preparado programas de ayuda, tales como el elaborado por Gamboa (1999) en su tesis de grado “Metodología computacional para definir el diagrama de flujo de una planta de tratamiento de Aguas Residuales”. 7.2 CAUDALES Y CARGAS DE DISEÑO Caudales El caudal de diseño es uno de los datos esenciales para la formulación del diseño de los procesos de un sistema de tratamiento de aguas residuales (STAR). Existen dos valores de caudal importantes para 357 BIOINGENIERÍA DE AGUAS RESIDUALES el diseño de una planta: (i) el caudal promedio, y (ii) el caudal pico o caudal máximo. En el diseño de un STAR el caudal promedio se emplea en el diseño del reactor biológico (si lo hay), o de todas las unidades posteriores a la igualación/homogeneización. El caudal pico se utiliza para el diseño de todos los procesos hidráulicos anteriores a la igualación, y cuando ésta no existe, en todas las unidades de pre-tratamiento, incluida la sedimentación primaria, y también participa en el diseño de la sedimentación secundaria. El cálculo del caudal de aguas residuales depende de dos variables: la población de diseño (P) y el consumo per cápita o dotación (q) en L/hab.d. La población de diseño se calcula por alguno de los métodos de proyección de población dado un período de diseño, y la dotación se mide directamente cuando es posible. Existen dos tipos de dotación, la doméstica (qdom) que define el consumo por vivienda (que es de 20 a 30 m3/mes, o unos 150 a 250 L/hab.d), y la total (qT) que se calcula dividiendo el agua tratada en la Planta de Purificación por el número de habitantes abastecidos de agua potable. Esta última dotación incluye todos los usos, como el comercial e industrial, pero también incluye el Agua No Facturada, que se compone de las pérdidas físicas del agua en la tubería, y de los fraudes y conexiones erradas. En general, se prefiere medir el qdom, y los otros consumos por aparte, tales como los comerciales, industriales e institucionales, y fijar metas para el agua no facturada. Esta última es usualmente muy alta en ciudades de países en desarrollo (del 40 al 50 %) mientras que la meta deseable debe estar entre el 15 y el 25 %. El valor de qdom es para el consumo de agua potable, pero aquí estamos interesados en el caudal del agua residual (AR). Para calcularlo se emplea una constante c, el coeficiente de retorno, que define la fracción de agua consumida en una vivienda que va al alcantarillado. Usualmente está entre 0,8 y 0,9. De modo que el caudal de AR producido por una población P será: Q ARD cq domP 86400 (7.1) 358 PRETRATAMIENTO SEDIMENTACIÓN Y MANEJO DE LODOS donde 86400 son los segundos del día, para dar el resultado en Lps. Sin embargo un alcantarillado recibe continuamente Agua de Infiltración, presente siempre en la matriz del suelo, bien sea agua freática o agua de las pérdidas físicas de la tubería de acueducto. La cantidad que recibe el alcantarillado depende no sólo del agua presente en el subsuelo sino también de la transmisibilidad de éste, y la fórmula que se aplica es: QI = qI Aa (7.2) Donde, QI: caudal de infiltración qI: caudal unitario de infiltración, 0,1 a 0,2 Lps/ha Aa: área de aferencia de infiltración al alcantarillado, ha. De este modo, el caudal de diseño de procesos o caudal promedio de un STAR doméstica (QD) para los procesos será: QD = cq domP + qI Aa = QARD + QI 86400 (7.3) Para los pre-tratamientos y la hidráulica en general se usa el caudal pico (QDH) que se calcula como sigue: QDH = k1k2 cq domP + qI Aa 86400 (7.4) Siendo k1 la mayoración por el caudal máximo diario (Qmaxd/QD), normalmente entre 1,5 y 1,8, y k2 la mayoración por el caudal máximo horario (Qmaxh/Qmaxd), normalmente entre 1,3 y 1,7. El valor típico de k1k2 es 2,7. Hay otras ecuaciones para calcular el factor de mayoración total (FM = k1k2) en función de la población (P), en miles, a saber: Ecuación de Babbit: 359 BIOINGENIERÍA DE AGUAS RESIDUALES FM = (7.4a) Ecuación de Harmon, FM = (7.4b) Ecuación “Ten States” FM = (7.4c) Con estas ecuaciones se puede obtener el caudal máximo a partir de la población. Ver Figura 3.1 para una comparación entre las tres: las ecuaciones 3.6 y 3.7 se superponen. El FM debe ser medidas de datos reales de dos o tres años, si es posible. Ver “State of the art Urban drainage Modelling”(2003). Figura 7.1: Comparación del factor de mayoración según Babbit, Harmon y los “Ten States”. Las últimas dos ecuaciones se superponen. FM 4 3 2 1 0 0 20 40 60 80 100 P en 1000 Con el objeto de no superar nunca el caudal de diseño hidráulico, 360 PRETRATAMIENTO SEDIMENTACIÓN Y MANEJO DE LODOS es importante que existan vertederos de rebose que eviten el ingreso a la planta de caudales mayores que el dado por las Ecuaciones (7.4). El agua rebosada puede ir a un pondaje de almacenamiento para su posterior tratamiento, o directamente a la descarga o una corriente cercana, dependiendo de la calidad. Carga La calidad de las AR es necesaria para calcular las cargas de diseño, los nutrientes necesarios, etc. Se deben medir a través de un muestreo compuesto en diferentes sectores residenciales de la ciudad. Los parámetros que se deben medir se dan en la Tabla 1.3, donde además se dan valores típicos. En el procedimiento de diseño se debe calcular la carga unitaria o producción neta de cada parámetro contaminante, por ejemplo: qDBO5 en kgDBO5/hab.d. Como la calidad final en el STAR depende del caudal total, que a su vez depende de la infiltración, es claro que la DBO5 medida en los diferentes sectores no es la misma que a la llegada a la planta. Ahora, conociendo la carga unitaria, el cálculo de la concentración de un parámetro (C) en la planta es como sigue: C = P.qC / QD [hab x (kg/hab.d) / (m3/d)] (kg/m3 = g/L). (7.4d) Este cálculo se hace para la DBO5, la DQO, el Nitrógeno, el Fósforo, etc. Para efectuar el diseño de un STAR se debe tener entonces: (i) el caudal, que se calcula como se explica en el aparte anterior; (ii) la calidad del ARD, que se calcula con la Ecuación 7.4d; y (iii) la carga total de cada parámetro (por ejemplo: LDBO5: carga total de DBO5, kg/d) que se calcula con el producto de la carga unitaria por la población, así: LDBO5 = P . qDBO5 7.3 (7.5e) DESCRIPCIÓN DE UNIDADES DE PRETRATAMIENTO El pre-tratamiento, antes del proceso de tratamiento propiamente dicho, es esencial, por cuanto un error en la selección de los procesos adecuados puede llevar a la falla del sistema. Las unidades de pre361 BIOINGENIERÍA DE AGUAS RESIDUALES tratamiento se definen como los procesos preparatorios necesarios antes de someter el AR al tratamiento biológico, y buscan igualar y homogeneizar el flujo, adicionar los nutrientes necesarios, regular el pH requerido de tratamiento, eliminar sólidos flotantes e inorgánicos, en fin, eliminar toda sustancia nociva para el éxito del proceso. En esta sección explicaremos los objetivos perseguidos con cada proceso de pretratamiento, su aplicación más frecuente y la ecuación de diseño principal. También, en algunos casos se presentará un plano de diseño del proceso. Sin embargo, la consulta de las Referencias [1] y [2] para el cálculo del proceso es recomendable. 7.3.1 Desbaste (i) Objetivos del proceso El Desbaste se hace mediante Rejillas, normalmente de barra paralelas. Este el método más usado para remover los materiales gruesos presentes en el agua residual, tales como papeles, plásticos, etc. Su objeto es proteger la operación correcta de válvulas, bombas, aireadores y demás equipo necesario para una PTAR. Existen rejas de limpieza manual (ver Figura 7.1) y rejas auto-limpiantes. Dependiendo del espaciamiento entre las barras se dividen en Rejas Gruesas (de 4 a 10 cm), Rejas Medias (de 2 a 4 cm) y Rejas Finas (de 1 a 2 cm). (ii) Casos de Aplicación El Desbaste se debe aplicar siempre a la entrada de una PTAR. (iii) Ecuación de Diseño El cálculo más importante en el diseño de una rejilla es la pérdida de carga al paso del AR por entre las barras. La velocidad de aproximación debe estar entre 0,6 (para evitar sedimentación) y 0,9 m/s (para evitar arrastre del material atrapado). La ecuación para la pérdida de carga, hf, para es: 362 PRETRATAMIENTO SEDIMENTACIÓN Y MANEJO DE LODOS 1 V2 v2 hf 0,7 2g (7.5) donde, V: velocidad del agua, al paso por las barras, m/s v: velocidad media del agua, aguas arriba, m/s g: gravedad, 9,81 m/s2 Otra expresión que se usa más a menudo es: a v2 hf K sen e (2g) (7.6) donde, K: : a: e: coeficiente de rejillas, 2,42 para barras rectangular es, y 1,79 para barras circulares. ángulo de la barra con la horizontal. espaciamiento entre barra, cm. espesor de las barras, cm. La aplicación de las fórmulas es directa. El ángulo preferido es 60 , y el grosor de las barras depende del material comercial disponible. o (iv) Ejemplo de Plano de Diseño El diseño de una rejilla de limpieza manual se presenta en la Figura 7.1a y de uno auto-limpiante en la Figura 7.2. La parte superior es una placa perforada, que tiene la función de recibir el material atrapado y limpiado con un rastrillo manual, permitiendo escurrir el agua para su deshidratación antes de proceder a arrojar el material separado en un recipiente para su disposición final como Residuo Sólido, RS. La producción está entre 0,01 y 0. 04 L de RS por m3 desbastado. 363 BIOINGENIERÍA DE AGUAS RESIDUALES Figura 7.1a: Rejilla de limpieza manual Figura 7.2: Rejilla auto-limpiante Fuente: http://www.riegonacional.com/tag/rejilla-autolimpiante/ 7.3.2 Tamizado (i) Objetivos del Proceso 364 PRETRATAMIENTO SEDIMENTACIÓN Y MANEJO DE LODOS El tamizado tiene la misma función del desbaste, pero a un nivel más fino. De hecho la malla del tamiz tiene aberturas que fluctúan entre 5 y 0,5 mm. Pueden ser estáticos o rotativos. Los tamices estáticos son auto-limpiantes (con la malla inclinada), debido a la pendiente de flujo del agua, mientras que los rotativos se limpian al pasar el tamiz por una cuchilla que retiene el material removido. El tamizado remueve materiales flotantes y voluminosos, tales como papeles y plásticos, pero también remueve material fino, arenas y materia orgánica en algún grado. En general (dependiendo del tamaño de la malla) se le puede asimilar, en su grado de tratamiento, a un tratamiento primario de sedimentación, con remociones de DBO del orden del 15% y de SS del orden del 50%. Su principal problema es la cabeza necesaria para su operación, que es del orden de 1,5 m. (ii) Casos de Aplicación Los tamices estáticos se emplean como sustitutos del tratamiento primario con mallas de poro del tamaño de 1 mm o menos. También cuando hay gran cantidad de papel o plásticos que se quieren remover sin riesgo de taponamiento u obstrucción del flujo del agua. (iii) Ecuación de Diseño La ecuación de diseño para la pérdida de carga es como sigue: 1 h f C (2g) Q A 2 (7.7) Donde, C: coeficiente de descarga, aproximadamente 0,6. A: área efectiva del tamiz. Vale la pena anotar, sin embargo, que la pérdida de carga necesaria para el uso de los tamices es debida principalmente al diseño geométrico del tamiz y no a su flujo hidráulico, es decir, la ubicación de la tubería de entrada y de salida, por lo que es conveniente para efectos de cálculo y diseño, remitirse a las especificaciones, dibujos y procedimientos dados 365 BIOINGENIERÍA DE AGUAS RESIDUALES por el fabricante. (iv) Ejemplo de Tamiz La Figura 7.3 muestra un ejemplo de un tamiz rotatorio. Para su especificación se debe consultar los manuales de los fabricantes. TM Figura 7.3: Tamiz Rotatorio “The Rotosieve ” Fuente: Libhaber and Orozco (2012) 7.3.3 Desarenador (i) Objetivos del Proceso Los desarenadores se utilizan para remover arenas y otros materiales no orgánicos tales como guijarros, huesos, etc. Para su diseño a veces se emplea la teoría de la sedimentación discreta, según la Ecuación (7.18) de Stokes, y se asume que la gravedad específica de las partículas removidas es cercana a 2,65. Sin embargo es más común el uso 366 PRETRATAMIENTO SEDIMENTACIÓN Y MANEJO DE LODOS de la TDS. Los desarenadores se deben construir en dos o más unidades, con un Desarenador extra, pues cuando se esté en el proceso de limpieza de uno de ellos, los otros deben tener capacidad para tratar el caudal total que esté llegando a la planta durante la limpieza. (ii) Casos de Aplicación El desarenador debe diseñarse y construirse en toda PTAR. Se pueden construir elevados para facilitar su limpieza. (iii) Ecuación de Diseño La Ecuación (6.20) se emplea para el diseño de un desarenador con una TDS entre 600 y 1200 m/d. Se deben mantener en todo momento velocidades entre 0,15 y 0,40 m/s para la sedimentación de materia orgánica y el arrastre de sólidos. Una velocidad de 0,20 m/s es recomendable. El desarenador se puede mantener a velocidad constante si se coloca a la salida un vertedero de descarga proporcional (Sutro) que además sirve como medidor de flujo. (iv) Ejemplo de Plano de Diseño La Figura 7.4 presenta un plano característico de un desarenador. Nótese que son dos en paralelo, para que uno funcione mientras el otro se limpia. 7.3.4 Medición de Flujo (i) Objetivos del Proceso La medición de flujo a la entrada de la PTAR es absolutamente necesaria para el control de todos los procesos y del perfil hidráulico. A veces es necesaria también la medición del flujo a la salida o entre procesos. Existen muchas maneras de medir el flujo, pero la más común es la canaleta Parshall por la gran cantidad de experiencia que existe en su aplicación. 367 BIOINGENIERÍA DE AGUAS RESIDUALES Figura 7.4: Plano de Desarenador. (ii) Casos de Aplicación La canaleta Parshall se utiliza cuando se requiere de un método sencillo y de fácil consecución para medir el flujo. Tiene la propiedad adicional de que sirve como método para la mezcla rápida de coagulantes cuando se requiera, si se mantiene en la garganta un velocidad entre 2,0 y 7,0 m/s. La Figura 7.5 presenta una vista general de una canaleta Parshall hecha de fibra de vidrio, lo que permite una visibilidad óptima de su funcionamiento. (iii) Ecuación de Diseño El diseño de una canaleta Parshall está completamente definido 368 PRETRATAMIENTO SEDIMENTACIÓN Y MANEJO DE LODOS para diferentes rangos de caudal. Para especificarla se define el ancho de garganta w, el cual define todas las otras dimensiones de la canaleta. Ver Ven Te Chow y Benefield et al. La Tabla 7.2 presenta los diferentes anchos para caudales recomendados. Figura 7.5: Vista de una canaleta Parshall Fuente: http://fing.javeriana.edu.co/ingenieria/lab_ing_civil/Can_parshall.htm Las canaletas Parshall se obtienen comercialmente con solo especificar el rango de caudal, que como se aprecia en la Tabla 7.2, define la garganta w y todas las dimensiones de la canaleta, incluidas pérdidas y demás propiedades hidráulicas. (iv) Ejemplo de Plano de Diseño Las canaletas se complementan con equipos de control automático para tener los registros de medición, instantáneos y acumulados, como se muestra en la Figura 7.6. En las Figura 7.7 se 369 BIOINGENIERÍA DE AGUAS RESIDUALES observa el corte de un sistema de rejillas, desarenador y canaleta Parshall. Tabla 7.2: Caudales recomendados para diámetro de garganta Caudales Recomendados (GPM) 1" 2 - 85 2" 3 - 194 3" 4 - 508 6" 23 - 1,382 9" 41 - 2,801 12" 146 - 7,336 18" 229 - 11,040 24" 296 - 14,853 30" 366 - 18,721 36" 434 - 22,618 48" 567 - 30,484 60" 995 - 38,426 72" 1,181 - 46,431 84" 1,828 - 54,489 96" 2,076 - 62,591 120" 2,575 - 162,414 144" 3,057 - 275,541 180" 3,780 - 456,140 Nota: GPM x 6,3090x10-2 = Lps Diámetro de Garganta Figura 7.6: Registro automático de caudal con ultra-sonido 7.3.5 Igualación y Homogeneización (i) Objetivos del Proceso Normalmente las ARD y ARI llegan a la PTAR con caudales que dependen de la hora y el día. Las variaciones típicas del flujo de un ARD 370 PRETRATAMIENTO SEDIMENTACIÓN Y MANEJO DE LODOS son del orden de ± 100 % en base horaria (representado en el coeficiente de mayoración k2), y a veces más, y del mismo orden en base diaria (representado en el coeficiente de mayoración k1). Llegándose a veces a caudales hasta tres veces (k1k2) el caudal promedio de diseño en días y horas especiales. Es por ello que se utilizan dos caudales de diseño, uno para los procesos y otro para la hidráulica, Ecuaciones (7.3) y (7.4). Sin embargo, siempre que se diseñe la hidráulica para los caudales pico, esto no representa problema para una PTAR de ARD. Figura 7.7: Sistema rejillas, desarenador y canaleta Parshall. Por otra parte, para las ARI esto es más agudo en la mayoría de los casos, y no solo en la variación del caudal, sino en las cargas de DBO, lo que puede someter a la planta a variaciones de caudal y carga orgánica muy extremas en relación al promedio, por unos períodos cortos, pero suficientes para afectar los procesos. Es en estos casos que se emplea la Igualación (para equilibrar los caudales) y la Homogeneización (para promediar las cargas de DBO). Estos procesos se efectúan en tanques de compensación, de modo que la PTAR reciba una descarga de AR de caudal y concentración de DBO más o menos constantes. (ii) Casos de Aplicación La Igualación y la Homogeneización son procesos diferentes, pero 371 BIOINGENIERÍA DE AGUAS RESIDUALES como ambos se efectúan con tanques de compensación, se emplea un solo tanque que realice ambos procesos, siendo la referencia de diseño el más grande. Estos procesos se deben efectuar cuando QDH > 3QD, o en general, cuando sea más económico construir la PTAR para un caudal promedio, así esto implique la construcción del la IgualaciónHomogeneización, que construir la PTAR para que acepte las variaciones hidráulicas de las AR. Para ARD la Igualación se recomienda para caudales inferiores a 20 Lps, es decir cuando las variaciones horarias porcentuales son mayores, debido a que sirven poblaciones pequeñas con costumbres más homogéneas, y por tanto con consumos de agua más concentrados a ciertas horas. La Figura 7.8 presenta una variación típica de los caudales en las ARD. El promedio es el que se calcula con la Ecuación (7.3) y el pico con la Ecuación (7.4). En esta figura se puede apreciar que la mayor variación ocurre hacia el medio día, lo que no es siempre el caso, sino muy a menudo lo es por la mañana y veces por la tarde (en ciudades de clima caliente). Figura 7.8: Variación horaria del caudal en las ARD. 372 PRETRATAMIENTO SEDIMENTACIÓN Y MANEJO DE LODOS (iii) Ecuación de Diseño El diseño de la Igualación se basa en el método conocido como diagramas de masa, en los cuales se convierte la curva de variación de flujo horaria en la curva de flujo acumulada. El tanque debe estar agitado y aireado para evitar la producción de malos olores. La mezcla del AR en el tanque se produce con agitadores a razón de 0,005 a 0,010 HP/m3 de tanque, con un suministro de O2 de 0,15 a 0,20 m3/min de aire por m3 de tanque, con el fin de evitar malos olores y mantener al menos un OD = 1 mg/L en el AR almacenada. La anterior, al nivel del mar. Una manera de calcular el volumen del tanque de Igualación se utilizando la curva de masas, que no es otra que la curva horaria de caudal acumulado o la carga acumulada (i.e. ∑kg/h DBO5) tal como se aprecia en la Figura 7.9. Se traza entonces la cuerda (recta entre el primer y último punto) de la curva y las tangentes paralelas a la cuerda de los puntos máximo y mínimo: la distancia vertical entre las tangentes es el volumen necesario para la igualación u homogenización. Como de lo que se trata es que la igualación almacene suficiente agua para abastecer la demanda durante el período de consumo en exceso del promedio (ver Figura 7.8), otra manera de obtener el volumen de igualación es calculando el área por encima del promedio (línea horizontal) lo que se puede hacer en papel debidamente cuadriculado o con la ecuación: _ Valm (Q i Q) t (7.8) i Con Valm= Volumen de almacenamiento Qi: caudal en la hora i _ i: hora en que el caudal es mayor que el caudal promedio, Q . t: intervalo de tiempo, normalmente 1 h. 373 BIOINGENIERÍA DE AGUAS RESIDUALES Para diseñar la Homogenización se emplea el mismo procedimiento, sustituyendo el caudal Q por la carga de DBO, LDBO = Q x DBO5. Igual se construye la curva de variación horaria para LDBO y se calcula el carga total por encima del promedio (es decir la carga de homogeneización) con la Ecuación (7.8) con la sustitución del caudal por la carga. La carga total (kg DBO5) se divide por el DBO5 promedio y nos da los m3 necesarios para la homogeneización. (Ver Ejemplo 7.2) Los equipos de aireación pueden ser flotantes y se calculan con las especificaciones del numeral anterior. Una fotografía de un sistema de Igualación se observa en la Figura 7.11. Una regla general para efectuar Igualación es la construcción de un tanque con un tiempo de detención de 6 h. Figura 7.9: Curva de masas DBO5 ∑kg/h 50.00 45.00 40.00 35.00 ∑kg/h 30.00 25.00 G&O ∑kg/h 20.00 15.00 10.00 5.00 0.00 0 5 10 15 20 25 30 35 tiempo, h (iv) Consideraciones de Diseño La neutralización se emplea en ARI cuando el pH es variable y por fuera del rango entre 6,0 y 8,5 374 PRETRATAMIENTO SEDIMENTACIÓN Y MANEJO DE LODOS Figura 7.10: Tanque de igualación Fuente: http://www.hidroasesores.com/servicios/tratamiento-deaguas/tratamiento-de-residuales Figura 7.11: Vista de un sistema de Igualación Fuente: ALVARO OROZCO ASOCIADOS LTDA. 375 BIOINGENIERÍA DE AGUAS RESIDUALES 7.3.6 Neutralización (i) Objetivos del Proceso . Si es inferior se debe alcalinizar con NaOH, Ca(OH)2 u otro agente alcalino apropiado. Si es mayor, entonces se debe acidificar con HNO3, HCl u otro ácido apropiado (el H2SO4 no se debe emplear pues es precursor del H2S, gas maloliente, lo que desmerita en forma grave las bondades del TAR). A menudo ocurre que el ARI es ácida a unas horas u básica en otras, por lo que es necesario prever ambas circunstancias. Se deben realizar estudios estequiométricos para analizar las necesidades de productos de alcalinización. Un equipo de neutralización típico se ve en la Figura 7.12. La neutralización se debe efectuar después de la Igualación, es decir se debe efectuar para un caudal constante. Figura 7.12: Dosificador de agentes neutralizantes Fuente: http://www.wastechengineering.com/ 376 PRETRATAMIENTO SEDIMENTACIÓN Y MANEJO DE LODOS (ii) Casos de Aplicación La Neutralización se aplica en casos en que el pH del ARI homogenizada varía por fuera del rango de pH 6 a 8,5. Cuando esto ocurre, a menudo lo hace en ambos sentidos. Los estudios estequiométricos y experimentales son útiles, pero para efectuar el control de pH en línea es necesario la utilización de equipos de control automático. (iii) Ecuación de Diseño El cálculo de la cantidad de neutralizante necesario, y consecuentemente de las bombas dosificadoras se hacen de acuerdo con los resultados experimentales. La cantidad de agente neutralizante necesaria (en las concentraciones de la preparación industrial) para la neutralización de un volumen dado a los pH extremos (más bajo y más alto) se extrapolan proporcionalmente al caudal promedio de diseño. Reacuérdese que para neutralizar es necesario Igualar, es decir tener un caudal constante. (iv) Ejemplo de Plano de Diseño Lo más importante en un sistema de neutralización es el diagrama de flujo. En la Figura 7.13, los dos tanques pequeños de la parte superior izquierda, representan la parte correspondiente a un sistema de neutralización de una PTAR que se aplica a un tanque después de la Igualación. Los tanques grandes de la derecha son dosificadores de nutrientes. 7.3.7 Adición de Nutrientes (i) Objetivos del Proceso Como se presenta en el aparte “Nutrientes necesarios para el crecimiento Bacterial” y en la Ecuación (2.60) del Capítulo 2, y también en 377 BIOINGENIERÍA DE AGUAS RESIDUALES el Capítulo 3, las relaciones necesarias de nutrientes para que ocurra el crecimiento bacterial son como sigue: Aerobio: DBO5/N/P = 100/5/1 (7.9) Anaerobio: DBO5/N/P = 300/5/1 (7.10) Figura 7.13: Flujograma de Dosificador es para neutralización y nutrientes. Sin embargo, a menudo no se encuentran Nitrógeno y Fósforo suficientes en las ARI por lo que es necesario adicionarlo para que el tratamiento diseñado tenga lugar. Aunque no es necesario, en caso de necesitarse la adición de nutrientes es preferible que el ARI esté igualada. Para las ARD adicionar nutrientes no es necesario, pues éstas traen suficientes, además que el pH es neutro y con una capacidad buffer (resistente al cambio de pH) muy grande. (ii) Casos de Aplicación La adición de nutrientes se efectúa cuando no están presentes en las cantidades arriba mencionadas. Sin embargo, si sobran nutrientes, es decir, hay Nitrógeno o Fósforo en exceso, no existe problema para el TAR. 378 PRETRATAMIENTO SEDIMENTACIÓN Y MANEJO DE LODOS Por otro lado, habrá problemas por el potencial de eutroficación (es decir, el favorecimiento del crecimiento de las algas, ver Capítulo 1) lo que es nefasto cuando la descarga del agua es a masas de aguas cerradas (lagos, bahías, etc.). En estas condiciones se requerirá de tratamiento terciario, o sea el tratamiento para remoción de N y P, preferiblemente éste último, por ser el limitante de la eutroficación. (iii) Ecuación de Diseño Las Ecuaciones (7.9) y (7.10) se emplean para calcular las deficiencias de N y P, si las hay. En tal caso se calculan las cantidades necesarias a dosificar con un compuesto rico en el nutriente que se va a aplicar (N o P). Los más comunes son la Urea y el Ácido Fosfórico. El cálculo se hace para que la dosificación del producto suministre suficiente nutriente puro. (iv) Ejemplo de Plano de Diseño Ver la Figura 7.13 para un diagrama de flujo para la aplicación de nutrientes. Ejemplo 7.1: Dosificación de Nutrientes Calcule la dosificación de nutrientes necesaria para una PTAR aerobia de una ARI con 350 mg/L de DBO5 y 50 Lps de caudal, cuya relación DBO5/N/P = 100/3/1,2. Solución De la Ecuación (7.9) la relación DBO5/N/P debe ser DBO5/N/P = 100/5/1, por lo tanto, es necesario añadir 2 mg/L de N por cada 100 mg/L de DBO5 presente en un ARI. No es necesario añadir Fósforo. Si se desea aplicar Urea, (NH2)2CO, (Peso Molecular 60) con una pureza del 98%, como fuente de N (Peso Molecular 14), entonces se necesitarán: 379 BIOINGENIERÍA DE AGUAS RESIDUALES 2 mg/L N 60 mg Urea 8.75mg/L Urea x 100 mg/L DBO 5 0,98x14mg N 100 mg/L DBO 5 Como el ARI tiene 350 mg/L de DBO5, entonces se requieren (350/100) x 8,75 = 30,61 mg/L de Urea. Si la Urea se prepara en solución del 10% y el caudal del ARI es de 50 L/s, se necesitará aplicar: Q Urea 30,61mg/L 86400s kg L x 50 x 6 x 1322kg/d 0,10 s 10 mg d Ahora, suponiendo que la Urea en solución tiene una densidad de 1020 kg/m3, entonces se requerirán 1322 / 1,020 = 1290 1300 L/d = 56 L/h de solución de Urea al 10%, si la PTAR trabaja 24 horas por día. Se debe conseguir una bomba dosificadora para este caudal. 7.3.8 Acidificación La Acidificación es un proceso que se requiere básicamente para el tratamiento anaerobio de ARI, o para ARD de comunidades muy pequeñas, que también requieren Igualación y Homogeneización. Para el tratamiento anaerobio se recomienda una acidificación máxima del 40% antes de ingresar al reactor anaerobio, lo que se logra con un tiempo de detención de 4 horas. Si existe Igualación y/o Homogeneización, la acidificación se da por descontado. Para determinar los procedimientos de diseño de los sistemas de tratamiento preliminar hasta ahora presentados, se desarrollará a continuación un ejemplo comprensivo. Ejemplo 7.2: Diseño de unidades de pre-tratamiento Diseñe un sistema de pre-tratamiento para una fábrica a cuya ARI se le realizó un muestreo ponderado, en un día de máxima producción, con los resultados que se presentan en la tabla. Nótese que la DBO5 PROMEDIO es el resultado de dividir la CARGA PROMEDIO y el CAUDAL PROMEDIO: 380 PRETRATAMIENTO SEDIMENTACIÓN Y MANEJO DE LODOS HORA t h 1 2 3 4 5 6 7 8 9 10 11 12 13 14 15 16 17 18 19 20 21 22 23 24 PROMEDIO CAUDAL Q L/s 0,02 0,02 0,03 0,30 1,00 10,00 15,00 15,00 10,00 5,00 10,00 20,00 25,00 10,00 5,00 3,00 5,00 10,00 15,00 10,00 5,00 3,00 1,00 0,50 7,45 _______ CARGA PROMEDIO DBO 5 __ Q 10.943 7,45 DBO5 mg/L 50,00 52,00 48,00 59,00 89,00 225,00 300,00 380,00 420,00 500,00 412,00 500,00 513,00 456,00 352,00 301,00 280,00 425,00 456,00 398,00 372,00 314,00 205,00 98,00 407,86 g 1000 mg h L s Carga DBO5 QxDBO5 g/h 3,60 3,74 5,18 63,72 320,40 8100,00 16200,00 20520,00 15120,00 9000,00 14832,00 36000,00 46170,00 16416,00 6336,00 3250,80 5040,00 15300,00 24624,00 14328,00 6696,00 3391,20 738,00 176,40 10943,13 g x 3600 s 408 mg/L h Los valores promedios de N y P son 13,1 y 6,1 mg/L respectivamente. Los valores del pH fluctúan entre 6,2 y 9,8. Los SST influentes promedio son 6,2 mg/L, lo que indica que NO requiere sedimentación primaria. 381 BIOINGENIERÍA DE AGUAS RESIDUALES Solución 1. Caudales de Diseño Como el muestreo se realizó en el día de máxima producción el coeficiente de mayoración k1 = Qmaxh/Qmaxd = 25,0/7,45 = 3,35, es decir requiere de Igualación, por ser el coeficiente de mayoración total (k1k2) >> 3 (El caudal máximo en el día de máxima es 25 Lps). Además el ARI requiere adición de nutrientes (como se verá en seguida) y neutralización, pues el pHmax = 9,8 > 8,5. Además como la medición de caudal se realizó in-situ éste ya incluye el caudal de infiltración y todas las otras fuentes posibles. En estas condiciones las Ecuaciones (7.3) y (7.4) no tienen aplicación por ser para ARD. Entonces, para todas las unidades que nos interesan: 2. QD = 7,45 L/s = 26,8 m3/h = 118 GPM = 643 m3/d QDH = 25,0 L/s=90,0 m3/h = 396 GPM = 2160 m3/d Qmin = 0.02 L/s=0,072 m3/h = 1,14 GPM = 1,7 m3/d Desbaste Para el desbaste inicial, se usa QDH, por debe trabajar con el caudal máximo. Seleccionamos rejillas inclinadas auto-limpiantes, por tratarse de una fábrica con recursos tecnológicos importantes. Para este tipo de rejilla las barras rectangulares son más apropiadas. Luego K = 2,42. Seleccionamos un espaciamiento (a) de 2 cm y un espesor (e) igual. La velocidad de aproximación es de 0,9 m/s. Finalmente proponemos un ángulo de aproximación = 60o. Entonces la Ecuación (7.6) nos da: 2 (0,9)2 av 2 hf K sen β 2,42 sen 60º = 0,087 m e(2g) 2 x (2x9,81) La pérdida de carga por la rejilla es de 8,7 cm. Si suponemos una producción de RS de desbaste de 0,04 L/m3, se producirán para QD = 643 382 PRETRATAMIENTO SEDIMENTACIÓN Y MANEJO DE LODOS 644 m3/d un total de 26 L/d de RS. Si el ancho del canal lo escogemos b = 0,30 m y v = 0,9 m/s, de la ecuación de continuidad: QDH= v =0,9 x 0,30 x h donde A = bh = 0,30 h, con A, área transversal del canal de aproximación y h, profundidad del canal. Luego: h Q DH 0,025 = 0,09 m v b 0,9 x 0,30 La profundidad del agua es de 9 cm. Un diseño como el de la Figura 7.2 se ajusta a lo que se necesita. 3. Desarenador El Desarenador es una unidad que siempre se debe diseñar para el caudal máximo de 25 Lps = 0,025 m3/s.. Adoptemos una TDS = 600 m/d y una velocidad v = 0,40 m/s. De Ecuación (6.20) se recibe: TDS Q DH 2160 600 A sd 3,6 m 2 A sd A sd Con Asd área superficial de UN desarenador. Si el ancho del canal del desarenador es de bs = 0,60 m, entonces la longitud del desarenador será 3,60/0,60 = 6,00 m. Además: Q DH v A sd v b s h s h s 0,025 = 0,11 m 0,40x 0,60 Se construye un punto de control que permita la descarga por un vertedero a los 11 cm. Para el caudal promedio la velocidad será de vP = QD/bshs = 0,00745/0,60 x 0,11 = 0,12 m/s, muy precisa. Se puede también utilizar un vertedero proporcional de velocidad constante, Sutron, para mantener la velocidad en 0,20 m/s que dará una profundidad máxima de 0,11 m. Se diseñan DOS desarenadores como el que se muestra en la 383 BIOINGENIERÍA DE AGUAS RESIDUALES Figura 7.4 4. Medición de Flujo De los valores calculados en el numeral 1 para los caudales y de la Tabla 7.2 encontramos que la Canaleta Parshall de w = 3” se ajusta muy bien (rango entre 4 y 508 GPM). Las dimensiones de la canaleta las da el proveedor. 5. Igualación - Homogeneización Para el cálculo de la Igualación dibujamos la curva de caudales según el muestreo realizado, de modo que se pueda calcular el área de los caudales por encima del promedio. Como los caudales están en m3/h y el tiempo en horas, cada cuadro del gráfico es 1 m3 de almacenamiento. Contando aproximadamente se obtiene un Volumen de 220 m 3. Si empleamos la Ecuación (7.8) se recibe un Volumen de 245 m3. La Homogeneización nos da la curva de la página siguiente. Si sumamos la carga por encima del la promedio (10,94 kg/h DBO5) nos da un total de 110 kg de DBO5 para Homogeneizar (Ecuación 7.8 modificada para carga). La DBO5 promedio según el cuadro inicial es de 0,407 kg/m3 384 PRETRATAMIENTO SEDIMENTACIÓN Y MANEJO DE LODOS de DBO5 (cambiando de mg/L) así que se requieren 110/0,407 = 270 m 3 para obtener la DBO5 promedio requerida. Siendo este el Volumen dominante se recibe un tanque de Igualación – Homogeneización de 270 m3. 6. Nutrientes La relación DBO5/N/P = 407,85 / 13,1 / 6,1 o sea: DBO5/N/P 100/3,2/1,5. Como la Ecuación (7.9) exige una relación 100/5/1 solo se requiere la adición de N. Para el cálculo de la cantidad de N a adicionar se remite al Ejemplo 7.1. Como se requieren 1,8 mg/L de N por cada 100 mg/L de DBO5, es claro que se requerirán: 1,8x60x350x643 17,7 kg/d de Urea del 98% de pureza. 100x0.98x14 Es decir[17,7/(24*0.10)] = 7,38 L/h de solución al 10%. 385 BIOINGENIERÍA DE AGUAS RESIDUALES 1. Neutralización Es muy posible que con la Igualación – Homogeneización el afluente se neutralice así mismo. Se deben hacer ensayos de laboratorio para ver cómo responde a la neutralización. Si todavía se requiere control de pH entonces se procederá con un sistema de control automático utilizando HNO3 como agente neutralizante. 7.4 SEDIMENTACIÓN Y FLOTACIÓN La sedimentación y la flotación son procesos de gran de gran importancia en el TAR, pues la separación de los sólidos de la masa de agua es parte esencial del tratamiento. En general la sedimentación se clasifica en cuatro tipos, a saber: 1. Sedimentación Discreta: también conocida como Sedimentación Tipo I. Se refiere a la sedimentación de partículas discretas y en baja concentración, donde las partículas sedimentan en forma individual y sin interferir la una con la otra. Es el caso de la Desarenación. La teoría la explica a través de la Ecuación de Stokes, aunque la aproximación a través de la TDS (Q/As) es más utilizada en el TAR. 2. Sedimentación Floculenta: o sedimentación Tipo II. Se refiere a la sedimentación de partículas no muy concentradas pero que tienden a flocular, de modo que la velocidad de sedimentación de la partícula aumenta con el proceso de sedimentación. Es lo que sucede en los sedimentadores Primarios y se diseña con el parámetro de la TDS. 3. Sedimentación Perturbada o de Zona: conocida también como sedimentación Tipo III, ocurre con concentraciones intermedias de partículas, cuando las partículas, en la parte final de la sedimentación, forman una inter-fase sólido-líquido definida. Las fuerzas entre partículas son suficientes para estorbarse unas a otras, permaneciendo en posiciones fijas, una respecto a las otras. Ocurre en los sedimentadores secundarios del tratamiento biológico de las aguas residuales, y los parámetros que gobiernan el diseño son la TDS y la carga de sólidos, Qs (Q.X/As). 4. Sedimentación de Compresión: es la que ocurre cuando las partículas están sedimentadas y tienen una estructura de partículas ya formada. Esto sucede cuando la concentración es muy grande, y más 386 PRETRATAMIENTO SEDIMENTACIÓN Y MANEJO DE LODOS “sedimentación” solo puede ocurrir por compresión. Es lo que ocurre en los espesadores y en el fondo de los sedimentadores secundarios. Se conoce como sedimentación tipo IV y su parámetro de diseño es el Qs. La sedimentación se puede hacer en tanques de flujo horizontal, de flujo ascendente, con placas paralelas, o en sedimentadores circulares de flujo horizontal variable. Estos últimos son los preferidos en el TAR por que permiten la remoción continua de sólidos removidos mediante sistemas mecánicos giratorios de remoción de lodos. Ver Figura 6.5. La flotación es otra forma de separación que ocurre gravitacionalmente (es decir cuando las partículas o sustancias son más livianas que el agua, Vg. Aceite) o por flotación con aire (diminutas burbujas de aire que arrastran hacia la superficie el material en suspensión) como es el caso del Dissolved Air Flotation o DAF. Los principios que gobiernan la flotación son similares a los de la sedimentación, solo que la fuerza neta sobre la partícula es hacia la superficie y no hacia el fondo (lo que es el caso en la sedimentación). En todos los casos de Sedimentación y de Flotación, no importa el tipo ni el sistema, el parámetro que controla el proceso, para un caudal o carga de sólidos dados, es el Área Superficial, A s: a mayor área mayor eficiencia. Para una ampliación sobre la teoría de la sedimentación y flotación ver Referencias [1] y [2]. Sin embargo en el presente capítulo se elaborará más sobre la sedimentación secundaria, que implica sedimentaciones del Tipo II y III al tiempo. 7.4.1 Sedimentación Primaria (i) Objetivos del Proceso La sedimentación primaria es del Tipo II o floculenta, y es necesaria en el TAR cuando la concentración inicial de SS es grande, y no se tienen procesos con altos TRC que puedan solubilizar la materia orgánica particulada. Si los SS del influente son bajos, o los reactores son de altas 387 BIOINGENIERÍA DE AGUAS RESIDUALES edades de lodos se puede prescindir de ella. La materia orgánica particulada eliminada en el sedimentador primario, debe ser espesada, solubilizada, bioconvertida a biomasa y digerida, antes de ser deshidratada y enviada a un lugar de disposición final como residuo sólido. (ii) Casos de Aplicación La sedimentación primaria se utiliza para la ARD cuando se tienen lodos activados con edades de lodos inferiores a 15 días. También se consideran necesarios en ARI con concentraciones altas de SS en el influente. En tratamientos con medio fijo, tales como lo filtros percoladores y los biofiltros son siempre necesarios. Por otra parte nunca se deben utilizar con reactores anaerobios tipo UASB o RAP, que deben utilizar los SS influentes como núcleos para la formación del floc o gránulo. (iii) Ecuación de Diseño La ecuación de diseño para la sedimentación primaria es la TDS, Q/s, para caudales promedio y pico, si no existe Igualación, en cuyo caso solo se requiera la TDS para caudal promedio. Como el uso más frecuente es para ARD que no requieren Igualación del caudal, es necesario chequear los parámetros para condiciones promedio y pico, con los caudales medidos o calculados con al Ecuaciones (7.3) y (7.4). La Tabla 7.3 presenta valores típicos de diseño para ARD crudas. Para el diseño del vertedero de descarga se tiene en cuenta que se deben evacuar 250 m3/d por metro lineal de vertedero. Se calcula las As con las TDS promedio y pico, y se selecciona la mayor como la de diseño. (iv) Ejemplo de Plano de Diseño En la Figura 7.18se presenta un plano de corte típico de un sedimentador. 388 PRETRATAMIENTO SEDIMENTACIÓN Y MANEJO DE LODOS Tabla 7.3: parámetros de diseño de la sedimentación primaria ITEM UNIDADES RANGO TÍPICO TRH hora 1,5 a 2,5 2 TDSpromedio m3/d.m2 24 a 48 32 TDSpico m3/d.m2 48 a 120 60 Carga Vertedero m3/d.m 125 a 500 250 7.4.2 Sedimentación Secundaria (i) Objetivos del Proceso La sedimentación secundaria se requiere siempre, en todo TAR. En el tanque secundario de sedimentación se deben separar los sólidos del licor mixto del agua tratada. Normalmente la biomasa contiene un alto porcentaje de la DBO introducida con el agua residual, y si no se separa eficientemente, entonces el trabajo de conversión de la DBO del agua residual en sólidos biológicos se pierde. Es así como un efluente con un alto contenido de sólidos suspendidos, SS, contiene asimismo una alta DBO debido a ellos. Este es pues el paso final necesario para tener un efluente bien clarificado con bajo contenido de SS y DBO. Sin embargo, existen en la clarificación fenómenos de espesamiento y concentración de lodos, que hacen que este factor sea determinante en el diseño de clarificadores secundarios. (ii) Casos de Aplicación La sedimentación secundaria es un proceso inherente al TAR y se puede decir que debe ser considerado conjuntamente con el reactor para el diseño del proceso biológico. Sin embargo, la teoría de la sedimentación Tipo III y IV tiene un componente diferente a la 389 BIOINGENIERÍA DE AGUAS RESIDUALES sedimentación en general. Por ello es importante una elaboración teórica más profunda, que presentaremos a continuación: (iii) Teoría y Procedimiento de Diseño Un resumen de la teoría de la sedimentación se vio al comienzo de este aparte. Sin embargo, como la práctica moderna exige para la sedimentación secundaria un diseño cuidadoso, veremos en detalle una teoría de diseño de espesamiento que será la que apliquemos en nuestro caso. Entre los varios métodos, el más utilizado es el conocido como Análisis del Flujo de Sólidos - Solids Flux Analysis -, delineado por Yoshioka y Dick entre otros. Refiriéndonos al esquema de la Figura 7.14, tenemos que existe un efluente o sobre-nadante (overflow) y un flujo de sólidos hacia el fondo, causado por el retorno, sub-flujo (underflow). Como existe un asentamiento perturbado por las partículas entre sí, o por compresión como se le llama, la concentración en cada punto es diferente. Es así como el flujo de sólidos, FS, se compone de dos términos: el primero debido a la gravedad que ocasiona el asentamiento de cada partícula, o sea FSg Ci v i (7.11) Figura 7.14. Esquema de Operación de un Sedimentador con Retorno donde: 390 PRETRATAMIENTO SEDIMENTACIÓN Y MANEJO DE LODOS (FS)g = Flujo de sólidos debido a la gravedad Ci = Concentración de sólidos en el punto i (mg SS/L) vi = Velocidad de asentamiento a la concentración, Ci (m/h) El segundo término del flujo de sólidos se debe al movimiento de toda la masa hacia la tubería de retomo, o sea, (FS)u = Ci ub (7.12) donde: (FS)u = Flujo de sólidos debido al volumen de retorno ub = Velocidad de la masa de sólidos, hacia el retorno (m/h) Q ub r Pero (7.13) donde: As Qr = Caudal de retorno As = Área superficial del sedimentador La Ecuación (7.13) queda entonces, Q FSu C i r As Es de este modo como el flujo total será, FS = (FS)g + (FS)u O sea, FS = (Civi) + (Ciub) (7.14) donde: FS = Flujo total de sólidos Es evidente que (FS)g depende de la concentración y de las características del lodo. La Figura 7.15 presenta el esquema de cómo averiguar (FS)g en función de la concentración: primero se efectúa en un cilindro graduado varios experimentos de sedimentación con diferentes concentraciones, Ci. Se calcula la pendiente de la línea recta inicial, que nos da la velocidad perturbada (hindered velocity) para cada concentración (ver Figura 7.15, a). En la parte (b) de la figura se construye 391 BIOINGENIERÍA DE AGUAS RESIDUALES la gráfica de vi vs. Ci, con los datos obtenidos en el paso anterior. Finalmente, (Figura 7.15 c) de esta gráfica se construye la curva (FS)g vs. Ci sabiendo que (FS)g = Civi. Obsérvese que existe una concentración de sólidos, Cmax, en que (FS)g es máximo. Figura 7.15: Modo de Graficar (FS)g vs. Ci El flujo de sólidos debido al transporte del volumen al retorno depende exclusivamente de la velocidad de la masa de sólidos, ub = Qr/As. El FS total será pues la superposición de ambos flujos como se ve en la Figura 7.16. Nótese que la curva para FS en la Figura 7.16 es definida para un retorno dado, pues, ub Qr As y si Qr aumenta, ub también y viceversa, haciendo que la curva (FS) se mueva hacia arriba o hacia abajo. La parte inferior de la curva de FS nos da el flujo de sólidos límite (FS)L, es decir lo mínimo que debe procesar el clarificador. Este (FS)L debe ser eliminado a través del retorno, QrCu= (ubAs)C0, que debe ser igual a la carga de sólidos que entra al sedimentador, (Q+Qr)C0, siendo C0 la concentración de entrada al sedimentador secundario. Sabiendo que en el fondo (FS)g es nulo, entonces el flujo total límite nos viene dado por, (FS)L = ub Cu (7.15) 392 PRETRATAMIENTO SEDIMENTACIÓN Y MANEJO DE LODOS Figura 7.16: Obtención del Flujo de Sólidos Total por Superposición de (FS)g + (FS) donde Cu es la concentración del retorno, que se obtiene prolongando la horizontal del (FS)L hasta la recta del (FS)u. La abscisa correspondiente nos define Cu (Figura 7.16). Teniendo en cuenta la Ecuación (7.15) y la Figura 7.14, es evidente que el área superficial del sedimentador será, As donde: Q Q r C 0 (7.16) (FS) L C0= Sólidos a la entrada (Vg. SSLM) Por otra parte, si Cu está definido, se puede encontrar (FS)L, si se conoce la curva de (FS)g, siguiendo el siguiente procedimiento (Figura 7.17): a) Seleccione Cu; b) Desde el cu definido trace una tangente a la curva de (FS)g. La intersección con el eje de ordenadas nos da (FS)L. La geometría de la Figura 7.17 definida por las líneas punteadas, que son las tácitas para (FS)u y FS, nos explican el por qué del procedimiento. Este procedimiento es el que se emplea en el diseño de los sedimentadores secundarios, según veremos en el ejemplo pertinente. Inicialmente la concentración de sólidos requerirá un FS mayor. Si la capacidad del retorno es (FS)L, habrá una acumulación de sólidos, 393 BIOINGENIERÍA DE AGUAS RESIDUALES según la curva de la Figura 7.16, llegando eventualmente a ser CL, donde la evacuación se equilibra con la producción, (FS)L, si siempre el sistema operara en esta capacidad. Sin embargo, si la evacuación es inferior a (FS)L. habrá acumulación de lodos y finalmente el colapso del clarificador. Figura 7.17: Procedimiento para obtener (FS)¡ a partir de (FS) y Cu conocidos. Téngase en cuenta que la FS está dada en kg/h.m2, es decir la mismas unidades de la Qs. En otras palabras (FS)L Qs por lo que la Ecuación (7.16) se convierte en la Ecuación (6.21) teniendo en cuenta que para los lodos activados C0 = X, y Qr/Q = R, es decir: Qs = (1 R )Q.X As (7.17) Es claro que para una carga de sólidos dada, el As se convierte en el parámetro que controla la sedimentación Tipo IV. Sin embargo, la TDS también debe cumplir con ciertos límites, pues la masa compactada primero debe haber sido sedimentada, razón por la que ambos parámetros son necesarios para el diseño de un sedimentador secundario. Así mismo debe tenerse en cuenta la carga hidráulica sobre los vertederos para no producir arrastre de sólidos. 394 PRETRATAMIENTO SEDIMENTACIÓN Y MANEJO DE LODOS En el diseño de un sedimentador se deben tener en cuenta los siguientes factores: Tipo de tanque a usar Características de sedimentabilidad de los lodos Cargas superficiales y de sólidos Velocidad longitudinal Vertederos: localización y carga Remoción de sobre-nadante y espumas Los tanques usados como sedimentadores secundarios pueden ser rectangulares, y más comúnmente circulares. Estos últimos tienen diámetros entre 3 y 60 m. La profundidad en general no excede 1/5 del diámetro. Existen diseños con alimentación por el centro o por la orilla, siendo más comunes los primeros (Figura 7.18). Los sedimentadores circulares usan mecanismos para transportar y remover el lodo del fondo, el cual puede ser evacuado a través de una tolva en el centro del clarificador. De allí, el lodo se succiona por medio de bombas o hidrostáticamente. El clarificador secundario debe servir dos funciones básicas: a) remover los SS del agua tratada y b) espesar el lodo de retorno. Ambas consideraciones deben tomarse en cuenta en el diseño de un clarificador. Además debe proveerse de un volumen adecuado de almacenamiento para condiciones de flujos picos. Para la sedimentación se emplean las tasas de sobre-flujo, cargas superficiales o Tasa de Desbordamiento Superficial, TDS según se quiera llamar, presentados en la Tabla 7.4. Tabla 7.4: Parámetros de diseño de sedimentadores secundarios Tipo de Tratamiento TDS, Qs , m3/ m2.d kg/m2.h Profundidad Promedio Pico Promedio Pico m Filtros biológicos 16-24 40- 48 3.0 - 5.0 8.0 3-4 Lodos activados 16-32 40-48 3.0 - 6.0 9.0 3.5- 5 Aireación extendida 8- 16 24-32 1.0 - 5.0 7.0 3.5- 5 395 BIOINGENIERÍA DE AGUAS RESIDUALES Estas cargas deben emplearse conjuntamente con el procedimiento para espesamiento, con el parámetro de la carga de sólidos, Q s, y así determinar cuál es el factor determinante en el diseño del clarificador secundario. Para la carga hidráulica sobre el vertedero puede emplearse el valor dado en la Tabla 7.3, entre 3 125 y 500 m /d por metro lineal de vertedero. Figura 7.18. Esquema de Tanque Clarificador Circular 396 PRETRATAMIENTO SEDIMENTACIÓN Y MANEJO DE LODOS (iv) Ejemplo de Plano de Diseño La Figura 7.19 presenta un plano de diseño elaborado para un sedimentador secundario. Obsérvese los detalles del sistema de recolección de lodos, que tiene la cuchilla de recolección en forma de espiral logarítmico. La figura es un diseño de ALVARO OROZCO ASOCIADOS LTDA. y presenta un sistema de recolección de lodos con motor en la parte exterior, sobre los muros de vertederos, lo que disminuye considerablemente el torque, en comparación con el motor el centro de la Figura 7.18. El ingreso del agua es por el centro y se distribuye hacia los vertederos en el perímetro, los cuales deben ser diseñados con las cargas previstas en la Tabla 7.3 para vertederos en sedimentadores primarios. Figura 7.19: Plano de diseño de un sedimentador secundario. 397 BIOINGENIERÍA DE AGUAS RESIDUALES Ejemplo 7.3: Diseño de un sedimentador secundario Diseñe un sedimentador para un efluente de una planta de lodos activados, si de los ensayos de sedimentación por compactación se obtuvieron los siguientes resultados: SSLM (mg/L) 1200 1400 1500 2000 4000 6000 V¡ (m/h) 3.26 3.01 2.49 1.75 0.45 0.01 Asuma además que se aplican las siguientes condiciones: - SSVLM= 3500 mg/L - SSVLM/SSLM =0,8 - Flujo = 0,1 m3/s = Q con variaciones hasta el 200% - Volumen del aireador = 2880 m3 - DBO = 250 mg/L con variaciones hasta el 50% - Coeficiente de producción observado: Yobs = 0,30 Solución (i) Desarrolle la curva de flujo de sólidos por gravedad. Grafique los puntos obtenidos del test de asentamiento por compactación (Figura 7.15). X (g/m3) 1000 1500 2000 3000 4000 6000 10000 Vi (m/h) 3,40 2,65 1,75 0,85 0,45 0,10 0,30 (FS)g= XVi 3,40 3,98 3,50 2,55 1,80 0,60 0,30 (kg/m2/h) De la Figura 7.15 Vi vs. Xi, obtenga los datos necesarios para desarrollar la curva de (FS)g: Dibuje los puntos de (FS)g vs. Xi (Figura 7.16) 398 PRETRATAMIENTO SEDIMENTACIÓN Y MANEJO DE LODOS (ii) Utilizando la Figura 7.20, y el método presentado en la Figura 7.17 determine el (FS)L para concentraciones de retorno, Xu, de 8000, 10000 y 12000 mg/L. Tome los valores de Cu propuestos y trace tangentes a la curva de flujo de sólidos por gravedad. (FS)g. Determine en cada caso los (FSÍ) por la intersección en el eje de ordenadas: Xu (g/m3) 8000 10000 12000 (FS)L (kg/m2/h) 2,50 1,50 1,00 (iii) Determine el retorno necesario para mantener el licor mixto en 3500 mg/L SSVLM. 3500 = 4375 mg/L 0,8 Tenemos que X = SSLM = Analicemos el siguiente balance de masas: QXi + QrXu = (Q+Qr) x 4375 = (1+R)Q x 4375 Si X¡ ≈ 0 : RQXu = (1+R)Q x 4375 R y 4375 X U 4375 Determine R para cada XU propuesto. Xu (g/m3) 8000 10000 12000 R 1,21 0,78 0,57 El retorno debe estar entre 50 y120%. (iv) Determine el área requerida para espesamiento. Utilice Ecuación (7.16): 399 BIOINGENIERÍA DE AGUAS RESIDUALES A Q Q r C 0 A 1 R 0.1m 3 / s 4375g / m 3 3600 A 1 R 1575 m 2 (FS) L 1 R QX (C0 XSSLM) (FS) L 2 h (FS) L kg / m / h kg 1000g (FS) L Construya una tabla para cada alternativa: XU (mg/L) 8000 10000 12000 (FS)L (kg/m2/h) 2,50 1,50 1,00 R 1,21 0,78 0,57 A (m2) 1392,30 1869,00 2472,75 (v) Determine la carga de sobreflujo, y la carga de sólidos y compare con los valores de la Tabla 7.4, para determinar si el sedimentador cumple los requisitos como clarificador y como espesador (lo que se asegura con el (FS)L obtenido por el procedimiento seguido). Recuérdese que el sobreflujo = Q/A, donde: Q = 0,1 m3/s= 8640 m3/d A, tomada de la tabla anterior XU (mg/l) 8000 10000 12000 PARÁMETRO 6,21 4,62 3,49 16 – 32 2,5 1,50 1,00 3.0 – 6.0 Sobreflujo (m3/m2/h) Carga de Sólidos (kg/m2/h) 400 PRETRATAMIENTO SEDIMENTACIÓN Y MANEJO DE LODOS Cumplen los valores con gran ventaja, para el promedio. Sin embargo el pico debe chequearse con cuidado. (vi) Chequar la clarificación si se asume Xu = 8000 mg/L Para 8000 mg/L el sobreflujo es 6,21 m3/m2.h o sea: m3 24h 6,21 2 0,26m/h m .h día De la Figura 7.16, para Vi = 0.26, Ci = X = 4500 > 4375 ó sea, está bien. (vii) Estimar la profundidad de espesamiento. Suponga que debe retener el 30% del total de sólidos en el aireador: Masa de sólidos en el aireador: 2880m 3 4375g / m 3 10 3 g / kg 12600kg Masa de sólidos en el sedimentador = 0,30 x 12600 = 3780 kg Determine la profundidad del manto de lodos: Masa = volumen x concentración = 3780 kg Volumen = A x d = 1392.3 x d, con d: profundidad manto de lodo. X X U 4375 8000 Concentración promedia = 6187.5 mg/L 2 2 g kg 3 3780 kg = 1392,3 m3 x d x 6187,5 m 10 g d 37801000 0.44m 1392,3 6187,5 (viii) Chequear las condiciones pico: asuma que se presentan para la DBO y el flujo simultáneamente y dura un día: Estime los sólidos producidos en este caso: Px kg PX Q Yobs S 0 S 3 10 g 401 BIOINGENIERÍA DE AGUAS RESIDUALES con Q= 8640 m3/d x 2 = 17280 m3/d Yobs = 0,30 S0 = 1,5 x 250 = 375 mg DBO/L S= 10 mg DBO/L (asumido) PX Como las condiciones duran un día, habrá un exceso de 1892 kg. Calcule el depósito extra requerido para almacenar (1892 + 3780) kg = 5672 kg d 17280 0,30375 10 1892,46kg/d 1000 5672 1000 0,67m 1392,3 6187,5 Estime profundidad total con 1,5 m de agua sobre la interfase: 1.5 + 0.45 + 0.67 = 2.62 m Tasa de sobreflujo o TDS = 17280m3 /día m3 12.4 40 48 O.K. (Tabla 7.4) 1392.3m2 m 2 día (ix) Cuadro Resumen: PARÁMETRO Área superficial Profundidad Tiempo detención (V/Q) SSLM Flujo de sólidos límite TDS Promedio Pico m2 m h mg/| kg/m2/h VALOR CALCULADO 1392,3 2,62 10,10 4375 2,50 VALOR ASUMIDO 1400 3,0 11,6 4375 2,5 m3/m2/día m3/m2/día 6,21 12,40 - UNIDAD 402 PRETRATAMIENTO SEDIMENTACIÓN Y MANEJO DE LODOS Figura 7.20: Gráfica de Vi vs. Xi Figura 7.21: Curva de Flujo de Sólidos por Gravedad Derivada de la Figura 7.20 403 BIOINGENIERÍA DE AGUAS RESIDUALES (v) Operación La operación de los sistemas de tratamiento biológico de las aguas residuales, TBAR, es tan importante como el diseño. Un pobre diseño puede a veces ser resuelto con una adecuada operación, pero el mejor diseño no puede nada contra una mala operación. De todas maneras, el modo de operación debe también ser "diseñado", a menudo exigiendo los mejores conocimientos y experiencias de profesionales altamente calificados. Pero una vez "diseñada" la operación, se requiere personal profesional calificado para mantenerla. Los puntos neurálgicos en la operación de una planta de TBAR son el tanque aireador y el sedimentador secundario. Es pues importante verificar los parámetros de operación de estos dos procesos. Para el caso del aireador, conviene calcular diariamente, o con alguna regularidad, la carga orgánica, F/M, la edad de lodos. θc, y el tiempo de detención promedio, neto y bruto. La edad de lodos es el parámetro de control preferido por, su sencillez. Puede calcularse teniendo en cuenta sólo el volumen de lodos en el aireador, o incluyendo la permanencia del retorno en el sedimentador secundario, que mantiene el 30% del lodo total. Aunque puede usarse cualquier método de cálculo, debe quedar claro el modo de realizarlo, sobre todo para efectos de comparación. La F/M se utiliza a veces como control de operación. Sin embargo es más útil usarla para encontrar problemas de operación. Una F/M inadecuada es la causa más común de pobre operación de la planta. El tiempo de detención, variado bruscamente por flujos hidráulicos picos, son también frente de problemas serios, pues disturban el cálculo de los parámetros más utilizados de control. Sin embargo, este tipo de problema se maneja con tanques de homogenización adecuados. Pero cualquiera que sea el problema que se presente, el punto donde más comúnmente se manifiesta es en el clarificador secundario. Si hay sobrecarga hidráulica, o de lodos, existirá arrastre en el efluente final, con lo cual, como lo hemos explicado, se pierde el beneficio del proceso biológico. 404 PRETRATAMIENTO SEDIMENTACIÓN Y MANEJO DE LODOS Por otra parte, a menudo se presentan arrastres de lodos que no son debido a estas sobre cargas. Son condiciones impropias de operación la causa. Existe por ejemplo el llamado lodo flotante - rising sludge -. Este fenómeno es causado por la prolongación indebida del lodo de retorno en el clarificador secundario. Sabido es que la composición de los lodos es principalmente de microorganismos facultativos. Si ha ocurrido suficiente nitrificación, y las condiciones anaerobias se prolongan, entonces comienza a ocurrir la desnitrificación, que libera nitrógeno en forma gaseosa, con la formación de pequeñas burbujas. Estas se adhieren al lodo del fondo, causando un fenómeno de flotación, que arrastra el lodo con el efluente. Este fenómeno se controla con uno (o varios) de los siguientes procedimientos: o o o o aumentar el retorno al aireador y así disminuir la permanencia de los lodos en el clarificador disminuir la entrada de flujo al clarificador con problemas de lodos del fondo mejorar la colección de lodos del fondo disminuir la edad de lodos del sistema Un problema más serio, y tal vez más frecuente es el abultamiento (bulking). Se trata de lodos flotantes, pero debido a su baja asentabilidad. Esta puede ser causada por dos razones finales principales: organismos filamentosos e hinchamiento con agua de las bacterias y demás microorganismos, de modo que no sedimentan. Las causas primarias del abultamiento más conocidas son: o o o limitaciones del sustrato (Condiciones de Inanición), especialmente en LACM, o de nutrientes las características físico-químicas de los residuos líquidos mala operación del Sistema Las limitaciones y características físico-químicas que influyen en el abultamiento son: a) bajo contenido de sustrato que favorecen al crecimiento de organisnmos filamentosos sobre los no filamentosos (que sedimentan mejor), o de nutrientes, como el nitrógeno, que favorece los actinomicetos, que también son filamentosos (ver Selectores en el 405 BIOINGENIERÍA DE AGUAS RESIDUALES Capítulo 8 para su control); b) variaciones en el pH. Si éste es bajo, favorece el crecimiento de hongos que son filamentosos. Limitaciones en el diseño que favorecen el abultamiento son los siguientes: a) limitaciones de abastecimiento de oxígeno que ocasiona bajo oxígeno disuelto, OD; b) cortocircuitos en los tanques disminuyendo los tiempos de detención; c) pobre mezcla; d) falta de capacidad del retorno. Fallas operacionales pueden ser: a) bajo OD en el aireador; b) alta carga orgánica; c) mala operación del clarificador final. Para controlar el abultamiento se diseñan Selectores. Ver Capítulo 8. Durante la operación, debe además precederse a investigar los siguientes parámetros y en caso de encontrarlos inadecuados, corregirlos: o o o o o o Características del residuo líquido Contenido de OD Carga orgánica Retorno de lodos Contenido de nutrientes Operación del clarificador En emergencias, dosificaciones de cloro o de peróxido de hidrógeno ayudan a corregir el problema temporalmente. Sin embargo, lo adecuado es buscar la causa y solucionarla. No sólo la presencia de sólidos suspendidos en exceso es causa de la falla de un sistema de TAR. A veces, simplemente se presenta una alta concentración de materia orgánica soluble en el efluente. Esto es causado también, por diseño pobre o mala operación. Sin embargo, un buen conocimiento de los procesos biológicos puede llevara solucionar el problema. En caso de mala operación, la solución es obvia: hacer buena operación, es decir, dentro de los estándares de diseño. Un pobre diseño es más difícil de corregir sin embargo. Generalmente se procura resolver los problemas más frecuentes tales como: 406 PRETRATAMIENTO SEDIMENTACIÓN Y MANEJO DE LODOS insuficiencia de aireación insuficiencia del Retorno cortocircuitos Desgraciadamente, otras veces lo que ocurre es que la planta toda está subdiseñada. En este caso es necesario entonces mejorar la eficiencia de operación del sistema. Esto puede lograrse adaptando sistemas distintos como la aireación por contacto o el sistema Kraus. De hecho, ambos métodos se descubrieron al tratar de solucionar deficiencias de diseño. También pueden intentarse flujos distintos como el de tanques en serie o procurar mantener un flujo pistón bueno. La aireación también se puede modificar, concentrándola donde más se necesita. Lo que es obvio, es que esto sólo puede lograrse con un profundo conocimiento de la modelación matemática, y los procesos biológicos. Unido a una buena imaginación, puede hacer milagros. 7.4.3 Separación de Grasas y Aceites API (a) Objetivos del Proceso Las grasas y aceites son sustancias más livianas que el agua, razón por la cual la hidráulica favorece la flotación de las gotas de aceite. Este proceso depende del As como se ha advertido antes, por lo que perfectamente puede efectuarse en un sedimentador primario, con la colocación de bafles inmediatamente antes (unos 0,20 m) de la descarga del agua por el vertedero. Con este sistema debe preverse la remoción continua de flotantes acumulados mediante un sistema de barrido que usualmente va unido al sistema de remoción de lodos, y con un vertedero de evacuación de los flotantes. Sin embargo, a veces es necesaria la separación de G&A 407 BIOINGENIERÍA DE AGUAS RESIDUALES únicamente, pues el ARI está contaminada solo por estas sustancias, y en tal caso se utiliza las trampas de grasas, que se consiguen comercialmente, teniendo cuidado de especificarlas para el flujo pico. Por otra parte, es necesario a veces diseñar separadores de aceite para instalaciones industriales, lo que a menudo se efectúa siguiendo los procedimientos de la American Petroleum Institute, razón por lo que se les conoce como separadores API. (b) Casos de Aplicación Los separadores API se utilizan en ARI contaminadas con G&A pero que no contienen SS, como es el caso de las industrias de perforación, explotación y refinamiento del petróleo. (c) Ecuación de Diseño El diseño de un separador API se basa en la ley de Stokes que establece la velocidad sedimentación o flotación de una partícula en un líquido. Su adaptación a este caso particular permite determinar la tasa de ascenso de las gotas de aceite en el agua. La separación del aceite se basa en el tamaño de gotas de aceite a partir de un diámetro de 0.015 cm (150 µm). Con base en estos principios la velocidad de ascenso de las gotas de aceite puede ser estimada mediante la siguiente ecuación: vs d 2 g ( s o ) (Ecuación de Stokes) 18 donde: vs: velocidad de sedimentación o flotación. d: diámetro de la partícula = 150 x 10-6 m (150 µm) ρs : densidad del crudo ρw: densidad del agua µ: viscosidad dinámica g: gravedad, 9,81 m/s2 408 (7.18) PRETRATAMIENTO SEDIMENTACIÓN Y MANEJO DE LODOS Igualmente para el diseño de separadores tipo API se consideran las siguientes expresiones: As = F (Q/vs) AT = Q/u h/B= 0,30 a 0,50 L = F (u/vs) h h = (7.18a) (7.18b) (7.18c) (7.18d) Q.(h / B) u (7.18e) donde: As: AT: u: F: Q: h: B: L: Área superficial mínima del separador, m² Área transversal mínima, m² Velocidad horizontal del flujo, menor a 15 vs ó 0,91 m/min Factor de flujo, correspondiente al producto del factor por turbulencia, Ft y el factor por corto circuito, Fs. Flujo del agua, m³/min Profundidad del agua en el separador, m. Ancho de la cámara de separación, m Longitud del separador, m Para el diseño se determina una densidad API (v.g. 16,5) que a una temperatura de 180o F (82o C) equivale a ρs = 912,9 kg/m3. A la misma temperatura la densidad del agua es ρw = 971,8 kg/m3 y la viscosidad dinámica es µ = 0,354 x 10-3 N.s/m2= 3,54 10-4 kg/m.s. El factor de flujo, F, depende del producto de Ft (factor por turbulencia) y Fs (factor por corto circuito). Ft depende de la relación (u/vs) y Fs aproximadamente es 1,2. Una ecuación aproximada para F es: F = 0,0306 (u/vs) + 1,1928 (7.18f) Los parámetros de diseño seleccionados para el Separador API son los siguientes: 409 BIOINGENIERÍA DE AGUAS RESIDUALES h/B = 0,50 u = 0,91 m/min = 1,52 cm/s Las otras dimensiones resultan naturalmente una vez calculada la Ecuación (7.18) para las condiciones del agua y el crudo. (d) Ejemplo de Plano de Diseño En la Figura 7.22 se presenta un esquema típico de un separador API. En este caso el agua aceitosa entra por el lado izquierdo. La separación se diseña aplicando la ley de Stokes de la Ecuación (7.18). Estos diseños consisten de un tanque con dispositivos de entrada y salida que favorecen la separación del agua y el aceite. Es muy importante determinar el tamaño de la gota de aceite a remover, pues de él depende el área de separación. Figura 7.22: esquema de un separador API con membrana 410 PRETRATAMIENTO SEDIMENTACIÓN Y MANEJO DE LODOS DAF (a) Objetivos del Proceso El DAF (por sus siglas del nombre inglés Dissolved Air Flotation) se utiliza para remover partículas por flotación. Pueden ser partículas sedimentables, pero se utiliza más a menudo para remover sustancias flotantes como la grasa y los aceites. Cuando las partícula pueden sedimentar por acción de la gravedad se emplea algún agente floculante, con ayuda de algún polímero, de modo que las micro-burbujas aplicadas sobre el floc tengan una acción neta de flotación y lleven las partículas hacia arriba. Igual procedimiento se emplea con las grasas, pero en este caso se requiere menos tiempo para efectuar la flotación, como quiera que la grasa flota por si sola. También existe el proceso de Difussed Air Flotation también conocido como DAF (nótese que hemos mencionada el proceso con aire disuelto y ahora nos referimos al proceso con aire difundido) cuyos principios de operación son idénticos desde el punto de vista hidráulico, solo que en el caso original el aire se disuelve a gran presión, y cuando se libera a la presión atmosférica, queda sobre-saturado de aire el ARI, liberándose millones de micro-burbujas que son las que producen el efecto de flotación. En el caso del aire difundido, el aire se inyecta a través de un jet, que produce una micro-burbuja promedio mayor que la del proceso anterior, pero que igualmente produce el efecto de flotación aunque con menos eficiencia, pero con una inversión de capital más económica. (b) Casos de Aplicación El DAF se utiliza cuando existen grandes cantidades de grasa que es necesario remover antes de promover el tratamiento biológico de las ARI (vg. en el caso de industrias lácteas). También se utiliza cuando hay grandes cantidades de SS pero no se tiene espacio suficiente para removerlos con sedimentadores convencionales. Tal es el caso de las industrias de papel y de curtiembres. 411 BIOINGENIERÍA DE AGUAS RESIDUALES (c) Ecuación de Diseño La ecuación de diseño de un DAF es la siguiente: A 1,3s a (f P 1)Qr S Sa Q (7.19) donde A/S: relación aire a sólidos (mL aire/ mg SS) sa: solubilidad del aire, mL/L f: fracción de aire disuelto a presión P, normalmente 0,5 a 0,6 p 101,35 =presión, atm 101,35 P= p: presión manométrica, kPa Sa: sólidos suspendidos del influente, mg/L Qr: caudal reciclado presurizado, m3/d Q: caudal del ARI El valor 1,3 es el peso específico del aire, en g/L. Así, el numerador representa el peso de aire y el denominador el peso de los sólidos. Los valores recomendados de A/S están entre 0,006 a 0,02 kg de aire por kg de SST. Si todo el agua se presuriza, entonces en la Ecuación (7.19) Q = Qr. La Tabla 7.5 nos presenta la solubilidad del aire a diferentes temperaturas. El DAF debe cumplir con una TDS = (Q+Qr)/As de 0,5 a 10 m /h.m , preferiblemente 5. Además no se debe aplicar una carga de sólidos, Qs = Q.Sa/As que exceda los 5 kg/h.m2 de SST. 3 2 Los parámetros de diseño con aire difundido los debe dar el fabricante del inyector de aire. Por supuesto debe estar en el rango bajo de los valores dados para aire disuelto. 412 PRETRATAMIENTO SEDIMENTACIÓN Y MANEJO DE LODOS Tabla 7.5: Solubilidad del aire a diferentes temperaturas TEMPERATURA, ºC 0 10 20 30 sa, mL/L 29,2 22,8 18,7 15,7 (d) Ejemplo de Plano de Diseño Un diseño de un DAF con aire difundido se puede apreciar en la Figura 7.23. Nótese el difusor de aire tipo jet al centro del DAF. Figura 7.23: Plano de diseño de un DAF con aire difundido Ejemplo 7.4: Diseño de unidades sedimentación primaria y DAF Una fábrica de producción de papel que tiene un efluente de 20oC de temperatura con las características que se muestran abajo. Diseñe sistema de tratamiento primario para la separación de los SST con: 1. Sedimentación primaria; y 2. DAF. 413 BIOINGENIERÍA DE AGUAS RESIDUALES CAUDAL, L/s SST, mg/L PROMEDIO 70,0 3257 MÁXIMO 106,5 7210 MÍNIMO 44,8 260 Solución 1. Sistema de Sedimentación primaria En este caso, la concentración de SST se compone principalmente de pulpa proveniente del proceso en concentraciones tan altas, que se debe aplicar los parámetros de diseño para la sedimentación tipo III y tipo IV, es decir, se deben aplicar los conceptos de TDS y Qs. Por otra parte puede que sea mejor efectuar una Igualación del caudal y una Homogeneización de los SST (ver Ejemplo 7.2). Sin embargo, para los efectos de ilustrar el diseño con caudal variable supondremos que éstas no se efectuarán: (i) (ii) Caudales de diseño: de la tabla anterior se desprende que: QD = 70 Lps = 4,2 m3/min = 252 m3/h QDH = 106,5 Lps = 6,39 m3/min = 383,4 m3/h Cargas de diseño : de la misma tabla calculamos la carga de diseño como sigue: Qs = 252 m3/h x 3257mg 1000L kg x x 6 820,7 kg/h 3 L m 10 mg Qsmax = 383,4 m3/h x 7,21 kg/m3 = 2764,3 kg/h (iii) Consecuentemente utilizaremos los siguientes parámetros de diseño: 414 PRETRATAMIENTO SEDIMENTACIÓN Y MANEJO DE LODOS De la Tabla 7.3: TDSpromedio = TDSpico = QD = 24 m3/m2.d = 1 m3/m2.h As QDH = 48 m3/m2.h = 2 m3/m2.h A' s De la Tabla 7.4, asimilando los SST a los lodos de filtros biológicos: Qs = QD x SSTprom = 4,0 kg/m2.h A' 's Q x SSTmax Qsmax = DH = 8,0 kg/m2.h A' ' 's Si se tienen los parámetros de diseño para este tipo de ARI sería mucho mejor. De todos estos se pueden calcula con los procedimientos presentado en la Figura 7. 15. (iv) Se calculan entonces todas las áreas superficiales, As, A’s, A’’s y A’’’s, y la que sea mayor es la que domina el diseño: (v) As = 252 m3/h / 1 m3/m2.h = 252 m2 A’s = 383,4 m3/h / 2 m3/m2.h = 191,7 m2 A’’s = 820,7 kg/h / 4 kg/m2.h = 205,2 m2 A’’’s = 2764,3 kg/h / 8 kg/m2.h = 345,5 m2 Como puede apreciarse, en este caso domina el diseño la carga de sólidos pico. Esto probablemente haría costo-efectivo efectuar la Igualación – Homogeneización de los SST (se aplica el mismo procedimiento que para la carga de DBO del ejemplo 7.2). Sin embargo, para el efecto del ejemplo se diseña una sedimentación primaria con 345,5 m2. Pueden ser dos sedimentadores de diámetro, F: F= 4 (A' ' ' s /2) 4 (345,5/2) = 14,8 m π 3,1416 415 BIOINGENIERÍA DE AGUAS RESIDUALES 2. Sistema DAF Para que un DAF (aire disuelto) opere en forma estable es necesario que haya una Igualación – Homogeneización. Supongamos que esta se efectúa y que quedan el caudal y la carga de sólidos promedio como parámetros de diseño, a saber: (i) Parámetros de Diseño QD = 70 Lps = 4,2 m3/min = 252 m3/h Qs = 252 m3/h x 3,257 kg/h = 820,7 kg/h (ii) Para el diseño vamos a suponer que se presuriza toda el AR (es decir Q = Qr) por lo que la Ecuación (7.19) queda, para una relación óptima de A/S = 0,008, como sigue: A 1,3s a (f P 1) =0,008 S Sa La concentración de sólidos Sa = 3.257 mg/L. De la Tabla 7.5 obtenemos que as = 18,7 mL/L para una temperatura de 20ºC. Asumamos que f = 0,5. Entonces se recibe que: 0,008 1,3 x18,7(0,5P 1) 3257 O sea, 0,5P=1,07+1 P=4,14 4,14= p 14,7 p = 46,2 psi 14,7 La presión manométrica requerida es de 46,2 psi (Libras por pulgada cuadrada). (iii) Área del DAF: suponemos una TDS = 5 m/h y una carga de sólidos Qs = 5 kg/h.m2 de SST. Luego seleccionamos entre las áreas requeridas por la TDS y la Qs: As = Q 252 50,4 m2 T DS 5 416 PRETRATAMIENTO SEDIMENTACIÓN Y MANEJO DE LODOS Q x S a 820,7 164,14 m2 Qs 5 El área mayor es la necesaria para remover la Carga de Sólidos, es decir 164,14 m2, es decir la mitad de la necesaria para sedimentación primaria. A’s = Para comparar la solución del DAF con la del sedimentador primario, se debe sumar el costo de la Igualación – Homogeneización al del DAF. 7.5 DISEÑO DE MANEJO DE LODOS El manejo de lodos es uno de los componentes más engorrosos en la operación de una PTAR. Básicamente consiste en el espesamiento, la digestión (y/o estabilización) y la deshidratación, antes de efectuar la Disposición Final de los residuos finales. Los lodos pueden ser primarios (materia orgánica particulada cruda) o secundarios (biomasa). Los lodos primarios siempre requieren digestión o estabilización química. Para plantas de lodos activados con Aireación Extendida, en condiciones ELEA o para sistemas de medio fijo (filtros percoladores y biodiscos) la digestión de los lodos secundarios se puede eliminar. En caso en que la PTAR opere con edades de lodos inferiores a 15 días, es necesario efectuar la digestión de los lodos secundarios. Las características de los lodos primarios y secundarios son muy diferentes, por lo que la digestión se debe realizar en procesos separados, pero en caso de que la producción de ambos sea pequeña, pueden mezclarse, utilizando los parámetros de diseño de los lodos primarios que son los más exigentes para conseguir la digestión. La reducción del volumen de los lodos es uno de los objetivos en el manejo de lodos, para facilitar su disposición. El segundo objetivo es la estabilización de los mismos, con el fin de que no se descompongan después de la disposición final en un Relleno Sanitario, o como mejorador de suelos. La estabilización puede realizarse por medios Químicos, es decir, añadiéndole algún compuesto que inhiba la descomposición ulterior de ellos. La forma más común es la adición de cal, con el objeto de elevar 417 BIOINGENIERÍA DE AGUAS RESIDUALES el pH hasta un valor superior a 10, lo que actúa como agente bactericida. Normalmente la proporción necesaria de adición de cal para este tipo de estabilización es de 1:1 lo que duplica la producción final de lodos. En este caso la estabilización no es permanente, pues si por alguna circunstancia el pH retorna a valores por debajo de 9 la materia orgánica se “activa” nuevamente, y puede proceder la descomposición biológica. La estabilización química no es recomendable, en general. La estabilización biológica se efectúa por medio de la digestión de los lodos, y es la forma de estabilización a la que nos referimos en el presente capitulo. La digestión consiste en la degradación biológica de la materia orgánica. Si los lodos son del tipo primario (partículas de MO cruda) es necesario someterlos a un proceso biológico, similar al requerido para el tratamiento de las AR, por medio del cuál la partículas se solubilizan, se convierten en biomasa, y finalmente se degradan. El sustrato en este caso son las mismas partículas, y una vez convertidas en biomasa, ésta se descompone en fase endógena, sirviendo la propia biomasa como fuente de alimento. Para los lodos secundarios (que ya están en forma de biomasa) la digestión opera solo en esta fase final, siendo ésta la diferencia con los lodos primarios. El proceso de digestión continúa hasta que los lodos se estabilicen, es decir no se puedan descomponer más. Como proceso biológico, la digestión puede ser aerobia o anaerobia. Este tipo de estabilización reduce la MO en un 50 %, por lo que la relación de volumen entre la estabilización química y la biológica es de 4:1 (la primera duplica los lodos y la segunda los reduce a la mitad). Esta la principal razón por la cuál desde el punto de vista de costo-efectividad económica y ambiental, la digestión es preferible a la estabilización química. En el capítulo siguiente nos referiremos más detenidamente a la digestión de los lodos. La producción de lodos en ARD se presenta en la Tabla 7.6. La concentración de sólidos en los lodos provenientes de las ARD se presenta en la Tabla 7.7. La relación de Volumen de Lodos (mezcla de sólidos secos y agua), VL, y Peso Seco (% de materia seca en los lodos), PL, para es como sigue: 418 PRETRATAMIENTO SEDIMENTACIÓN Y MANEJO DE LODOS VL1 PL2 VL2 PL1 (7.20) Tabla 7.6: Producción de lodos en ARD CANTIDAD DE LODOS PROCESO 3 Sedimentación Primaria - No digeridos - Digeridos y deshidratados en lechos de secado - Digeridos y deshidratados en filtros de vacío Filtros Percoladores Lodos Activados - Lodo húmedo - Lodo deshidratado en filtros de vacío Sedimentación Primaria más lodos activados - No digeridos - No digeridos y deshidratados en filtros de vacíos - Digeridos y deshidratados en lechos de secado - Digeridos y deshidratados en filtros de vacío 3 Ton/10 m m3/1000 hab.d m3/106 m3 ARD 3,3 1,1 2,95 0,25 0,16 - 0,36 0,12 - 0,84 0,28 0,75 19,8 7,31 19,4 1,5 0,54 - 7,7 2,6 6,9 1,55 0,56 1,48 0,46 0,51 - 0,92 0,33 - Fuente: Tratamiento Biológico de las Aguas Residuales, Orozco y Salazar (2001) Por ejemplo, 100 m3 de lodos al 1% (0,01) se convierten en 10 m3 de lodos al 10% (0,10): VL2 VL1 PL1 0,01 100 10 m 3 PL2 0,10 A continuación se presenta cada uno de los procesos presentados por separado. 419 BIOINGENIERÍA DE AGUAS RESIDUALES Tabla 7.7: Concentración de sólidos provenientes del ARD % DE SÓLIDOS TIPO DE LODO No digerido Digerido 2,5–5,0 5,0–10,0 6,0–12,0 - 3,0–6,0 7,0–9,0 6,0 – 8,0 - 0,5– 1,2 2,5– 3,3 2,0–3,0 - 3,0–6,0 7,0–9,0 6,0– 10,0 - 2,6–4,8 4,6–9,0 3,0– 7,0 - SEDIMENTACIÓN PRIMARIA Sin espesar Espesado FILTRO PERCOLADOR Sin espesar Espesado LODOS ACTIVADOS Sin espesar Espesado SEDIMENTACIÓN PRIMARIA + FILTRO PERCOLADOR Sin espesar Espesado SEDIMENTACIÓN PRIMARIA + LODOS ACTIVADOS Sin espesar Espesado Fuente: Tratamiento Biológico de las Aguas Residuales, Orozco y Salazar (2001) 7.5.1 Espesamiento (i) Objetivos del proceso El espesamiento es utilizado para concentrar los lodos primarios y secundarios de modo que el volumen resultante se disminuya lo máximo posible. Esto debe efectuarse, bien sea que los lodos se vayan a digerir o deshidratar. Los lodos primarios tienen parámetros de diseño diferentes de los lodos secundarios por las razones que se explican al comienzo de este numeral. 420 PRETRATAMIENTO SEDIMENTACIÓN Y MANEJO DE LODOS (ii) Casos de aplicación Prácticamente todos los procesos biológicos donde haya producción de lodos primarios o secundarios requieren de unidades de espesamiento. (iii) Ecuación de diseño La Ecuación (6.21) se emplea para el diseño del espesamiento, con R=0 (Qs=Q.X/As). Los parámetros de diseño para espesadores se aprecian en la Tabla 7.8. Tabla 7.8: Parámetros de diseño para el espesamiento PARÁMETRO RESTRICCIONES VALORES RECOMENDADOS Carga Superficial Lodos primarios 90-120 kg/m2 /d Lodos secundarios 20-30 kg/m2/d. - 3 - 4 metros Qs Profundidad Media h Fuente: Tratamiento Biológico de las Aguas Residuales, Orozco y Salazar (2001) El diseño de un espesador se efectúa con la selección de la Carga de Sólidos. Para su operación, a menudo se emplea una agitación muy lenta y la ayuda de agentes coagulantes. (iv) Ejemplo de plano de diseño Un espesador para una PTAR de buen tamaño debe tener remoción continua de sólidos, mezcla lenta y ayuda de algún agente coagulante. La Figura 7.24 presenta un esquema típico de un espesador de esta clase. Sin embargo, para plantas pequeñas se utiliza a menudo espesadores sin mezcla ni evacuación continua de lodos, y consisten básicamente en un tanque circular con un depósito cónico de lodos en la 421 BIOINGENIERÍA DE AGUAS RESIDUALES parte inferior. Figura 7.24: Espesador con drenaje de lodos 7.5.2 Deshidratación (i) Objetivos del proceso Una vez se han espesado los lodos, primarios y secundarios, y se han estabilizado, bien sea en el propio proceso biológico de tratamiento de las AR o en un digestor aparte, es necesario deshidratar los lodos a concentraciones de 20 al 30 % de Sólidos Totales, para su disposición final como residuo sólido. La deshidratación se puede realizar de diferentes maneras, siendo las más comunes las siguientes: (i) Lechos de secado: son muy comunes para poblaciones hasta de 20000 habitantes, y consisten en un lecho de arena que recibe los lodos estabilizados y, por filtración y evaporación, se produce la deshidratación; (ii) Filtros prensa: en este proceso la deshidratación se obtiene al forzar fuera el agua de los lodos bajo condiciones de alta presión. Es un sistema simple, pero requiere de mano de obra intensa, a menos que sean mecanizados, en cuyo caso ya no son tan simples; (iii) Filtros de banda (belt press): son deshidratadores continuos, que utilizan principios de acondicionamiento químico, drenaje y presión aplicada por bandas. Son efectivos pero consumen grandes 422 PRETRATAMIENTO SEDIMENTACIÓN Y MANEJO DE LODOS cantidades de agua limpia, por lo que se requieren hacer provisiones para su suministro; (iv) Centrífugas: es un sistema bastante bueno de deshidratación, aunque requiere de un buen mantenimiento, pues el mínimo desbalance en su estructura puede producir daños graves al equipo. Para una ampliación sobre el tema veáse Metcalf & Eddy (2003). (ii) Casos de aplicación La deshidratación es necesaria en toda PTAR para la correcta disposición de los lodos de exceso producidos. Los sistemas de deshidratación, excepción hecha de los lechos de secado, son normalmente equipos de fabricación, cuyas especificaciones están dadas por los fabricantes. Cuando se cotice un equipo de esta naturaleza es muy importante tener en cuenta los siguientes aspectos: Asegurarse de que el sistema cotizado incluye todos los equipos auxiliares necesarios para su operación, especialmente dosificadores de productos químicos, polímeros, etc. con sus tanques de mezcla. Evaluar las necesidades de productos químicos y de otros materiales de consumo (telas de filtro etc.). Evaluar los requerimientos y la calidad del agua requerida para la limpieza del deshidratador. Debe tenerse en cuenta que el agua utilizada para la limpieza es una nueva fuente de AR. Evaluar las necesidades de mano de obra para la correcta operación del equipo. Los equipos de deshidratación son normalmente costosos y de difícil operación por lo que es necesario tener en cuenta el conocimiento experto del operador de la planta. A menudo lo más conveniente es especificar deshidratadores que sean familiares para el dueño de la PTAR. (iii) Ecuación de diseño Lechos de secado Es el método más utilizado en Latinoamérica debido a que las 423 BIOINGENIERÍA DE AGUAS RESIDUALES condiciones climáticas son muy aceptables para este proceso. Se debe establecer un balance de evapo-transpiración / precipitación, si el lecho es abierto o de evapo-transpiración si es cerrado. Las siguientes son las variables de diseño que se deben tener en cuenta: Producción de lodos: ver Tablas 7.6 y 7.7. Lecho de arena: de 0,2 a 0,3 m de arena con Tamaño Efectivo, TE, de 0,4 a 0,6 mm y Coeficiente de Uniformidad, CU, de la arena de máximo 4. Tubería de drenaje a junta perdida en lecho de grava con pendiente mínima del 1% y separada de 2 a 6 m. Un ciclo de secado debe llenar uno o dos lechos de secado. El transporte de los lodos por tubería se deben para una velocidad de 0,75 m/s y ésta debe llegar a los lechos de secado para formar una película inicial de lodos de 0,075 m de espesor. Ver Figura 7.25. Figura 7.25: Lechos de secado Fuente: http://www.capasu.gob.mx/planta4.htm La Tabla 7.9 presenta los requerimientos de área para lechos de secado abiertos, para obtener un contenido de humedad de 60 a 70 % en 424 PRETRATAMIENTO SEDIMENTACIÓN Y MANEJO DE LODOS unos 10 a 15 días. Si los lechos de secado se cubren con un techo, el secado es más rápido, requiriendo un 70 % del área descubierta, pero las instalaciones son más costosas. El lodo seco se remueve a pala y se carga en camiones para su disposición final. Tabla 7.9: Requerimientos de Área para Lechos de Secado m2/persona kg/m2.año de Sólidos 0,1 120 – 150 Filtro Percolador digerido 0,12 – 0,16 90 – 120 Lodos Activados Digeridos 0,16 -0,24 60 - 100 TIPO DE BIO-SÓLIDOS Primario Digerido Adaptado de Metcalf & Eddy, 2003 Deshidratadores Mecánicos Los deshidratadores mecánicos (i.e. filtro prensa, centrífuga, filtro de bandas, etc.) se deben especificar dando la cantidad y concentración de lodos a deshidratar, su procedencia y condición (Vg. 50 L/h @ 3% SS de lodos primarios digeridos) y el grado de deshidratación deseado. Se debe asegurar que la oferta del fabricante tenga en cuenta todas las condiciones dadas en el literal (ii) del presente aparte. Para un tratamiento más extenso del tema de deshidratación mecánica se puede consultar a Metcalf & Eddy (2003). (iv) Ejemplo de plano de diseño En la Figura 7.26 se presenta un corte típico de un lecho de secado que utiliza losa cerámica recocida encima de la arena para facilitar la recolección del lodo seco. 425 BIOINGENIERÍA DE AGUAS RESIDUALES Figura 7.26: Corte típico de un lecho de secado Fuente: ÁLVARO OROZCO ASOCIADOS Ltda. Ejemplo 7.5: Diseño del Manejo de Lodos Una PTAR de 50 L/s por Aireación Extendida, sin sedimentación primaria, tiene una X de 3500 mg/L de SSVLM, una relación X/XT de 0,8, un tiempo de detención de 0,5 d, y una Edad de Lodos de 30 d. Si la concentración de lodos en el sedimentador secundario es de 1 %, diseñe un sistema de manejo de lodos de exceso. Téngase en cuenta que por tener un TRC de 30 días, los lodos no requieren digestión. Solución 1. Producción de lodos Para el cálculo de la producción de lodos Px seguiremos el siguiente procedimiento de cálculo: Caudal: Q = 50 L/s = 180 m3/h. Volumen del reactor: V = Q.td =180 x 12 = 2160 m3. 426 PRETRATAMIENTO SEDIMENTACIÓN Y MANEJO DE LODOS Concentración de lodos en el reactor: XT =X/0,8 = 3500/0,8 = 4375 g/m3. Lodos de Exceso: Px = VXT/c = (2160 m3) x (4,375 kg/m3) / 30 d = 315 kg/d = 13,125 kg/h @ 1% (Xe = 10.000 g/m3 = 10 kg/m3) que es la concentración en el retorno de un sedimentador secundario de Lodos Activados. Caudal de Lodos de Exceso: Qw = 13,125 / 0,01 = 1312,5 L/h = 1,3 m3/h. 2. Espesador La Carga de Sólidos, Qs, para un espesador de lodos secundarios está entre 20 y 30 kg/d.m2 (Tabla 7.8). Si adoptamos un Qs de 24 kg/d.m2, es decir 1 kg/h.m2, nos encontramos que el área superficial es: Qs = Q w X e 1,3 m 3 /h x 10 kg/m 3 1 kg/h.m2 As As As = 13 m2 = D2/4 Diámetro = D = 13 x 4 = 4,0 m. π Se puede entonces diseñar un espesador como el de la Figura 7.24 con un diámetro de 4 m. El espesador puede concentrar los lodos hasta el 3 % (Tabla 7.7). 3. Lechos de Secado El flujo a los lechos de secado, de la Ecuación 7.20, será entonces: VL2 VL1 PL1 0,01 1,3 x 0,43m 3 /h ó 10,4 m3/d @ 3% PL2 0,03 (30 kg/m3). Para Lechos de Secado para Lodos Activados digeridos se requieren entre 60 y 100 kg/año.m2. Seleccionamos 60 kg/año.m2. Qs = 60/365 = 0,16 kg/d.m2 (Tabla 7.9). 427 BIOINGENIERÍA DE AGUAS RESIDUALES La Carga de Sólidos para un XE de 30.000 mg/L es: Qx = VL2.XE = 0,43 m3/h x 30 kg/m3 = 12,9 kg/h. Q (12,9kg/h) (24 h/d) Qs = 0,16 kg/d.m2 = X As = As As 12,9 x 24 1935m 2 . De acuerdo a este parámetro, se requieren 0,16 entonces 2000 m2 de lechos de secado. Por otro lado, si descargamos diariamente 10,4 m3/d de lodos (al 3%) y colocamos una capa de lodos inicial de 0,3 se requerirán 10,4/0,075 = 139 m 2. Por tanto el tiempo de detención será 2000/139 = 14,3 días, lo que está dentro de lo previsto. Ver la Figura 7.24 para un diseño típico de un lecho de secado. 7.6 VARIABLES DE DISEÑO DE MANEJO DE GASES El manejo de gases es de gran importancia en instalaciones para tratamiento anaerobio, pues el biogas tiene mal olor, además de que a menudo se considera necesario quemar el Metano producido (esto es, cuando no es posible recuperarlo económicamente, que es casi siempre; la recuperación costo-efectiva de biogas solo se ha logrado para la digestión anaerobia de lodos biológicos y para efluente de destilerías – vinazas- que tiene altas concentraciones de DQO, es decir, mayores de 20.000 mg/L). El CH4, es un gas que ayuda a producir el llamado “efecto invernadero” (calentamiento de la tierra), por lo que su emisión se considera negativa para el medio ambiente, pero en realidad este efecto solo sería significativo para producciones muy grandes de Metano. El llamado biogas es una mezcla de CH4, CO2 y H2S, con una proporción de Metano del 65 al 70%. Para una discusión general sobre el tema remitimos al Capítulo 5, especialmente el numeral 5.5 Manejo de Gases y a las Figuras 5.5 y 5.7 para la descripción del sistema de captura de los gases. En este numeral nos concentraremos en el cálculo de la producción de biogas, en el diseño del biofiltro para el control de olores y las necesidades de alcalinidad. 7.6.1 Producción de gases Para el cálculo de la producción de gas Metano podemos utilizar la 428 PRETRATAMIENTO SEDIMENTACIÓN Y MANEJO DE LODOS Ecuación (3.14) explicada en el Capítulo 3, que se convierte en: 273 VCH4 = 0,35 (1-1,22Y) (dS/dt) V 273 T º C (7.21) donde : VCH4: volumen de metano producido, L/día Y: dS/dt: V: T: 0,35: coeficiente de producción, g SSV/gDQO. tasa de metabolización de sustrato, g/m3.día volumen del reactor, en m3. temperatura en ºC. L de CH4 producido por g DQO removido. La dS/dt se calcula con (S0 – S) / td. Para 35ºC la ecuación anterior da 0,40 L-CH4/g-DQO (ver Metcalf& Eddy, 2003, pp. 993). Como la proporción de Metano en el biogas es , entonces la producción de biogas será: (7.22) Vgas = VCH4/ Con : concentración de CH4 en el biogás, normalmente 0,65. Con el cálculo del biogas producido, se procede al diseño de la conducción y quemado de ellos (ver Figura 5.7). Es muy importante mencionar que el procedimiento anterior es aplicable solo para los gases metanogénicos, es decir los recolectados en las campanas de la Figura 4.43 como producto de la metanización. Sin embargo, a menudo es importante recoger los gases superficiales, según se definen en el Capítulo 5, numeral 5.5, cuyo principal componente es el H2S producido por la reducción de Sulfatos, que sale del agua cuando hay turbulencia produciendo malos olores, principalmente en áreas de pretratamiento, sedimentación y canales. Estos gases deben ser recogidos y oxidados en biofitros u otras unidades de oxidación. En el Capítulo 8 veremos la aplicación de las Ecuaciones (7.21) y (7.22) para el diseño de un reactor anaerobio. 429 BIOINGENIERÍA DE AGUAS RESIDUALES 7.6.2 Biofiltros Los biofiltros para el control de olores pueden ser filtros para gases con un medio filtrante. Normalmente son abiertos, de modo que el gas filtra hacia arriba. Ver Figura 7.27. Los gases son insuflados a través de una tubería por la parte de Figura 7.27: Esquema de biofiltro para el tratamiento de gases. abajo y al pasar por el medio filtrante poroso, que puede ser material orgánico celulósico (bagazo de caña de azúcar, compost mezclado con material que le de cuerpo como el aserrín, etc.) o medio filtrante artificial, los gases olorosos sufren dos proceso: (i) sorción (i.e. absorción / adsorción) y (ii) bioconversión causada por las bacterias adheridas al medio filtrante, principalmente bacteria oxidantes del H2S. Una receta típica para medio filtrante de biofiltros es: 430 PRETRATAMIENTO SEDIMENTACIÓN Y MANEJO DE LODOS 50% de Compost y 50% de material voluminoso (aserrín, perlita, materiales cerámicos o plásticos) 1 meq CaCO3 / g medio filtrante. pH entre 7 y 8 Porosidad del 40 al 80% Contenido de Materia Orgánica del 50% Humedad del medio filtrante entre el 50 y 65% Temperatura entre 20 y 35 ºC Se debe aplicar hasta 130 g S/m3.h en una corriente de gas (principalmente aire), Lg, de 10 a 100 m3/m2.h. La concentración del H2S será de 0,01 a 0,5 mg/L Carga Hidráulica sobre el biofiltro: aplicación de H2O en los rociadores, qH2O, de 0,75 a 1,25 m3/m2.h El tiempo de residencia debe estar entre 30 y 60 segundos. La profundidad máxima del filtro es de 2 metros de los cuáles el 20% inicial realiza la mayor parte de la eliminación. La aplicaión del aire se hace por medio de tubería perforada, y la humedad se mantiene mediante el uso de rociadores colocados en una manguera o tubería. Ver Metcalf & Eddy (2003). Ejemplo 7.6: Diseño de un biofiltro Se desea diseñar un biofiltro para tratar el gas sulfhídrico de los sedimentadores de un reactor UASP, que están cubiertos por un domo de 100 m3 que se vacía cada 10 minutos. Solución Flujo = Qg = Volume/Tiempo = 100 m3/10 min = 600 m3/h. Si asumimos una carga, Lg, de 50 m3/m2.h, tenemos que el área superficial As es : Q g 600 12m2 As = Lg 50 431 BIOINGENIERÍA DE AGUAS RESIDUALES Se propone una profundidad de 1 m, luego el volumen de material filtrante, VF, es de 12 m3. El tiempo de residencia (lecho vacío) es entonces Tdg = VF/Qg = 12/600 h = 72 s. El agua necesaria para mantener la humedad sera de Q = As x qH2O = 12 x 1 = 12 m3/h. 7.6.3 Requerimientos de Alcalinidad Cuando la producción de CO2 es muy alta, el porcentaje de esta gas en el biogas puede ser hasta el 50%. En este caso es necesario añadir alcalinidad para contrarrestar la acción acidificadota del gas carbónico. Para calcular los requerimientos de Alcalinidad se debe aplicar la Ley de Henry, a saber: xg PT pg KH (7.23) donde, xg = molesde gas (n g ) molesde gas (n g ) molesde agua (n a ) : fracción molar del gas en el agua, mol gas/ mol H2O. KH: constante de Henry, (7.24) atm(molde gas/mole de aire) (molde gas/mole de agua) pg: fracción molar del gas en el aire, mol gas/mol aire. PT: presión total, 1 atm al nivel del mar. Para calcular el equilibrio de carbonatos se utiliza la siguiente fórmula: 432 PRETRATAMIENTO SEDIMENTACIÓN Y MANEJO DE LODOS K al HCO H 3 (7.25) H 2 CO 3 con, Kal: constante de disociación del primer ácido. Las fórmula en brackets [ ] indican concentración en mol/L. La aplicación de las Ecuaciones (7.23), (7.24) y (7.25) se da a continuación. Ejemplo 7.7: Cálculo de la alcalinidad necesaria en un reactor anaerobio Calcule la alcalinidad necesaria para mantener el pH en un reactor UASP con agua a 35 oC. La concentración de CO2 en el biogas es de 30% y el caudal es de 50 L/s con una alcalinidad de 350 mg/L como CaCO3. La Ka1es de 4,85 x 10-7 mole/L y la KH 0 2092 atm. Solución: 1. Calcule la concentración de HCO3- para pH de 7 De Ecuación se (7.23) recibe que: x HCO3 PT 1 atm x 0,30 pg 1,434x 104 KH 2092atm La molaridad del agua es 55,5 (1 L de H2O tiene un peso Molecular de 18 g y pesa 1000 g, es decir: 1000/18 = 55,5). De Ecuación (4.24) se tiene que: 1,434x 10 4 H 2 CO 3 H 2 CO 3 55,5 Despejando se recibe que [H2CO3] = 7,97 x 10-3 mol/L. 433 BIOINGENIERÍA DE AGUAS RESIDUALES Ahora, de la Ecuación (7.25) y teniendo en cuenta que a pH 7 la [H+] es 10-7 mole/L, podemos calcular la concentración de HCO3- como sigue: HCO (4,85x 10 3 -7 mole/L)(7,97 x 10-3 mole/L) (10-7 ) 0,0387mole/L El Peso Equivalente, PE, es la relación del Peso Molecular, PM, y Z, siendo este último valor normalmente la valencia del compuesto: PM/Z (Ver Swyer y McCarty, 1994). Para el HCO3- es [(1 + 12 + 16 x 3)/ 1] = 61 g/eq. Luego la cantidad de HCO3- necesaria será: HCO3- = 0,0387 mole/L x 61 g/mole x 103 mg/g = 2361 mg/L 2. Cálculo de la Alcalinidad necesaria El PE del CaCO3 es [(40 + 12 + 16 x 3)/ 2] = 50 gCaCO3/eq. El Equivalente de 2361 mg/L de HCO3- es (2,361 g/L / 61 g/eq) = 0,0387 eq/L (ver el último cálculo del numeral 1), de donde se deduce que la Alcalinidad necesaria como CaCO3 será: Alcalinidad = (0,0387 eq/L) (50 g/eq) (103 mg/g) = 1935 mg/L CaCO3 Como el AR tiene 350 mg/L de Alcalinidad como CaCO3, la necesaria será entonces (1935 – 350) = 1585 mg/L. Como el caudal es de 50 L/s = 180 m3/h, entonces la cantidad de alcalinidad que hay que agregar es de 180 m3/h x 1585 g/m3 = 285,3 kg/h como CaCO3. 434 PRETRATAMIENTO SEDIMENTACIÓN Y MANEJO DE LODOS REFERENCIAS [1] ÁLVARO OROZCO ASOCIADOS Ltda.: Diseños de diversas plantas de tratamiento de aguas residuales realizados entre 1990 y 1999. [2] BENEFIELD L.D., J. JUDKINS AND A. D. PARR (1984), “Treatment plant hydraulics for environmental engineers”, Prentice Hall, N.J. – USA. .[3] GAMBOA E. (1999), “Metodología computacional para definir el diagrama de flujo de una planta de tratamiento de Aguas Residuales”, Tesis de Grado, Dpto. de Ingeniería Civil, Uniandes, Bogotá. [4] METCALF & EDDY (1991), “Wastewater treatment”, Third Edition, McGraw Hill Co. [5] METCALF & EDDY (2003), “Wastewater treatment: Treatment and Reuse”, Fourth Edition, McGraw Hill Co. [6] OROZCO A. Y A. SALAZAR (1987), "Tratamiento de las aguas residuales", Libro de texto, Segunda edición, Ed. Universidad de Antioquia. [7] OROZCO, A. Y C.E. STERLING (1996), “Avances recientes en el diseño de plantas de tratamiento anaerobias”, Memorias IV Seminario-Taller Latinoamericano de Tratamiento Anaerobio de Aguas Residuales, UIS, RECBAM, UV, B/manga. [8] SAWYER N. C. y P.L. McCARTY (1994), “Chemistry for environmental engineering”, 4rd Eds. McGraw-Hill, Inc. [9] VEN TE CHOW (1994), 4rd Eds. McGraw-Hill, Inc.,”Open channel hydraulics”, McGraw Hill. [10] LIBHABER, M AND OROZCO-JARAMILLO, A, "Sustainable treatment and reuse of municipal wastewater", IWA Publishing, London, United Kingdom, 2012. 435 436 8. DISEÑO DE REACTORES Y DIGESTORES REACTORES EN MEDIO SUSPENDIDO 8.1 INTRODUCCIÓN Por tratamiento biológico en medio suspendido, entendemos todos los tratamientos biológicos en los cuales el medio activo, es decir la biomasa, se encuentra suspendido en el sustrato o agua residual. Existe pues una mezcla íntima entre las bacterias estabilizadoras y el alimento o sustrato que conforma lo que se llama el licor mixto, LM. En la práctica estos procesos comprenden los lodos activados -incluyendo la nitrificación- y las lagunas, sean aireadas o de estabilización. Los lodos activados, componen el sistema más sofisticado de tratamiento en medio suspendido, pues en él la biomasa o medio activo se encuentra altamente concentrado con relación al sustrato, razón por la cual es necesario controlar el medio ambiental de manera muy estricta para no provocar condiciones que desequilibren el proceso. Las lagunas de tratamiento por su lado, operan con concentraciones de biomasa muy pequeñas relativas a la concentración de sustrato, por lo que la operación de este proceso es mucho menos complicada. En este proceso importa extraordinariamente la relación alimento/biomasa, S/X, la carga orgánica, F/M, la edad de lodos. θc, y el 435 BIOINGENIERÍA DE AGUAS RESIDUALES tiempo de detención neto e hidráulico, td (V/Q) y t’d (V/Qe) respectivamente. Los principios microbiológicos, bioquímicos, cinéticos y estequiométricos se analizaron ampliamente en los Capítulos 2 y 4, donde se relacionan los parámetros con la remoción neta de sustrato, U, la producción neta de lodos, G, y el requerimiento neto de oxígeno, R, y se explican las relaciones existentes entre ellos. En el Capítulo 6 se plantean las ecuaciones generales cinéticas y estequiométricas, las cuales se emplean para la modelación matemática de los diversos procesos de TAR. En este capítulo nos preocuparemos de la aplicación práctica de todos los conceptos y modelos estudiados, a la realidad cotidiana de la ingeniería. De este modo, los Capítulos 2, y 3 estudian los fundamentos del TAR, el capítulo 4 el manejo y modelación de los conceptos, y los capítulos 5, 6 y 7 los fundamentos de diseño, mientras este capítulo analizará la aplicación para la solución de problemas prácticos de diseño de reactores. Es de gran importancia señalar que para enfrentar el diseño de un proceso biológico no bastan los conocimientos teóricos y metodológicos. Es necesario contar con la experiencia suficiente que permita ver con claridad las variables que intervienen en un proceso determinado. No existen métodos precisos y directos de diseño, a prueba de fallas. Aunque en los ejemplos veremos que aparentemente esto puede hacerse, también se encontrará en ellos que pueden intentarse diversos métodos, supuestamente correctos, que producen resultados distintos. Sólo la experiencia produce el juicio suficiente para decidir cuál de los métodos debe elegirse en el caso específico. Ya se discutió antes, que a la luz de los últimos descubrimientos existen diversas teorías que pueden aplicarse con resultados en general satisfactorios, pero a veces contradictorios. Aquí se presenta al ingeniero de diseño la primera necesidad de elección (sobre cuál utilizar). Para ayudar en esta tarea de elección se presentará un procedimiento de ingeniería, que permitirá llegar a los diseños deseados por un camino diferente del método cinético. Finalmente existe la necesaria confrontación con los parámetros empíricos o factores de diseño que la práctica cotidiana ha mostrado operativos para cada proceso. 438 DISEÑO DE RACTORES Y DIGESTORES Otra anotación de interés, es la importancia de la operación del proceso. Puede decirse que el diseño debe estar tanto dirigido a la operación del proceso como al dimensionamiento mismo de las estructuras. En otras palabras, el diseño va dirigido a simular la operación del sistema, sin desestimarse el dimensionamiento correcto de equipos y tanques. Y es que una buena operación puede mejorar un mal diseño de un proceso, en algunos casos. Por otro lado, el diseño (dimensionamiento) más extraordinario nada puede producir frente a una mala operación del sistema. Es de este modo como un buen diseño de un sistema de TAR debe incluir un buen manual de operación que complemente de manera práctica, la correcta utilización de los equipos y estructuras seleccionados. 8.2 LODOS ACTIVADOS 8.2.1 Descripción del Proceso En general, podemos decir que los lodos activados están dirigidos a transformar sustrato orgánico soluble o insoluble, en forma coloidal o suspendida, en sólidos biológicos floculentos, que pueden ser asentados y de este modo separados del agua que contaminan- por medio de los procesos convencionales de sedimentación. En otras palabras, se pretende transformar la "contaminación" de las aguas, presente en forma de DBO -soluble e insoluble- en biomasa, que contendrá gran parte de la DBO original del sustrato orgánico, pero que .puede ser separada del AR por sedimentación y filtración. Estos sólidos separados deberán luego ser concentrados y estabilizados para someterlos a una posterior disposición final, ya en forma de desechos sólidos. La DBO que se remueve en este proceso la componen la DBOC, la DBON y la DBOS, es decir, incluye la Nitrificación, si el TRC es mayor de 5 días. La Figura 8.1nos presenta un esquema típico formal de lo que es una planta de lodos activados. El AR debe someterse primero a un tratamiento preliminar para separar los sólidos más gruesos con rejillas y desarenadores (ver Capítulos 5 y 7). 439 BIOINGENIERÍA DE AGUAS RESIDUALES Figura 8.1. Esquema de Planta de Tratamiento de Lodos Activados Luego se somete a la sedimentación primaria donde se remueven los sólidos asentables, que en las aguas residuales domésticas, ARD, pueden conformar hasta el 40 % de la DBO total. De este modo, un buen separador primario remueve entre el 50 y 65% de los sólidos suspendidos, y entre el 15 y el 40% de la DB05. A este tratamiento preliminar nos referiremos como el PRETRATAMIENTO, tal como se plantea en el Capítulo 5 A continuación viene el tratamiento secundario propiamente dicho, conformado por el reactor biológico y el separador o sedimentador secundario, con el sistema de retorno para concentrar los lodos. Normalmente se incluye la cloración, con un tanque de contacto, en el tratamiento secundario. Sobre este tema nos expandiremos más en numerales siguientes. Este tratamiento secundario puede ser GRUESO o FINO, nuevamente de acuerdo con la descripción del Capítulo 5. Se puede notar en la Figura 8.1 que existe un sistema de manejo de los lodos y su tratamiento, el cual se discutió en el Capítulo 7, excepto lo correspondiente a la Digestión que se tratará en el presente capítulo. 440 DISEÑO DE RACTORES Y DIGESTORES En general se pretende que una vez separados los lodos en el sedimentador secundario, éstos se retornen al reactor con el objeto de conservar la concentración de SSVLM requerida. Sin embargo, el excedente producido durante el día, debe ser evacuado para evitar la concentración indefinida de lodos. Estos lodos, a una concentración aproximada del 1% (10,000 mg/L) se llevan a densificar o concentrar en los espesadores, donde alcanzan concentraciones hasta del 5 – 6%. Los lodos provenientes del sedimentador primario, generalmente compactan hasta el 5% sin necesidad de espesador. Luego se digieren los lodos, para estabilizarlos y finalmente se deshidratan hasta concentraciones de sólidos del 30-40%, para de este modo, ya digeridos y secados, ser dispuestos como desechos sólidos. Ya veremos todos estos aspectos en detalle. Ver Capítulo 7. El proceso de lodos activados es el más eficiente de los TAR conocidos, y es por excelencia el empleado para Tratamiento Fino, es decir para eficiencias entre el 80 y el 99% de remoción de DBO. Requiere por ello más atención y pericia en el diseño y operación. Los parámetros que se deben tener en cuenta, como se discutieron en el Capítulo 6, son principalmente: la carga orgánica, F/M, la edad de lodos, θc y en general aquellos que se mencionaron al principio. Sin embargo, existen otros parámetros empíricos, como la carga volumétrica, el coeficiente de retorno, R, etc. que también deben tenerse en cuenta para el diseño. En términos generales, podemos decir que, de acuerdo con la teoría, el reactor con flujo pistón es el más eficiente, mientras el reactor completamente mezclado es el menos eficiente, como se discute en el Capítulo 4. Sin embargo, en la práctica el reactor completamente mezclado se ha encontrado más estable, especialmente cuando existen posibilidades de variaciones bruscas en la carga orgánica. Dicho fenómeno somete a la población bacterial a variaciones súbitas en el ambiente, que pueden ser mejor asimiladas si éstas se distribuyen en todo el volumen del reactor, como se hace en los LACM. Por ello, este tipo de proceso se prefiere con residuos líquidos industriales, pues las fábricas producen generalmente variaciones bruscas en la descarga, tanto en volumen como en concentración de DBO. Para tratar de minimizar el efecto de los flujos 441 BIOINGENIERÍA DE AGUAS RESIDUALES transientes o cargas de choque, se emplean tanques homogenizadores o igualadores, donde se procura promediar la calidad y cantidad del AR, para así alimentar el proceso de tratamiento con un sustrato tan constante como sea posible. Para el tratamiento de las ARD casi no se emplean tanques de homogenización. Como la variación en el tiempo de la calidad y la cantidad es bastante conocida, se puede diseñar de este modo un influente con una calidad y volumen más o menos estable. En estas condiciones se prefiere emplear flujo pistón para el reactor, y utilizar así un mecanismo de tratamiento más eficiente. La elección pues, del tipo de reactor, depende del tipo de AR, pero también mucho de la operación. Téngase además en cuenta que varios reactores en serie son más eficientes que uno solo con la misma capacidad. Es así como (varios) reactores completamente mezclados pueden tener, teóricamente, la misma eficiencia que un reactor de flujo pistón, con los beneficios adicionales de tener una población bacteriológica más estable, pues los flujos transientes se reparten en todo el volumen de cada reactor. Sin embargo, nótese que si el número de reactores es muy grande, el primer reactor -que recibe el influente- pierde la capacidad de asimilar cargas súbitas al disminuir su volumen relativo. Adicionalmente, los tanques exigirán más paredes, más concreto y por ende serán más costosos. Un detalle de interés con respecto a los lodos activados se refiere al tiempo de detención neto e hidráulico, td y t'd respectivamente. En los reactores completamente mezclados, como se vio, la variable td = V/Q es la que se emplea en las ecuaciones cinéticas, sin importar el retorno. En cambio para las ecuaciones del flujo pistón se emplea la variable t'd = V/(Q + Qr). Sin embargo y desde el punto de vista práctico, también debe interesar el td para el flujo pistón, pues una partícula de AR pasa varias veces por el reactor, dependiendo de cuanto sea el retorno, Qr y, en promedio, el tiempo de detención de la partícula se aproxima al tiempo de detención neto, td = V/Q. Es por ello que en los parámetros empíricos de tratamiento se considera sólo el tiempo de detención neto para cualquier proceso de lodos activados. También las ecuaciones para flujo pistón se 442 DISEÑO DE RACTORES Y DIGESTORES pueden dar en términos del td neto, pero son más complejas (ver por ejemplo las Ecuaciones 4.71 y 4.72). Otro factor de gran interés, y al cual le dedicaremos más espacio en otro lugar es el suministro de oxígeno. Especialmente, cuando tratamos con reactores de flujo pistón, no es juicioso repartir el abastecimiento de aire en forma homogénea en todo el tanque, pues se requiere más al principio que al final, por existir mayores tasas de reacción. Estas, y otras consideraciones, han dado lugar a varios tipos de procesos de lodos activados, los cuales veremos a continuación. De hecho, la operación del sistema nos define el tipo de proceso, por lo cual, ésta debe preverse durante el diseño. 8.2.2 Tipos de Procesos Dependiendo del modo de diseño y operación, se han venido identificando diversos tipos de procesos de lodos activados que veremos a continuación. Método Convencional Es el método más ampliamente utilizado, y consiste en un reactor longitudinal, con flujo pistón, un separador secundario y una línea de retorno de lodos. El suministro de oxígeno es constante a lo largo del tanque, y normalmente por medio de aireación difundida a través de burbujas. El influente se compone del AR y del retorno, mezclado según sea necesario. Uno de los factores importantes de analizar es el hecho (Figura 8.2) de que el suministro de oxigeno no está de acuerdo con la demanda, que es mucho mayor al principio, pues existe mayor concentración de DBO. Al final del tanque, por otra parte, prácticamente no existe sustrato para remover, por lo que el suministro de oxígeno se pierde en gran parte. Las condiciones ambientales varían a lo largo del tanque, mientras la adsorción, floculación y oxidación de la materia orgánica tienen lugar. Los lodos se asientan en un sedimentador secundario y se retoman con un 443 BIOINGENIERÍA DE AGUAS RESIDUALES flujo del 25 al 50% del caudal influente. Aproximaciones de operación más lógicas, forman otros tipos de procesos. Figura 8.2. Esquema de reactor con flujo pistón Completamente Mezclado Este sistema ha ganado gran popularidad últimamente, especialmente para tratar residuos líquidos industriales, pero también para ARD. El influente sedimentado entra en un tanque violentamente agitado por aireadores mecánicos o sistemas de difusión de aire comprimido, de modo que todo el contenido del reactor mantiene una composición aproximadamente constante. La entrada de AR puede ser por varios puntos, mientras la aireación también se efectúa homogéneamente (Figura 8.3). La demanda de oxígeno es constante en todo el tanque, lo mismo que el suministro, por lo cual no se presentan situaciones de desequilibrio. La calidad del efluente filtrado del reactor es idéntica a la de cualquier punto del tanque. Una vez sedimentados, los lodos asentados se retornan y el efluente se descarga. 444 DISEÑO DE RACTORES Y DIGESTORES Figura 8.3. Esquema de reactor completamente mezclado Aireación Decreciente El objetivo de este tipo de lodos activados es equilibrar la demanda de oxígeno a lo largo del tanque con el suministro, para condiciones de flujo pistón. En realidad es sólo una modificación del proceso convencional, en el cual se suministra mayor cantidad de oxígeno inicialmente, cuando la demanda es mayor y se va disminuyendo proporcionalmente, conforme el sustrato avanza en el tanque y la demanda decrece. De este modo, se colocan más difusores de oxígeno al comienzo, y se van espaciando a lo largo del tanque, en el sentido del flujo. Aireación Escalonada Es otra modificación del proceso convencional de lodos activados, en el cual el AR o sustrato se introduce en varios puntos a lo largo de la longitud del tanque (Figura 8.4). En la práctica el tanque se divide en varios compartimientos: el primero se utiliza para reairear el lodo de retorno, y los siguientes para el suministro de porciones del flujo 445 BIOINGENIERÍA DE AGUAS RESIDUALES influente, hasta que en el compartimiento final se lanza una última porción. Este proceso se basa en una operación versátil, y procura distribuir más uniformemente la demanda de oxígeno a través del reactor. Sin embargo, su operación se va pareciendo mucho a un sistema de LACM. Figura 8.4. Esquema de reactor con aireación escalonada Estabilización por Contacto Este proceso procura explotar al máximo la propiedad de bioabsorción que tienen los flóculos biológicos. Se ha podido observar, que un sustrato con una componente alta de DBO coloidal y en sólidos suspendidos, sometidos a una aireación con lodos activados aclimatados se comporta como se aprecia en la Figura 8.5.1 La DBO del sobre-nadante, una vez asentado, disminuye rápidamente. Esto se debe a que los flóculos de los lodos activados absorben la materia orgánica rápidamente, produciendo una disminución sustancial de la DBO. Cuando empieza la oxidación del sustrato absorbido, entonces los subproductos elevan nuevamente la DBO, hasta que se produce la estabilización definitiva. Esto 1 Según Gaudy & Gaudy (1980), este fenómeno también ocurre en sustratos solubles, cuando se cumplen ciertas condiciones. En este caso, el fenómeno se prefiere llamar “oxidación asimilativa”. 446 DISEÑO DE RACTORES Y DIGESTORES sucede en el proceso de lodos activados, pero no es fácil de notar, pues la bioabsorción ocurre en los primeros 20 a 40 minutos. Figura 8.5. Variación de la DBO en un sustrato con una alta componente de DBO insoluble Procurando aprovechar lo anterior, se diseñó un proceso como el de la Figura 8.6, en el cual se retornan sólidos estabilizados, altamente concentrados y se mezclan con el AR influente de 30 a 90 minutos en un tanque llamado de contacto. Una vez la bioabsorción ocurre, se sedimentan los lodos, fluyendo el sobre-nadante como efluente. Estos lodos han absorbido la DBO pero no la han oxidado, por lo que deben enviarse a un tanque de estabilización por un período de 3 a 6 horas. Esta aireación es en un tanque menor, pues se trata de lodos altamente concentrados. Luego se retornan al tanque de contacto para una nueva absorción de DBO. Sundstrom y Klei, piensan que lo que ocurre es en realidad una adsorción de la DBO insoluble, y no una absorción de la materia orgánica soluble. Y en realidad este proceso trabaja bien con ARD que tienen alto 447 BIOINGENIERÍA DE AGUAS RESIDUALES contenido de DBO insoluble, y con ARI de igual condición. Sustratos solubles no se tratan bien por este procedimiento. Se recomienda hacer ensayos pilotos antes de utilizarlo. Figura 8.6: Esquema de la estabilización por contacto Alta Tasa Este proceso es el convencional modificado para operar en la zona de alta remoción, es decir, en condiciones de abundancia, cuando las reacciones metabólicas son mayores. Este proceso, por definición tiene baja eficiencia. Utiliza períodos de detención cortos (de 2 a 4 horas) y produce un lodo de baja asentabilidad. Esto es lógico, pues opera en CA por lo que predominan poblaciones de microorganismos de altas necesidades energéticas, lo que conforman lodos dispersos. Aireación Extendida Es el caso contrario del anterior, por lo que lo podríamos llamar de "baja tasa". Opera en condiciones de inanición, Cl, propiamente en la fase endógena. Busca minimizar la producción de lodos, por el autoconsumo 448 DISEÑO DE RACTORES Y DIGESTORES de los microorganismos, obteniendo lodos bastante estabilizados, sin muchas necesidades adicionales de digestión. Requiere aireaciones prolongadas por lo que a menudo se utiliza con descargas pequeñas, y en unidades modulares para uso en residencias, en aulas escolares, etc. Sin embargo, para sistemas con ELEA se utilizan en PTAR para grandes ciudades, pues como se demostró en el Capitulo 4 “es claro de la Ecuación (4.62) y (4.62a) que la tasa total de remoción de sustrato es la máxima posible”. Zanjas de Oxidación En realidad se trata de una aireación extendida, realizada con flujo pistón, múltiples veces, -al forzar al sustrato a realizar circuitos cerrados alrededor de un canal cerrado por medio de rotores -aireadores- con forma de cepillo (también puede ser tipo jet, o cualquier otro sistema de aireación combinado con agitadores que mantengan el flujo de rotación), que impulsan el agua, en una dirección dada (Figura 8.7). También se puede asimilar a una aireación extendida, completamente mezclada. Si se opera en forma continua, conviene tener un sedimentador para el efluente. Figura 8.7. Esquema da Zanja de Oxidación Aireación de Alta Tasa Consiste en concentrar altos contenidos de lodos activados, para someterlos a grandes cargas volumétricas de sustrato. 449 BIOINGENIERÍA DE AGUAS RESIDUALES Consecuentemente, exige grandes aportes de aire para mantener aerobio el sistema. Oxigeno Puro Este sistema desarrollado en los 1970, utiliza oxígeno puro en lugar de aire. Normalmente emplea varios reactores completamente mezclados, en forma mecánica (Figura 8.8). Se suministra el O2 puro pero para que no se desperdicie, es necesario mantener los tanques cubiertos. A medida que se produce CO2 en la respiración es necesario botar algo de la mezcla y añadir oxígeno adicional. Las ventajas del sistema consisten en mejorar la transferencia de oxígeno, aumentando la actividad bacterial. El IVL se reduce sustancialmente (mejorando la asentabilidad de los lodos), así como el volumen del tanque de aireación, permitiendo por otra parte, aumentar la concentración de los SSVLM. No es muy utilizado en la actualidad por su costosa operación. Figura 8.8. Sistema con Oxígeno Puro Selectores La principal causa del abultamiento, analizado en el Capítulo 7, es el predominio de microorganismos filamentosos sobre los no filamentosos. Ver Figura 8.9. Por ello es necesario favorecer el crecimiento de organismos no filamentosos sobre los filamentosos para 450 DISEÑO DE RACTORES Y DIGESTORES facilitar la separación gravitacional en el sedimentador secundario. Como los organismos filamentosos son más eficientes en CI, para promover el crecimiento de organismos no filamentosos, que son más sedimentables, se diseñan unas unidades con bajos tiempos de detención (de unos 15 minutos) a la entrada del reactor aerobio (especialmente en LACM) que someten a altas cargas los microorganismos promoviendo así el crecimiento de las bacterias esféricas. Luego estas bacterias llevan a cabo el tratamiento completo en el reactor. Estas unidades se conocen como selectores y tienen un diseño cinético (aerobio), y otro metabólico (anaerobio, que se puede utilizar también para la remoción de nutrientes, N y P). La Figura 8.10 muestra un esquema de una PTAR con selector. Figura 8.9: Curvas de crecimiento de bacterias filamentosas y no filamentosas, con el sustrato. Slimite determina el predominio de una u otra especie. Para el diseño cinético, Jenkins et al., 1993, recomienda tres selectores con cargas F/M (en g DQO/g SSLM.d) de 12, 6 y 3. La carga de cada selector incluye en su cálculo la biomasa y DQO de todos los anteriores. 451 BIOINGENIERÍA DE AGUAS RESIDUALES Figura 8.10: Configuración Típica de un Selector 8.2.3 Parámetros Empíricos Por parámetros empíricos nos referimos a aquellos que han sido encontrados fundamentalmente en la práctica. Estos parámetros nos dan, en general, rangos aceptables para el diseño de los sistemas de TAR, basados en la experiencia de numerosos años. Los métodos que hemos estudiado hasta ahora se apoyan en los fundamentos teóricos y en las relaciones cinéticas y estequiométricas, que se emplean eficientemente a través de la modelación matemática. Métodos de aproximación al diseño con relaciones de ingeniería, servirán también, como vamos a ver, para el diseño y operación de los sistemas. Pero la utilización de los parámetros empíricos se hace necesaria como ayuda indispensable para el ingeniero proyectista. Normalmente cualquiera de los métodos de diseño presentados debe dar resultados que se encuentren en el rango de operación de los parámetros de diseño. Más aún, estos parámetros por sí mismos, en manos de un ingeniero experimentado, pueden ser herramienta suficiente 452 DISEÑO DE RACTORES Y DIGESTORES en un diseño preliminar. Y cualquier resultado que se salga de los valores por ellos dados, sea cual fuere el método empleado, debe mirarse con suspicacia. Sin embargo, y esto debe ser bien enfatizado, la aproximación teórica o ingenieril es preferible, puesto que los parámetros empíricos nos dan un rango de operación, mientras el diseño racional nos lleva a un punto de operación. Es así como con la aplicación de los fundamentos mismos de la ciencia se llega a un diseño más óptimo y preciso. De este modo, los parámetros de diseño deben utilizarse sólo como comprobación. Algo de mayor interés para el ingeniero especialista y el científico, es que los parámetros de diseño sólo presentan rangos de operación en que la práctica ha demostrado que los sistemas funcionan bien. Pero ha pasado demasiadas veces en la historia de la Ingeniería que existiendo rangos distintos y mejores de operación y diseño, no se utilizaron debido al desconocimiento de los fundamentos del fenómeno involucrado, o a que no se han descubierto procesos diferentes (tal el caso de los sistemas ELEA, de reciente aplicación, que están por fuera del rango de los parámetros empíricos). Llegar al conocimiento de estos rangos distintos y mejores sólo es posible con el estudio de la teoría del diseño y la experimentación. Por ello el ingeniero especialista y el científico deben indagar sobre las posibilidades de los métodos teóricos e ingenieriles para alcanzar cada vez más eficiente y óptima utilización de los procesos. Desde luego, que para circunstancias donde no hay experiencias previas y no existen parámetros empíricos, la aproximación racional y experimental son el único camino. Los parámetros más utilizados en el diseño de los reactores de lodos activados son los siguientes (Ver Capítulo 6): a) Carga orgánica o F/M dada en kg DBO5/ kg SSVLM/día. b) Carga volumétrica, S0Q/V, dada en kg DBO5 /m3/día, aplicable al aireador o reactor. 453 BIOINGENIERÍA DE AGUAS RESIDUALES c) Tiempo de detención neto, es decir V/Q, siendo V el volumen del aireador o reactor y Q el caudal influente neto, sin recirculación. Se da en horas o días. d) La edad de lodos, θc, en días. e) Concentración de sólidos en el licor mixto, dada en mg SSLM/L. f) Retorno o coeficiente de retorno, R = Qr/Q, donde Qr es el caudal de retorno de lodos del sedimentador secundario y Q el caudal neto a tratar. En la Tabla 6.1 (Capítulo 6) vemos los parámetros empíricos de diseño recomendados para cada proceso. Es claro que los valores presentados aquí dan un rango amplio de utilización. De modo que el empleo exclusivo de la Tabla 6.1 debe ser únicamente realizado por ingenieros de gran experiencia. 8.2.4 Requerimientos Ambientales Es importante finalmente tener en cuenta, que la teoría y la experiencia presentadas en las páginas anteriores sólo cumplen cuando se tienen las condiciones ambientales adecuadas. Para empezar, es necesario que los nutrientes, fundamentalmente el nitrógeno y el fósforo, estén presentes en las cantidades adecuadas. Habíamos visto en el Capítulo 2, Ecuación (2.60), de consideraciones estequiométricas, que la relación siguiente debe cumplirse: DBOu : N2 : P < 100: 5 : 1 (8.1) Esta relación debe mantenerse como límite inferior para el suministro de nutrientes, en forma aproximada. Si no se cumple, entonces debe aplicarse el nutriente deficiente, sea N2 o P, en cantidad tal que se ajuste al requerimiento. Este suministro puede hacerse con sales de N2 y P, pero la relación debe mantenerse para las cantidades moleculares de los nutrientes. Exceso de nutrientes no tiene efecto en el tratamiento excepto el de favorecer, en algunos casos, el crecimiento de algas. 454 DISEÑO DE RACTORES Y DIGESTORES La Ecuación (8.1) se basa en consideraciones teóricas, pero se ha visto ampliamente confirmada por la práctica. Vale la pena mencionar que en AR con alto contenido de carbohidratos se presentan generalmente deficiencias de nutrientes. El oxígeno disuelto, OD, es otro factor ambiental que debe controlarse adecuadamente, si se desea tener un licor mixto "saludable" y un tratamiento eficiente, El OD se controla con los mecanismos de aireación, y debe ser por lo menos de 1 mg/lL en cualquier momento y lugar del reactor. Preferiblemente debe estar por encima de 1.0 mg/L. El pH es otro factor que a menudo se subestima. Debe estar entre 6.5 y 9.0 preferiblemente entre 7.0 y 8.0. Por debajo de 6.5 empiezan a predominar los hongos, dañando la asentabilidad del LM. Por encima de 9.0 se retarda la tasa de reacción metabólica de los microorganismos. Los efectos de la temperatura en las reacciones cinéticas ya se discutieron en otro capítulo. Como regla general, téngase en cuenta que un aumento de 10°C significa aproximadamente la duplicación de las tasas metabólicas. Por encima de 35 ºC comienza la desestabilización de los sistemas aerobios en los lodos activados. 8.2.5 Métodos de Diseño Conociendo todos los elementos presentados hasta ahora, nos encontramos con numerosas posibilidades de diseño. Dependiendo de los supuestos principales, y contando con los parámetros empíricos, es posible establecer toda una serie de metodologías que, en definitiva, nos llevan a un diseño final cuyos resultados resulta muy similar en la mayoría de los casos. Cuando se ha realizado una investigación piloto, la incertidumbre del diseño se minimiza, pues no sólo contamos con las constantes cinéticas y estequiométricas, sino con curvas, tales como Eficiencia vs. θc, IVL vs. F/M, etc., que nos permiten con gran seguridad establecer el 455 BIOINGENIERÍA DE AGUAS RESIDUALES dimensionamiento deseado. Cuanto menos supuestos sean necesarios, tanto más cierto el método empleado. La decisión del tipo de tratamiento depende de las consideraciones que se hagan. Si se desea alta o baja producción de lodos, grado de estabilización, eficiencia, problemas de espacio, grado de automatización permitido, etc. Un recorrido largo y complejo sobre las posibilidades existentes, permiten descartar los sistemas menos obvios. Se deben analizar diferentes alternativas, incluidas las novedosas. Sin embargo, un ingeniero experimentado llegará a dos o tres posibilidades principales, y la decisión entre ellas puede hacerse por motivos económicos, de conocimiento experto, laborales o de otro tipo menos obvio. Esta parte es la que no puede enseñar ningún libro de texto. Por ello, cuando estudiemos el método de diseño, supondremos que se sabe exactamente el tipo de planta que se va a diseñar. Para que el lector se forme una imagen de las posibles alternativas, estudiaremos dos métodos de análisis del proceso que ampliaremos con la solución de ejemplos. Sin embargo nótese que una vez diseñado y construido un sistema, su operación puede ser variada utilizando como elementos de análisis todo el aparato matemático presentado en el capítulo 6 sobre Modelación Matemática. Aproximación Cinética Aquí emplearemos una metodología que supone la utilización esencial de las fórmulas cinéticas presentadas en los capítulos 2, 3, 4 y 6, con la utilización de los parámetros de diseño. Lo primero que debe hacerse es seleccionar un Diagrama de Flujo de los presentados en el Capítulo 5, u otro que proponga el proyectista. Luego, la metodología puede resumirse como sigue: (a) Seleccione el tipo de planta: flujo pistón, lodos activados completamente mezclados, ELEA o alguna de las variantes. (b) Seleccione el modo de operación de la planta: convencional, alta tasa, aireación extendida, etc. 456 DISEÑO DE RACTORES Y DIGESTORES (c) Defina condiciones de diseño: caudal a tratar (Q0), DBO de diseño, S0, variaciones máximas, temperaturas máxima y mínima, etc. Escoja DBO5 máxima efluente total y soluble (S). (d) Encuentre de ensayos pilotos, o de literatura técnica, los coeficientes cinéticos (k0, km), (KO, kc), k o kL y los coeficientes estequiométricos (Y, ke). (e) Seleccione θc y XT con base en consideraciones generales. Si es posible, utilice las curvas de Eficiencias vs. θc y de IVL vs. F/M. (f) Proceda como en el Ejemplo 8.1 para el cálculo del volumen del reactor, la producción de lodos y el oxígeno requerido. Ejemplo 8.1: Proceso de diseño de lodos activados Se desea diseñar una planta de lodos activados para un agua residual con un caudal máximo de 200 L/s, y una DBO5 promedio de 200 mg/L, con variaciones hasta de 50% en la concentración. Se conocen los coeficientes cinéticos de la ecuación de Lawrence y McCarty y de Orozco k = 5,0 y km = 50, kc = 0,02. Los coeficientes estequiométricos son: Y = 0,50 y ke = 0,05. Asuma las siguientes condiciones generales: Edad de lodos: c = 10 días Relación de X/XT = 0,8 Sólidos inorgánicos influentes: Xii = 50 mg SS/L Sólidos efluentes: Xe = 20 mg SS/L (70% biodegradables) Máximo DBO5 total: Smax(Total) = 30 mg/L Temperatura: T = 20°C NTK = 40 mg/L Nutrientes suficientes. Encuentre el volumen del reactor, el oxígeno requerido y la producción de lodos, para lodos activados completamente mezclados y en flujo pistón. Solución: Se propone un θc = 10 días, para tener lodos relativamente bien 457 BIOINGENIERÍA DE AGUAS RESIDUALES digeridos y nitrificados. LODOS ACTIVADOS COMPLETAMENTE MEZCLADOS (1) Calcule S de Ecuación (6.32) de Lawrence % McCarty S (1 k e θ ) 50 (1 0,05 10) m c θ (Yk k e ) 1 10(0,5 5 0,05) 1 c k S(soluble) = 3,2 mg/L S (total) = S(soluble) + S (SSV efluente) = 3,2 + 0,70 x 20 = 17,2 mgDBO5/L S (total) < 30 mg DBO5/L OK (2) Asuma XT = 5000 mg SS/L de Tabla 6.1. Luego, X = 0,8 x 5000 = 4000 mg SSV/L (3) Calcule td de Ecuación (6.34): td θC Y(S0 S) X 1 k eθ C S0 = 150% x 200 = 300 mg DBO5 /L (DBO5 máximo ) td 10 0,50(300 3,2) 4000 1 0,05 10 td = 0,25 d = 5,9 h (tiempo de detención neto) OK: ver Tabla 6.1 (4) Calcule el volumen del reactor. 458 DISEÑO DE RACTORES Y DIGESTORES Qo = 200 L/s = 17280 m3/d V = Qo x td = 17280 x 0,25 = 4320 m3 (5) Calcule la producción de lodos. Utilice Ecuación (6.18): YS0 S PX Q (1 0,1k eθc ) Xii 1 k eθc 0,5300 3,2 g ton PX 17280 (1 0,1 0,05 10) 50 6 1 0,05 10 día 10 g PX = 2,65 Ton/d O de otro modo: VXT = 4320 m3 x 5000 g/m3 x Ton/106 g = 21,6 Ton Si θc = 10 d ΔX T VX T 21,6 2,16 Ton/d (2160 kg/d) θC 10 La discrepancia entre los dos resultados de producción de lodos obedece a que se asumió X/XT = 0,80 y en realidad debe ser un poco diferente (Ver Ejemplo 6.1). (6) Calcule el oxígeno requerido para la DBOC X = 0,8 XT g/d ΔX 0,8 2160kg/d 103 g 400 3 3 V kg 4320m m De Ecuación (6.22) se recibe: 459 BIOINGENIERÍA DE AGUAS RESIDUALES ΔO 2 V dO 2 dX dS V 1,42 dt dt dt Asuma DBOu = 1,5 DBO5. Luego, para efectos de cálculo del oxígeno consumido, es necesario calcular dS/dt con base en la DBOu, para tener en cuenta todo el oxígeno requerido. Así, dS 300 3,2 1,5 = 1780 g/m3/d dt 0,25 ΔO2 (DBOC) 43201780 1,42 400 ΔO2 (DBOC) = 5236 kg O2/d (7) Calcule el O2 requerido para la DBON (nitrificación): Según el numeral 1.3.3 aparte DBON: DBON = 4.57 x NTK = 4.57 x 40 = 182.8 mg/L = 0.18kg/m3 ΔO2 (DBON) = Q x DBON = 17280 m3/d * 0.18 kg/m3 = 3145 kgO2/d (8) Calcule el aire total necesario: ΔO2 (DBO TOTAL) = DBOC + DBON = 5236+3145 = 8381 kg/d Esto, para una nitrificación total que no es el caso normalmente pero está por el lado de la seguridad. SÍ la densidad del aire es 1,2 kg/m3 y el contenido de O2 por peso es 23%, entonces: Volumen de aire = 8381 kg aire/d 30366 m3 aire/d 0,23 1,2kg/m3 Para un cálculo completo de la aireación, ver Ejemplo 8.3. (9) Compare con los parámetros empíricos 460 DISEÑO DE RACTORES Y DIGESTORES - Carga orgánica: F/M S 300 = 0,3 kg DBO5/kg SS\//día X t d 4000 0,25 debe estar entre 0,2 y 0,6: OK - Carga volumétrica: SQ 0 300g/m 3 17280m3/día kg 3 V 1000g 4320m SQ 0 1,2 kg DBO5 /m3/día V debe estar entre 0,8 y 2,0: OK - Tiempo de detención: 5.9 horas. Debe estar entre 4 y 8 horas: OK - Edad de lodos: 10 días: OK - Licor mixto: 5000 mg SSLM/L: OK - Retorno: Si se tiene un IVL máximo de 100, entonces de Ecuación (6.7): R XT IVL 10 XT IVL R 5000 100 1,0 10 5000 100 6 6 O sea el retorno es del 100% y debe estar entre 0,25 y 1,0: OK Esto significa que los valores encontrados por los métodos cinéticos caen entre los rangos recomendados por los parámetros empíricos. Recuérdese que toda PTAR de LACM debe tener un selector. Si éste se diseña aerobio, se escoge un TRH de 15 minutos. 461 BIOINGENIERÍA DE AGUAS RESIDUALES LODOS ACTIVADOS CON FLUJO PISTÓN (CONVENCIONAL) (1) Utilizaremos la Ecuación de Orozco. Asuma XT de la Tabla 6.1 un td = 6 h = 0,25 d, y una R = 1. (2) Con las Ecuaciones (6.42) y (6.34) k t O d 1 R S0 e S k t O d 1 R 1 R - R e td = θc Y(S0 - S) Y(S0 S) X(1 k eθc ) 1 X k e θc Y suponiendo Ahora, primero se calcula kO de Ecuación 6.41, 1 kY - k e 5x0.5 ( 1 0.05) θc 10 KO 235 k cY 0.02x0.5 235 t d 11 300 e 300e-117,5x0,25 S ≈0 235t d 1,31 0,31e-117,5x0,25 11 11- e X= θc Y(S0 - S) Y(S0 S) 0,5(300 0) 4000 t d (1 k eθc ) 0,25(0,05 0,1) 1 t d k e θc 462 DISEÑO DE RACTORES Y DIGESTORES Es decir: S≈0 S (total) = S(soluble) + S (SSV efluente) = 0 + 0,70 x 20 = 14 mgDBO5/L td = 0,25 d = 6 h X = 4000 mg/L XT = 5000 mg/L La mayor eficiencia del flujo pistón se denota en que el S efluente (DBO5 soluble) es 0 versus los 3,2 mg/L efluentes en el sistema completamente mezclado. Sin embargo, en la práctica esta diferencia no tiene mayor significado por la que la elección del régimen de flujo no es muy importante para las aguas residuales domésticas, excepto por el asunto de la flotación del licor mixto, que en lodos activados completamente mezclados (LACM) obligan a la construcción de un selector cinético (ver Figura 8.10), para favorecer las bacterias esférica sobre las filamentosas. Este proceso no es necesario en el flujo pistón, pues la concentración de carga al principio es natural por su diseño alargado. Esta mayor eficiencia del Flujo Pistón sobre el reactor de LACM sí es muy visible en el diseño de lagunas y proceso anaerobios, como se verá más adelante. Vale aclarar que en el ejemplo la td y el X son iguales al ejemplo anterior con LACM, y como en la práctica el S≈0 es equivalente al 3,2, el cálculo de la producción de lodos y el consumo de O2 se calcula del mismo modo. El valor de X calculado está por fuera del rango recomendado. Para usar X = 2000 mg/L sería necesario aumentar el td a 12 h lo que sería antieconómico. Aproximación Ingenieril En este tipo de aproximación al diseño, empleamos métodos distintos a los cinéticos, es decir, sin emplear los coeficientes cinéticos y estequiométricos. Para ello se requiere haber efectuado ensayos pilotos de laboratorio con el fin de obtener las curvas que nos interesan, a saber: 463 BIOINGENIERÍA DE AGUAS RESIDUALES - Eficiencia de remoción vs. F/M - IVL vs F/M - Yobs VS θc - F/M vs. θc Estas curvas pueden apreciarse cualitativamente en la Figura 8.11. Las curvas deben ser obtenidas con plantas piloto que simulen el prototipo real. Es decir, si la planta real a construirse es completamente mezclada, la planta piloto también debe funcionar así. Este procedimiento es engorroso pero muy exacto. La manera de utilizarlo, es como sigue: (a) Seleccione el sustrato soluble efluente y encuentre la eficiencia de remoción requerida. Halle la F/M correspondiente, (b) Verifique si el IVL es inferior a 100. En caso negativo, varíe F hasta que así sea. (c) Encuentre la θc correspondiente a la F/M seleccionada. (d) Halle Yobs y calcule la producción de lodos. (e) Proceda como en el Ejemplo 8.2. Figura 8.11: Curvas Requeridas para la Aproximación Ingenieril 464 DISEÑO DE RACTORES Y DIGESTORES Ejemplo 8.2. Aproximación ingenieril de diseño En una planta piloto de lodos activados completamente mezclados se encontró para un residuo textil los valores que aparecen en la tabla a continuación (Orozco, A., Contaminación Ambiental, No. 2 Año 1. 1977), los cuales se transformaron para utilizar el procedimiento propuesto: Si se asume una DQO máxima de 800 mg/L y se desea una DQO efluente soluble máxima de 200 mg/L, diseñe una planta de LACM que tenga un X T = 4000 mg SSVLM/l para un Qo= 200 L/s. Solución: Lo primero es graficar las curvas necesarias a saber (Figura 8.12): Eficiencia vs. F/M IVL vs. F/M Yobs vs. θc F/M vs. θc (1) Asumamos un S = 150 mg/L para estar en el lado de la seguridad. De este modo: Eficiencia 800 150 100% 81.25% 800 Para este valor encontramos una F/M = 0,80 kg DQO/ kgSSV-d (Figura 8.12) 465 BIOINGENIERÍA DE AGUAS RESIDUALES Figura 8.12: Curvas Requeridas en Diseño Ingenieril (2) Luego: S F 800 0 0,80 M Xt d 4000 t d de donde td 800 0,25 días = 6 h 4000 0.80 (3) Volumen del aireador: Qo = 200 Ll/s = 17280 m3/d V = td x Qo = 0,25 x 17280 = 4320 m3 (4) Para F 0,80 , el lVL= 75: OK (Figura 8.12) M (5) Para F 0.80 , θc = 8 días, de donde se obtiene un Yobs = 0,20 M (6) La producción de lodos se calcula como sigue: 466 DISEÑO DE RACTORES Y DIGESTORES X V dX dS Yobs V dt dt S S 800 150 V 0,20 X Yobs 0 4320 0.25 td ΔX = 2246 kg/día = 2,24 ton/día X T 2,24 2,8 Ton / día 0.8 De otro modo sería: X T VX T 4320 4000 / 0,8 2.7 Ton/día C 8 (7) Requerimientos de oxígeno O 2 V S0 S 1,42X td O 2 4320 800 150 kg 3 1,42 2246 0.25 10 g ΔO2 = 8042,68 kgO2/día y Volumen de aire 8042 29.140 m3/día 0,23 1,2 (8) No necesita comprobarse los parámetros empíricos, pues estos datos son tornados de la realidad misma. 467 BIOINGENIERÍA DE AGUAS RESIDUALES Aireación Habíamos visto en otro capítulo que la transferencia de oxígeno del aire al agua está gobernada, en términos generales, por la Ecuación (4.32), a saber: dC K L a CS C dt Siendo dC/dt la tasa de transferencia del gas, y K|_a el factor de transferencia, para agua fresca a 20°C y al nivel del mar. Ya hemos discutido la forma de encontrar K|_a experimentalmente para un equipo de aireación determinado (Ejemplo 6.4). Aunque la ecuación aplica para cualquier tipo de transferencia, conviene efectuar análisis distintos para diferente tipo de aireación, por lo que los estudiaremos por separado. Aireación con Difusores Consiste en la aplicación de aire con burbujas suministradas a alta o baja presión en tanques de aireación, donde la burbuja se libera a 4 ó 5 m de profundidad; la solubilidad se ve afectada por la presión parcial que varía en la burbuja, en su viaje a la superficie. En este caso debe utilizarse una concentración de saturación media, Csm definida por la ecuación: Csm O 1 Pr Cs t 2 Patm 21 (8.2) siendo Cs la concentración de saturación del OD a la temperatura y msnm (altura en metros sobre el nivel del mar) del tanque, Pr la presión absoluta del aire a la salida de los difusores y Ot el porcentaje de O2 en el aire, al dejar el tanque de aireación, normalmente el 20%. En general, se puede asumir los difusores, una eficiencia de transferencia de O2 del orden del 5 al 10%, por metro de columna de agua. Puede efectuarse aireación con burbuja pequeña, en cuyo caso la eficiencia es mayor (del 8 al 10%) o con burbuja gruesa con eficiencia menor (5-6%). También pueden usarse equipos de alta presión 468 DISEÑO DE RACTORES Y DIGESTORES (compresores) y de baja presión (ventiladores o soplantes). El tipo de equipo depende de la casa fabricante, de las condiciones especiales de la instalación, del costo, y en general, de parámetros que son mejor analizados por las casas productoras de equipos. Los difusores pueden ser de placa porosa, de bolsas de dacrón, con placas superpuestas, membrana porosa, etc. La capacidad de suministro de aire por volumen de tanque que normalmente se requiere para que haya buena mezcla con estos difusores varía entre 20 y 30 m3/103 m3.min. El diseño del equipo de suministro de aire se ajusta a los métodos para fluidos comprensibles. Ver Figuras 8.13 y 8.14 para una ilustración. Cuando se especifique un equipo de suministro de aire deben darse los siguientes datos: - Peso de O2 requerido (kg/día) Volumen de aire requerido (m3 /día) Temperatura promedia del agua y el rango de variación Altitud sobre el nivel del mar Tipo de residuo líquido Figura 8.13: Difusor de burbuja gruesa. 469 BIOINGENIERÍA DE AGUAS RESIDUALES Figura 8.14: Colocación Típica de Difusores en Tanques de Aireación Fuente:http://www.wwponline.com/Stevens/WWPPub.nsf/ProductView 2?OpenForm&category=Aeration+Systems Con estos datos, los fabricantes estarán en capacidad de ofrecer una gama importante de equipos para seleccionar el que mejor se ajuste a las condiciones del cliente. Un análisis más detallado de diseño puede estudiarse en el libro ''Wastewater Engineering" de Metcalf & Eddy Inc., 2003. La Figura 8.14 nos presenta los modos de colocación típicos de los difusores en los tanques de aireación. Aunque pueden ser sistemas de flujo pistón, suponen una mezcla transversal completa, lograda con el mismo aire inyectado. La potencia del equipo de suministro depende del diseño del sistema de inyección y conducción del aire y debe ser calculada en cada caso. La mezcla producida por el suministro debe además ser suficiente para mantener el licor mixto suspendido, según se explicó antes.Una vez calculado la Csm se aplica el procedimiento descrito con las Ecuaciones (6.51) y (6.52) y desarrollado en el ejemplo a continuación. En la Ecuación (6.52) Csm se remplaza por csT. Aireadores Mecánicos Los aireadores mecánicos son agitadores que suministran el aire al agua por la turbulencia creada. Existen varios tipos: aireadores superficiales, de turbina, tipo jet, etc. El primero suministra el O2 470 DISEÑO DE RACTORES Y DIGESTORES directamente de la atmósfera, mientras en el segundo caso debe ser suministrado oxígeno en el fondo, donde la turbina efectuará la mezcla que producirá su dispersión en el agua (Figura 8.15). El aireador tipo jet inyecta el aire por medio de una tobera (figura 8.16). Figura 8.15. Aireadores Mecánicos: a) de Superficie, b) Simplex, c) de Turbina Los aireadores superficiales ofrecen la mayor simplicidad. La eficiencia de transferencia depende en primera instancia de los motores y desde luego, del diseño del agitador. Es por lo anterior como a menudo sólo se especifica la eficiencia del aireador en términos de kg O2 suministrado por HP.h (kg O2/HP.h) o en kg O2/kW.h, siendo los HP.h (o kW.h) energía gastada por el motor, por kg de O2 suministrado. El rango de eficiencia normalmente varía entre 1.0 y 2,0 kg O2/HP.h, llegando hasta 3.5 kg O2/HP.h (0.75 - 1.50 kg O2/ kW-h). Para mantener una buena mezcla en el reactor es necesario aplicar una potencia entre 20 a 40 kW/103 m3 de tanque (0,75 a 1,50 HP/103 ft3). La aplicación de las Ecuaciones (6.51) y 6.52) son directas en este caso. La aplicación de las ecuaciones las veremos en el siguiente ejemplo. 471 BIOINGENIERÍA DE AGUAS RESIDUALES Fuente: Figura 8.16: Aireador tipo jet http://www.mtsjets.com/graphics/MTC.gif Ejemplo 8.3: Cálculo de un aireador superficial Para una AR con un caudal Q = 180 m3/h, una DBO5 = 213 mg/L, un NTK de 24.3 mg/L y un contenido de Azufre como sulfuro de 2,3 mg/l de SH2S, efectúe el cálculo de aireadores superficiales, si el equipo está a 1000 m sobre el nivel del mar. Asuma un β = 0,9 y un α = 0.85, una temperatura de 18oC, y la operación es con 2.0 mg OD/L. El tiempo de detención es de 4 h. Solución: (1) Cálculo del Oxígeno Requerido Real: Apliquemos la Ecuación (6.51) para calcula el Oxígeno Requerido Real, ORR: ORR = (2,0*DBO5 + 4,6*NTK + 3,0*S-H2S)*Q Es decir: 472 DISEÑO DE RACTORES Y DIGESTORES ORR = (2 x 213 + 4,6 x 24,3 + 3 x 2,3) x 180 = 98 kg/h. (2) Cálculo de la Tasa de Transferencia de Oxígeno a Condiciones Estándar, TTOE: Para calcular la TTOE se emplea la Ecuación (6.52): TTOE = OOR * c s [ * FCA * c sT - c 0 ] *1.024 (T -20) Sabemos que cs , Oxígeno Disuelto, OD, de saturación estándar, es 9,092 mg/L ó g/m3. De la Tabla 1.1 se recibe que csT = 9,5 mg/L @ 0 msnm (metros sobre el nivel del mar) y 0 contenido de Cloruros. Calculamos el Factor de Corrección de Altura, FCA = 1 – (1,17 x 10-4 x msnm = 1 – 1,17 x 10-4 x 1000 = 0,883. Sabemos que la c0 = 2 mg/L, quedando todos los parámetros definidos de modo que: TTOE = 98 * 9,092 =210, 4 kg/h. 0,8[0,9 * 0,883* 9,5 - 2,0]*1.024(18- 20) (3) Cálculo del Volumen del Aireador Si el tiempo de detención, td = 4 h y Q = 180 m3/h, el Volumen del aireador será V = 180 x 4 = 720 m3. (4) Cálculo del Aireador Si utilizamos un aireador tipo jet con una Transferencia a Condiciones Estándar, N0 = 1,13 kg/h/HP, entonces la potencia requerida será P = TTOE/N0 = 210,4/1,13 = 186,2 HP (139,5 kW). Para buena mezcla completa se requiere una potencia pm = 40 kW/103 m3, es decir Pm = 40 x 720/1000 = 28,8 kW. Domina la potencia requerida para el suministro de O2, es decir, se requieren 186,2 HP digamos 200 HP. 473 BIOINGENIERÍA DE AGUAS RESIDUALES 8.3 NITRIFICACIÓN - DESNITRIFICACIÓN 8.3.1 Generalidades El nitrógeno se encuentra en los residuos líquidos en cuatro formas principales: nitrógeno orgánico, nitrógeno amoniacal, nitrógenonitritos y nitrógeno-nitrato. El nitrógeno orgánico, que se mide como Nitrógeno Total Kjeldhal, NTK, normalmente se transforma a NH3 y sales de amonio, por hidrólisis o acción bacterial. El amoníaco de este modo comienza un proceso llamado nitrificación que consiste en la oxidación a nitritos primero, y luego a nitratos. Las reacciones representativas son: 3 NH 4 O 2 nitrosomas NO 2 2H H 2 O 2 1 rias NO2 O2 nitrobacte NO3 2 para la fase energética, que se resume como: NH 4 2O2 NO 3 2H H 2 O (8.3) Sin embargo, al mismo tiempo que se produce energía, ocurre la síntesis de nuevas bacterias, que se resume como: 4CO2 HCO3 NH4 H2O C5H7 NO2 5O2 (8.4) Microorganismos La reacción que une ambos mecanismos es: 22NH4 37O2 4CO2 HCO3 C5H7 NO2 21NO3 20H2O 42H Amoníaco Alcalinidad Bacterias Nitratos (8.5) La estequiometría de las Ecuaciones (8.3) y (8.4) o de la (8.5) nos define 474 DISEÑO DE RACTORES Y DIGESTORES que: - Se requieren 4,57 g de O2 por gramo de amoníaco (o NTK) Se requieren 7,14 g de alcalinidad, como CaCO3 por gramo de amoníaco (o NTK) para realizar el proceso de nitrificación. Los requerimientos de oxígeno son conocidos como Demanda Bioquímica Nitrogenada, DBON. Una vez haya ocurrido la nitrificación, puede ocurrir un proceso de denitrificación, si se adiciona una fuente de energía (materia orgánica) y prevalecen condiciones anóxicas (presencia de Nitratos). Podemos utilizar como fuente de carbono el Metanol (CH3OH), el Ácido Acético (CH3COOH) o la propia AR (v.g. C10H19O3N; “fórmula” del ARD). Si se utiliza el Metanol como fuente de MO, la reacción total de energía y síntesis es como sigue: NO3 1.08CH3OH H 0.065C5H7 NO2 0.47N2 0.76CO2 2.44H2O Metanol Bacterias (8.6) El nitrógeno se pierde en forma gaseosa. Si el residuo nitrificado contiene N-NO2, N-NO3 y OD, la cantidad de metanol requerido será: Cm = 2.47 No + 1.53 N1 + 0.87 Do donde: Cm = N0 = N1 = D0 = (8.7) Metanol requerido (mg/L) Concentración de N-NO2 (mg/L) Concentración de N-NO3 (mg/L) Concentración de OD (mg/L) La nitrificación se requiere para evitar la DBON en las masas de aguas, y la denitrificación para evitar la eutroficación. Sin embargo, conviene recordar que sólo el fósforo se considera limitante en la eutroficación, pues existen microorganismos con capacidad de fijar el nitrógeno atmosférico. 475 BIOINGENIERÍA DE AGUAS RESIDUALES 8.3.2 Descripción del Proceso La nitrificación se puede llevar a cabo con medio fijo y con medio suspendido. Aquí nos ocuparemos de la última pues es el interés de este capítulo. Normalmente, en el proceso de remoción de DBO carbonácea ocurre algo de nitrificación y si se diseña adecuadamente el sistema, puede ocurrir un considerable grado de nitrificación. Por otra parte, comúnmente se efectúa la nitrificación en un tanque aireador, consecutivo al tanque de aireación para remoción de DBO, o más comúnmente, en el mismo tanque de aireación se hace la Remoción de DBO - Nitrificación. El proceso de nitrificación es muy similar al de los lodos activados. Si se quiere efectuar una desnitrificación se añade una fuente de carbono –Vg. Metanol o el ARD - y se lanza a un tercer tanque, anóxico, donde se desprende el N2 gaseoso, según la Ecuación (8.6). Marais ha propuesto un esquema que permite efectuar la nitrificacióndesnitrificación en un solo tanque, con compartimientos que separan la parte anóxica de la aerobia. Las Figuras 8.17 y 8.18 presentan los dos esquemas tipo para el proceso. Figura 8.17: Esquema Típico del Proceso de Nitrificación – Denitrificación preanóxica. 476 DISEÑO DE RACTORES Y DIGESTORES Figura 8.18: Desnitrificación post-anóxica (Alimentada por la fase endógena). El proceso de nitrificación ocurre con la adición de oxígeno disuelto en un tanque donde existen suficientes micro-organismos (nitrosomonas y nitrobacterias) para efectuar el proceso. Estequiométricamente se deben añadir 4,57 g de O2 por g de NH4. La cinética de remoción se ajusta a la Ecuación (4.97): μN μN N KN N siendo N la concentración de N-NH3, que es el sustrato de la nitrificación. La nitrificación puede ocurrir conjuntamente con el proceso de lodos activados para remover DBOC. Esto es más probable en climas cálidos y con una edad de lodos suficiente (mayor de cinco días), siempre que se le adicione el oxígeno requerido. El proceso en sí es formalmente el mismo que si se efectuara una nitrificación por separado. En ambos casos se utilizan los mismos métodos de aireación que en los procesos de lodos activados, ya explicados. La relación DBO5/NTK determina la fracción de bacterias nitrificantes, y debe mantenerse entre 1 y 5, lo que determina una fracción de organismos nitrificantes entre 0,21 y 0,54. Se considera un sistema combinado de remoción de DBON y DBOC si la DBO5/NTK es menor de 5 (y mayor de 3), y el sistema separado si es menor de 3. La desnitrificación se realiza en un tanque separado similar al de 477 BIOINGENIERÍA DE AGUAS RESIDUALES lodos activados, pues debe mantenerse el licor mixto suficientemente mezclado. Sin embargo ocurre en condiciones anóxicas y requiere una fuente de carbono. La cinética de la desnitrificación también sigue el esquema de Monod, ya visto (Ecuación 4.99). A veces el proceso se efectúa en un solo tanque, conjuntamente con la remoción de DBON y DBOC, según se ve en las Figuras 8.17 y 8.18, bien sea con desnitrificación pre o postanóxica. El proceso más recomendado es efectuar la nitrificación conjuntamente con la remoción de DBOC y mantener una zona anóxica para la desnitrificación. El diseño de un sistema de desnitrificación preanóxico se puede utilizar como un selector para evitar el abultamiento en la etapa de sedimentación. Últimamente, en el diseño de la desnitrificación se usa el agua residual cruda o nitrificada, como fuente de materia orgánica y se somete a condiciones anóxicas, en cuyo caso la reacción es: C10H19O3N + 10NO3- → 5N2 + 10CO2 +3H2O +NH3 100H- Agua Residual Aceptor de eSi se calcula el O2 equivalente a los nitritos y nitratos usados como aceptores de de electrones, se encuentra que se ahorra 2,86 g O2/g NO3-N y 1,71 gO2/NO2-N, lo que vuelve muy conveniente efectuar la reducción de DBO y la nitrificación-desnitrificación en un mismo tanque reactor, pues esto trae considerables economía en el O2 requerido. Esto se logra muy bien en canales de carrusel dejando una zona anóxica para la desnitrificación, o bien, alternado períodos de nitrificación desnitrificación en el mismo tanque (un diseño muy común es de los reactores secuenciales por lotes, en inglés: sequential batch reactors, SBR). Otras ventajas de la nitrificación-desnitrificación: Recuperación de parte de la alcalinidad consumida en nitrificación Recuperación de parte del Oxigeno consumido por nitrificación Reducción de la desnitrificación incontrolada en decantadores Mejoras de la sedimentabilidad de los fangos 478 DISEÑO DE RACTORES Y DIGESTORES Favorece la eliminación de fósforo Los procesos de nitrificación - desnitrificación se resumen en la figura a continuación: Figura 8.18a: Esquema de la Nitrificación-Desnitrificiación La Figura 8.18b presenta varios esquemas típicos de diseño de la nitrificación desnitrificación, incluyendo el proceso de remoción de DBOC, Nitrificación y Desnitrificación en un solo reactor con ambientes anóxicos separados (i) espacial, en dos zonas contigua o (ii) temporalmente, alternando condiciones óxicas y anóxicas cada cierto tiempo. 8.3.3 Métodos de Diseño Para diseñar el proceso de Nitrificación debe tenerse en cuenta que la remoción neta se ve bastante afectada por los siguientes parámetros: Temperatura: afecta las tasas de crecimiento bacterial, de acuerdo a las siguientes relaciones: 479 BIOINGENIERÍA DE AGUAS RESIDUALES Figura 8.18b: Otros esquemas de Nitrificación-Desnitrificación 480 DISEÑO DE RACTORES Y DIGESTORES μ N 0,47e0.098T 15 (d-1) (8.8) K N 100.051T1.158 (8.9) (mg/L) donde: T = Temperatura en °C, entre 8 y 30°C N = Máxima tasa de crecimiento (Ecuación 4.97) KN = Constante de saturación (Ecuación 4.97) El Oxígeno disuelto: tiene un efecto sobre la tasa de crecimiento, siguiendo una cinética del tipo de Monod, como sigue: N N OD K O 2 OD (8.10) donde: OD = Oxígeno disuelto (mg/L) K O 2 = Constante de saturación del OD, usualmente 1,3 mg/L pH: se ha observado que la nitrificación ocurre óptimamente entre pH de 7,2 y 9,0. Para nitrificación combinada con remoción de DBOC, se ha encontrado que para pH entre 7.2 y 8.0, la tasa de crecimiento varía según la siguiente ecuación: N N 1 0,8337,2 pH (8.11) De este modo la tasa de nitrificación ocurre según la siguiente ecuación: N OD 1 0.8337.2 pH N N K N K OD N O 2 481 (8.12) BIOINGENIERÍA DE AGUAS RESIDUALES o sea: N OD N 0.47e 0.098T 15 0.051T 1.158 1 0.8337.2 pH 10 N 1.3 OD (8.13) donde: N = Concentración de N-NH3 (mg/L) con pH> 7,2 y 8< T< 30°C El diseño de un sistema de nitrificación debe tener en cuenta la Ecuación (8.13), al seguir los siguientes pasos: (1) Seleccione un factor de seguridad adecuado; FS CD C min (8.14) donde: FS = Factor de seguridad, alrededor de 2,5 θCD = Edad de lodos de diseño θcmin = Edad de lodos mínima = (1/ N ) (8.15) (2) Seleccione θCD para las condiciones más adversas de pH, temperatura y OD. (3) Defina la carga orgánica permisible en el sistema. (4) Defina el tiempo de detención y otros parámetros para condiciones adversas. La Desnitrificación se debe diseñar con base en la Ecuación (4.99) modificada como sigue: 482 DISEÑO DE RACTORES Y DIGESTORES D M D D K D D K M M (8.16) donde: D = Concentración de N-N03 (mg/l) KD = Constante de saturación M = Concentración de materia orgánica Vg. Metanol Km = Constante de saturación para la MO. El resto del diseño es similar a lo esbozado para la nitrificación. Los siguientes parámetros empíricos aplican para los sistemas de nitrificación – desnitrificación (Ver Tabla 8.1) y aunque las constantes cinéticas son bastante confiables, los resultados deben compararse con los parámetros empíricos, demostrados en la práctica. El Ejemplo 8.4 puntualiza los procedimientos necesarios de diseño. tabla 8.1 Parámetros empíricos de sistemas de nitrificación-desnitrificación PROCESO Sistema Combinado REACTOR Completamente TRC SSVLM pH d mg/L >5 3500 6,5 a 8,0 Mezclado Nitrificación Pistón 10 a 20 1500 7,0 a 8,0 Desnitrificación Pistón 1a5 1500 6,5 a 7,0 483 BIOINGENIERÍA DE AGUAS RESIDUALES Ejemplo 8.4: Diseño de sistema de nitrificación Una planta de lodos activados tiene las siguientes características: Flujo: Q = 100 L/s = 8640 m3/d DBO5 (efluente primario) = 150 mg DBO5/L Temperatura: T = 15°C Nitrógeno influente: TKN = 25 mg N/L ODmin= 2,0 mg/L Aire difundido Alcalinidad influente = 280 mg CaCO3/L pH = 7,2 SSVLM: X= 2000 mg/L Determine los criterios de diseño para nitrificación. Solución (1) Asuma un factor de seguridad FS = 2,5 (2) Determine la máxima tasa de crecimiento de organismos nitrificantes bajo las condiciones de operación dadas. De Ecuación (8.8) y teniendo en cuenta los efectos del OD y el pH: N 0.47e 0.098T 15 OD 1 0,8337,2 pH 1,3 OD o sea, N 0,47e 0.0981515 2,0 1 0,8337.2 7.2 = 0,28 d-1 1,3 2,0 (3) Determine la ecuación de crecimiento para las condiciones dadas de Ecuación (4.98): N N N KN N 484 DISEÑO DE RACTORES Y DIGESTORES con KN = 100.051(T-1.158) = 100.051(15-1.158) KN = 0,40 mg N/L Luego N 0,28 N 0,40 N (4) Determine la edad de lodos mínima, θcmin (Ecuación 8.15) y θCD: C min 1 N 1 3,57 días 0,28 θCD = FS x θcmin = 2,5 x 3,57 = 8,9 días (5) Determine el nitrógeno amoniacal, N-NH3, en el efluente: 1 1 -1 0,11 d C 8.9 Del paso (3): 0,11 0,28 N 0,40 N O sea N= 0,25 mg NH3/L La eficiencia de remoción es: E = 25 0,25 99% 25 (6) Determine alcalinidad en el efluente: Se requieren 7,1 g CaCO 3 g N NH 3 Luego: Alcalinidad efluente=280 – 7,1 x (25 -0,25) = 104,27 mg CaCO3/L (7) Sí se asume: 485 BIOINGENIERÍA DE AGUAS RESIDUALES Nitrificación YN 0,2 Oxidación Carbonácea mgSSV mgN NH 3 Y 0,5 kd = 0,06 d-1 kdN = 0,05 d Determine: UN = mgSSV mgDBO dN X N dt 1 YN U N k dN CD 1 YU k d CD 1 1 kgNH3 1 1 U N k dN 0,05 0,81 θ Y 8,9 0,2 kgSSV.d CD N 1 1 1 kgDBO5 1 U k a 0,06 0,34 θ Y 8,9 0,5 kgSSV.d CD y Si el efluente máximo permisible es S = 20 mg DBO5 /L Y sabiendo que: U S0 S Xt d td S0 S XU Se tiene: (a) Para remoción de DBO5: td 150 20 24 4,5 h 0,34 2000 (b) Para nitrificación (con 8% de los SSV como bacterias nitrificantes): 486 DISEÑO DE RACTORES Y DIGESTORES td td T KN0 T KN 24 U N 2000 0,08 25 0,25 24 4.6 h 0,81 2000 0,08 El tiempo de detención determinante es el de nitrificación td = 4,6 horas. (8) Determine el O2 requerido para nitrificación (adicional al requerido para remover DBO): O2 Req = 4,57 gO 2 gN NH3 m3 kg 25 0,25 8640 gN NH3 día 103 g m3 O2 Req = 977 kg O2/día para nitrificación 8.4 LAGUNAS AIREADAS 8.4.1 Generalidades na laguna aireada es un sistema en el cual se efectúa el tratamiento de los AR como en el proceso de lodos activados, pero sin retorno, es decir, el AR pasa solamente una vez. Aunque se derivan fundamentalmente de las lagunas de estabilización, su funcionamiento difiere en el hecho de que el aire se suministra artificialmente, mediante aireadores mecánicos, por lo cual las algas no representan una parte sustancial del proceso biológico. Podría pues pensarse que este sistema debe tratarse como un proceso de lodos activados sin retorno, y de hecho varios autores proponen hacerlo de esta manera. Por otra parte, el bajo contenido de SSV que normalmente mantiene este tipo de sistemas, hace poco recomendable emplear una metodología que gira alrededor del 487 BIOINGENIERÍA DE AGUAS RESIDUALES crecimiento de la biomasa, y por lo tanto es más razonable emplear un sistema que haga énfasis en la remoción de sustrato, lo que es el caso de las lagunas de estabilización. Las lagunas aireadas, LAA, son pues, en definitiva un sistema intermedio entre los lodos activados y las lagunas de estabilización. Tienen dimensiones grandes, y tiempos de detención que fluctúan entre 3 y 20 días. La función de los aireadores mecánicos no es sólo suministrar oxígeno, sino también mantener mezcla completa del líquido y, si hay recirculación, de los SSV en suspensión. Las LAA pueden operar en forma aerobia o en forma facultativa. En el primer caso todo el LM se mantiene con OD, lo que obliga además a tener las salidas en suspensión. De este modo en el efluente irá una concentración de SS igual a la del licor mixto, los cuales se repondrán por la producción de biomasa. Requieren consecuentemente un clarificador secundario que los retenga. Las LAA facultativas son más comunes y tienen dos ambientes en su seno: uno aerobio en la parte superior, y uno anaerobio en la parte inferior. Los lodos deben dejarse sedimentar, de modo que se descompongan en el fondo. Es así como el aireador debe suministrar oxígeno suficiente para la estabilización y mezcla completa, pero no debe mantener los sólidos en suspensión. Puede no requerir sedimentador secundario. En general las lagunas se construyen en serie y en paralelo. Rara vez se construye una sola laguna, ya que construir varias permite mejorar la eficiencia y facilitar la operación, según se desprende de la Ecuación (4.86). La potencia aplicada en el mezclador se constituye en el principal elemento de diseño. Además la temperatura y el pH deben tenerse en cuenta, según veremos a continuación. 8.4.2 Consideraciones de Diseño Para el diseño de LAA aireadas se emplean la Ecuaciones (4.94) S S0 1 K L t d 488 DISEÑO DE RACTORES Y DIGESTORES para una sola laguna y, La Ecuación (4.95) para n lagunas en serie: S S0 td 1 K L n n El valor KL corresponde a la tasa de remoción de sustrato de primer orden y td al tiempo de detención. KL tiene valores reportados entre 0,25 y 1,50 d-1. Además fluctúa apreciablemente con la temperatura, según la Ecuación (4.23), KL = KL(20) θ(T-20) con θ entre 1,04 y 1,09. Es por lo anterior que es de suma importancia establecer el balance térmico que nos define la temperatura de operación de la laguna. Según Mancini y Barnhart, está dado por: TL AfT a QT i Af Q (8.17) TL = Temperatura final de la laguna (ºC) Ta = Temperatura del aire ambiente (ºC) Ti = Temperatura del AR influente (ºC) A = Área superficial (m2) Q = Flujo (m3/d) f = Factor de proporcionalidad, entre 0,5 y 1,0. Finalmente resta analizar el Nivel de Potencia, NP, que se refiere a los kW/103 m3 que deben ser aplicados, para que opere en forma aerobia o facultativa. Es claro que si éste es excesivo, los sólidos se suspenderán totalmente, y no podrá la laguna operar facultativamente. Los requerimientos de oxígeno se pueden calcular con base en la de DBOu, multiplicada por un razonable factor de seguridad, así: 489 BIOINGENIERÍA DE AGUAS RESIDUALES dO 2 FS DBO U Q dt (8.18) donde: FS = Factor de seguridad, 1,0 – 2,0 DBOu = DBO última (mg/L) Q = Flujo de AR (m3/d) dO2/dt = Requerimientos de O2 (g/día) TABLA 8.2 Parámetros de diseño para lagunas aireadas PARÁMETRO UNIDADES FACULTATIVA AEROBIA TSS mg/L 50 a 200 100 a 400 0,5 a 0,8 0,7 a 0,8 SSV/SST TRC d NA 3a6 TDH d 4 a 10 3a6 Profundidad m 2a4 2a4 NP kW/10 m 1 a 1,25 5a8 KL (DBO) d 0,5 a 0,8 0,5 a 1,5 3 3 -1 La transferencia de oxigeno se puede calcular con base en las Ecuaciones (6.51) y (6.52). Los esquemas de flujo más frecuentemente utilizados para lagunas aireadas se presentan en la Figura 8.19 y un corte esquemático en la Figura 8.20. Un método ordenado de diseño se da a continuación. 490 DISEÑO DE RACTORES Y DIGESTORES Figura 8.19: Esquema de Flujo en Lagunas Aireadas a) b) Figura 8.20: Corte Esquemático de Lagunas Aireadas 491 8.4.3 Método de Diseño Si no se tiene el valor de la constante KL ésta debe hallarse para el respectivo desecho líquido, mediante experimentación con ensayos pilotos. Una forma aproximada es encontrar en el laboratorio la tasa de remoción de DBO5 (o DQO) en un recipiente con el AR y lodo semilla, aireado en forma continua por varios días, simulando en lo posible la operación futura de la laguna. Una vez obtenido KL se procede como sigue: Defina valores de diseño, a saber: KL en d-1 Temperatura del influente y del ambiente, en ºC DBOu que es aproximadamente 1,5 DBO5 Flujo, en L/s y m3 /d Defina DBO5 efluente, y halle td0 resolviendo Ecuación (4.94): t d0 S0 S K LS donde: So = DBO5 influente S = DBO5 efluente KL = Tasa de remoción (d-1) td0 = Tiempo de detención inicial (d) Defina número de lagunas: un esquema básico consiste en dos lagunas en serie, la primera facultativa y la segunda aerobia. Determine de Tabla 8.2 la profundidad y con ella el área de cada laguna. 492 DISEÑO DE RACTORES Y DIGESTORES Encuentre la temperatura de la laguna con Ecuación (8.17) para condiciones extremas. Encuentre KL para la nueva temperatura con Ecuación (4.23). Halle el S (DBO5 efluente) real con Ecuación (4.94) y el KL modificado. Halle el suministro de oxígeno con Ecuación (8.18) y defina niveles de potencia. En general, la entrada a la primera laguna debe hacerse por el centro, o por varios puntos. Las lagunas pueden comunicarse entre sí por canales o tuberías. Deben existir sistemas para detener material flotante, y sedimentadores si son necesarios. El siguiente ejemplo aclarará lo pertinente al diseño. Ejemplo 8.5: Diseño de lagunas aireadas Según el procedimiento dado, dimensione un sistema de lagunas para tratar un agua residual con las siguientes condiciones: Flujo: Q = 10 L/s = 864 m3/día DBO5 influente: S0 = 300 mg/L, DBO U 1,5 DBO 5 DBO5 efluente: S = 20 mg/L Temperatura influente = 30°C=TL Temperatura ambiente = 15°C = Ta KL @ 20 ºC = 0,5 día-1, θ =1,04 493 BIOINGENIERÍA DE AGUAS RESIDUALES Solución Asuma el esquema básico, con dos lagunas, la primera aerobia y la segunda facultativa, para eliminar los SSV en el efluente. Ahora, determíne td0: t d0 S 0 S 300 20 = 28 d K LS 0,5 20 Sean dos lagunas de 14 días de detención cada una. Asuma una profundidad h = 2,0 m para cada laguna: td Si t Q 14 864 V Ah A d = 6048 m2 h 2 Q Q Calcule la carga superficial inicial: Carga superficial DBO5 Q 300g/m3 864m3/día 1000m2 kg 3 A ha 6048m2 10 g Carga superficial = 428 kg/ha.d para la primera laguna. Calcule la temperatura de cada laguna (Figura 8.21). Si f = 0,5: Figura 8.21: Esquema Ejemplo 8.5 Primera laguna: 494 DISEÑO DE RACTORES Y DIGESTORES TL1 AfTa QTi Af Q TL1 6048 0,5 15 864 30 = 18,3 oC 6048 0,5 864 Segunda Laguna: TL 2 6048 0,5 15 864 18,3 = 15,7 oC 6048 0,5 864 Determine los KL modificados para cada laguna: Primera laguna: KL = 0,5 x 1,04 18,3 – 20 KL = 0,47 d-1 Segunda laguna: KL = 0,5 x 1,04 15,7– 20 KL = 0,42 d-1 Calcule el efluente de cada laguna: S S0 1 K L td Primera laguna: Segunda laguna: 300 = 39,6 mg/L DBO5 1 0,47 14 30 S2 = 5,76 mg/L DBO5 1 0,42 14 S1 El efluente final será 5,76 mg DBO5/L soluble. Se puede esperar SS en el 495 BIOINGENIERÍA DE AGUAS RESIDUALES afluente. Defina niveles de potencia requerida: Primera laguna: NP 7 kW 1000m3 Potencia primera laguna (aerobia) P1 = NP x A x h P1 7 kW 6048m2 2,0m = 84,7 kW = 113 HP 3 1000m Segunda laguna (facultativa) : NP = 1,25 P2 kW 1000 m 3 1,25 6048 2,0 = 15,2kW = 20 HP 1000 Potencia total = PT = P1 + P2 = 132 HP Determine suministro de oxígeno de Ecuación (8.18), con FS = 1.5. dO 2 Q 1,5 1,5 300 864 583200g/d dt dO 2 kg Q 583,2 dt d Aire Requerido = 2535 kg de aire (O2 es 23% del Aire) día Si el aireador puede suministrar 2,0 kgO2 , entonces: HP h 496 DISEÑO DE RACTORES Y DIGESTORES Suministro = 2 kgO2 24h kgO2 132HP 6336 HP.h d d que es muy suficiente para los 583 kg/d necesarios. El NP (calculado para la mezcla de las lagunas) es más determinante que el suministro de O2. 8.5 LAGUNAS DE ESTABILIZACIÓN 8.5.1 Generalidades Las lagunas de estabilización, LE, conforman el sistema más sencillo de TAR con lecho suspendido. A menudo se les llama también lagunas de oxidación. Su forma más simple consiste en estanques artificialmente construidos, en los cuales se desarrolla una población microbiológica compuesta por bacterias, algas y protozoos que conviven en forma simbiótica. La Figura 8.22 presenta un esquema representativo de esta unión. Figura 8.22: Mecanismo de Operación de las Lagunas de Estabilización 497 BIOINGENIERÍA DE AGUAS RESIDUALES La población microbiológica se desarrolla espontáneamente hasta alcanzar el punto de equilibrio de las diversas especies con las cargas orgánicas. La función de las bacterias es eliminar el sustrato orgánico, mientras la función de las algas es producir el oxígeno requerido por aquellas para la respiración. Como las algas operan fotosintéticamente, la producción de oxígeno es variable durante el día, dependiendo de la iluminación, y nula en la noche. Por otra parte la producción de CO2 por las bacterias y aún por la respiración algal, ocasiona variación en la acidez del estanque cuando las algas no lo consumen en la fotosíntesis. De este modo, el pH tiende a ser bajo durante las tardes, dándole a la laguna un aspecto verdoso. Un pH en caída se conoce por el color amarillento de la laguna. En las lagunas intervienen diversos factores tales como el pH, el OD, la temperatura, la acción del viento, la luminosidad, etc. Estos factores deben ser analizados antes de construir la laguna, pues la operación sólo puede controlar el flujo de AR de una u otra laguna, de modo que el funcionamiento será fundamentalmente definido por las condiciones ambientales, difícilmente controlables. Una "ayuda" que a veces se recomienda es la recirculación del efluente con objeto de rebajar las concentraciones de entrada del AR, disminuir el tiempo de detención y así darle una operación hidráulica más homogénea a la laguna. Sin embargo, esto también se define fundamentalmente durante el diseño, o para mejorar una laguna con mala operación. Las lagunas, según su forma de operación, pueden ser: Anaerobia: con carga orgánica volumétrica, LV (gDBO5/m3.d), altas, del orden de 100-500, en las cuáles domina la fermentación anaerobia. Se deben utilizar cubiertas para controlar olores y recuperar el CH5. Facultativa: esta laguna se estratifica en tres zonas: aerobia, facultativa y anaerobia (en el fondo). El parámetro de diseño es la carga orgánica superficial, LS (kgDBO5/ha.d), pues su funcionamiento depende de la luz solar y así el área es definitiva. Debe operar entre 100-350, 498 DISEÑO DE RACTORES Y DIGESTORES Aerobia: de poca profundidad, mantiene Oxígeno Disuelto (OD) en todo el cuerpo de agua de la laguna. Depende también de la LS que llega a ser de 100-500.. Maduración: para mejorar la calidad de efluentes de plantas de tratamiento. A veces solo actúan como sedimentador. Mezcladas: cuando a la laguna se les pone mezcla mecánica para promover la mezcla pero sin desconfigurar las zonas, ésta actúa ayudando a la fotosíntesis y como fuente adicional de oxígeno. En este tipo de lagunas operan muy bien los aireadores tipo LAS. Aireadas: cuando las laguna obtienen el O2 de aireadores mecánicos (ver numeral 8.4) Lo que define el modo de operación de la laguna es la carga orgánica, como veremos luego. 8.5.2 Consideraciones de Diseño En general, se han encontrado unos parámetros empíricos, de diseño que nos dicen el punto de operación de cada tipo de laguna, según se presenta en la Tabla 8.3. En las LE, el flujo hidráulico depende de la evaporación y la percolación, además del flujo, por lo cual en la actualidad se procura controlar al máximo estos factores. La percolación se disminuye colocando material impermeable en el fondo, ya sean arcillas o alguna cubierta impermeable de PVC o polietileno resistente a la acción microbiológica. Como se observa en la Tabla 8.3, la profundidad es definitiva para el modo de operación de la laguna, pues la penetración de la luz define la capa donde ocurre la acción fotosintética. Asimismo lo es el tiempo de detención y la carga superficial. Para el diseño se pueden emplear las Ecuaciones (4.94) y (4.95), teniendo en cuenta que las constantes de primer orden KL, para este tipo de tratamiento varían entre 0,01 y 1,00 d-1. Debe tenerse en cuenta la variación de temperatura según la Ecuación (4.23), de acuerdo con el procedimiento empleado para lagunas aireadas. 499 BIOINGENIERÍA DE AGUAS RESIDUALES Tabla 8.3 Criterio de diseño de Lagunas de estabilización TIPO LAGUNA Carga superficial Tiempo de detención, d Profundidad Eficiencia* m % kg DBO5/ha.d Aerobia 100 a 500 2a5 0,5 a 1,0 80 Facultativa 100 a 350 5 a 50 1, 0 a 3,0 90 Facultativa con mezcladores LAS 100-500 2 a 10 2,0 a 5,0 90 *La eficiencia no incluye la remoción de algas. 8.5.3 Método de Diseño Sin embargo, una aproximación más real es la propuesta por Oswald, que se deriva de un gran número de investigaciones, y tiene en cuenta las condiciones ambientales. Oswald encontró que la producción de oxígeno por acción fotosintética es, YO2 = 0,25 FO2 S (8.19) donde: YO2 = Producción de O2 (kg O2/ha.d) FO2 =Factor de oxigenación S = Radiación solar (cal/cm2.d) El factor de oxigenación es la relación del peso del O2 producido a la DBOu a satisfacer. La variación del FO2 con el % de remoción de DBO se presenta en la Figura 8.23 relacionada con el nivel de OD. La radiación solar varía con el mes y la latitud. La Tabla 8.4 presenta los valores máximos y mínimos. El valor medio se calcula como, 500 DISEÑO DE RACTORES Y DIGESTORES S = Smin + P (Smax – S min) (8.20) Figura 8.23: Relación FO2 vs. % DBO Removido TABLA 8.4 Valores probables de energía solar visible en función del mes y latitud Valores de la radiación solar S en cal/cm/d. Para determinar el valor medio de S: S = Smin + P (Smax – Smin) donde P es el total de horas de sol. Para determinar la producción de materia celular oxigeno, en kg/ha día: YO2 = 0,25 FO2 S. donde: P = horas reales de luz solar divididas por las horas posibles 501 BIOINGENIERÍA DE AGUAS RESIDUALES La carga orgánica, LS, en kg DBO/ha.d se obtiene con. LS = C (h/td) DBOu donde: (8.21) C = Factor de conversión, 10,0 h = Profundidad zona aerobia de la laguna (m) td = Tiempo de detención (d) Es claro que la producción de oxígeno debe igualar la demanda, es decir, YO2= LS, 10(h/td) DBOu = 0,25 FO2 S o sea, h/td = 0,025 FO2 S/DBOu (8.22) Relaciones encontradas en la práctica entre la profundidad de zona aerobia y la carga de DBO se presenta en la Figura 8.24. Las relaciones anteriores son fundamentalmente válidas para lagunas de estabilización aerobias. Para lagunas facultativas, se prefiere la aproximación de las LAA, presentadas en el numeral anterior, o la aproximación dada a continuación. Método Fotosintético Para las lagunas aerobias de estabilización se emplea el método propuesto por Oswald, como sigue: (1) Defina condiciones de diseño, incluyendo latitud, KL, factor de dispersión, etc. (2) Con tabla 8.4 determine S (radiación promedia), con la Ecuación (8.20). (3) Asumiendo un valor para FO2 (Ver Figura 8.22) y para h, despeje td de Ecuación (8.22) (4) Calcule los parámetros empíricos de diseño. 502 DISEÑO DE RACTORES Y DIGESTORES Método de Wehner y Wilhem Para lagunas facultativas también se puede emplear un método similar el de las LAA, o mejor, una aproximación con base en la Figura 4.38 de la gráfica de Wehner y Wilhelm, teniendo en cuenta que el factor de dispersión para tales lagunas, varía entre 0,3 y 1,0. El procedimiento es como sigue: Defina condiciones de diseño: Flujo, DBO influente, temperaturas máxima y mínima, KL, etc. Para el grado de tratamiento deseado, % remoción de DBO, determine el producto (KL t) de la Figura 4.38. Con KL corregido para las temperaturas extremas, calcule td para cada caso. Este procedimiento también se puede utilizar en lagunas aerobias. Veamos una aplicación en el siguiente ejemplo. Figura 8.24: Relación entre la Carga Orgánica de la Laguna y la Profundidad de la Zona Aerobia 503 BIOINGENIERÍA DE AGUAS RESIDUALES Ejemplo 8.6. Diseño de laguna de estabilización facultativa (Método de Wehner y Wilhem) Dimensione una laguna de estabilización facultativa para las siguientes condiciones: DBO5 = 150 mg/L Flujo = 50 L/s = 4320 m3/d Temperatura mínima = 15°C θ = 1,09 KL= 0,3 d-1 Dispersión: 0,5 Remoción deseada: 80% Solución: Laguna Facultativa (1) Para un factor de dispersión de 0,5 y una remoción de DBO del 80% de la Figura 4.38 se obtiene: (KLt) = 2,4, pues: S/So = 0,20 ó 20%. (2) Para T = 10°C, tenemos de Ecuación (4.23): KL(15°) = 0,3 (1,09)15-20 = 0,2 d-1 (3) Luego (KLt) = 0,2 t = 2,4 o sea t = 2,4/0,2 = 12 d. (4) De la Tabla 8.3 la profundidad se selecciona de h = 1,50 m. Luego el Área superficial será: Volumen: V = Q x td = 4320 Área: A= m3 x 12 d = 51840 m3 d V 51840 34560 m2 = 3,46 ha h 1,5 Carga superficial orgánica 504 DISEÑO DE RACTORES Y DIGESTORES Carga DBO = 150 kgDBO 5 g kg m3 4320 648 3 m d 10 3 g d Carga superficial = 648kg/d kgDBO5 187 3,46ha ha.d que está entre los límites de la Tabla 8.3. Carga hidráulica: Carga hidráulica: Q 4320m3/d 100cm = 0,125 cm/d A 34560m2 m A la profundidad de 1 m se le debe agregar un volumen muerto para ala acumulación de de sólidos en el fondo. Para esto se puede emplear la tasa de acumulación de lodos (vL), m3/hab.año, que es de de 0,05 en el trópico a 0,08 en clima templado. Ejemplo 8.7. Diseño de laguna aerobia de estabilización Método Fotosintético Se desea remover el 90% de la DBOu en un AR con las siguientes características: DBOu : 150mg/L Temperatura mínima: 15°C Flujo: 10 L/s = 864 m3/d Factor de dispersión: 1,0 Latitud: 10° Solución (1) De la Tabla 8.4 encontramos para el peor caso (mes de junio) que: Smin = 129 Smax = 262 505 BIOINGENIERÍA DE AGUAS RESIDUALES Si suponemos 8 de luz de 12 horas posibles, P = 8/12 y S 129 8 262 129 217,7cal / cm 2 .d 12 (2) De la Figura 8.22 encontramos que para remover el 90% de la DBOU,el FO2 = 1,6. (3) Si asumimos de Tabla 8.3 que h = 0,5 m (es una laguna aerobia), entonces de Ecuación (8.22) se encuentra: td (4) h DBO U 0,5 150 = 8,6 d 0,025FO 2S 0.025 1.6 217.7 Encuentre el área superficial: Volumen: V = td x Q = 8,61 x 864 = 7441,4 m3 Área = V 7441.4 14882,9 m2 = 1,49 ha h 0.5 (5) Determine la carga orgánica superficial de Ecuación (8.21) LS 10 0.5 150 = 87,21 kg/ha.d 8.6 o de otro modo: LS 150g/m3 864m3/día kg/103 g = 87.01 (real) 1.49ha que está de acuerdo con Tabla 8.3 (6) Calcule carga hidráulica: Carga hidráulica Q 864 100 6,5 cm/d A 13305.6 506 DISEÑO DE RACTORES Y DIGESTORES 8.6 TRATAMIENTO ANAEROBIO El tratamiento anaerobio es una alternativa muy buena para efectuar tratamiento grueso, es decir con remociones de DBO hasta del 80%. El tratamiento anaerobio se puede aplicar a las ARD y las ARI, incluidas aquellas con altas concentraciones de DQO tales como las vinazas provenientes de las fábricas de producción de bebidas alcohólicas. A menudo, en las ARI, se utilizan como un primer tratamiento para remover un 80% de la carga orgánica en forma económica, para luego mejorar su tratamiento hasta una remoción del 95% de DQO o más, como es el caso de la Figurar 5.7 para una fábrica de cervezas. El sistema de tratamiento más comúnmente utilizado para el tratamiento anaerobio es el reactor UASB (por Upflow Anaerobic Sludge Blanket Reactor, o Reactor Anaerobio de manto de lodos de Flujo ascendente) que consta de un tanque con una distribución del AR uniforme en el fondo, y una unidad de separación Gas-Sólido-Líquido (SGSL) tal como se observa en la Figura 4.43. El Capítulo 3 y el numeral 4.6 del Capítulo 4, explican la teoría y la modelación matemática del tratamiento anaerobio con amplitud. Sin embargo, y a pesar de que la microbiología del tratamiento anaerobio es complicada, el diseño se reduce a la aplicación de unos pocos parámetros, básicamente la carga volumétrica (ver numeral 6.2 del Capítulo 6) y las velocidad del flujo para el de AR de “baja” concentración. Otro sistema de tratamiento de AR en flujo suspendido, es el Reactor Anaerobio por Bafles propuesto por Bachman (1985), dentro del cual destaca el reactor RAP desarrollado por Orozco (1988, 1997) para tratamiento anaerobio a bajas temperaturas (13 a 20o C), según los cita Metcalf and Eddy (2003). Es importante destacar que según Orozco y Sterling (1996), para que el tratamiento anaerobio sea comparable con otros sistemas de tratamiento, en cuanto a eficiencia y calidad del agua producida, se requiere de un sistema de Control de Olores (ver numeral 7.6 del Capítulo 7 sobre manejo de gases y control de olores) y un sistema de sedimentación secundaria adicional (ver numeral 7.4 del Capítulo 7). En este numeral nos referiremos al diseño de los reactores UASB y 507 BIOINGENIERÍA DE AGUAS RESIDUALES RAP básicamente. 8.6.1 Reactores UASB Con el objeto de aprovechar la capacidad de bioconversión de la materia orgánica a gas Metano de los consorcios bacterianos formados en los gránulos anaerobios se desarrolló un sistema de tratamiento conocido como reactor UASB (en inglés, reactor de manto de lodos anaerobio de flujo ascendente, también conocido en portugués como RAFA). Un diagrama de un reactor UASB se puede observar en la Figura 6.2. Se trata de un reactor que tiene un manto de lodos, pero debido a la producción de gas se mantiene mezcla completa en el Licor Mixto. En la parte superior se encuentra un dispositivo conocido como SEPARADORGAS-SÓLIDO-LÍQUIDO, SGSL, que cumple la función de separar las burbujas de gas que arrastran los flóculos o gránulos de biomasa, del flujo del líquido, minimizando la pérdida de biomasa. Para que el tratamiento pueda proceder adecuadamente, es necesario que las bacterias se agrupen en forma compacta, bien sea en un flóculo o gránulo como se mencionó. Figura 8.25: Esquema de reactor UASB con parámetros típicos de diseño. 508 DISEÑO DE RACTORES Y DIGESTORES El principal parámetro de proceso de diseño de los reactores UASB es la carga volumétrica, Lv = S0/td = S0.Q/V (kg DQO/m3.d) que debe estar entre 2 y 30, dependiendo del diseño del reactor, de la temperatura y de la concentración de Ácidos Grasos Volátiles, AGV. Para ARD se puede utilizar una Lv = 2 kgDBQ/m3.d a 15oC, corregido con la Ecuación 8.23 para el cambio de temperatura. Tabla 8.5: Parámetros de diseño de un reactor UASB para ARD @ Temperatura o de 25 C PARÁMETRO FÓRMULA UNIDAD VALOR SST máximos SST/DQO vr vs vp vg TDS sedimentador secundario Inclinación de los bafles Traslapo Q/AUASB Q/As Q/ap Qg/ag Q/Aseds mg/L m/h m/h m/h 3 2 m /m .h 3 2 m /m .h 1000 < 0,5 <1,00 <1,00 <5 a 6 >1,00 0,5 º 45 a 60 m > 0,20 La carga hidráulica equivalente a la velocidad ascensional en el reactor (vr) (m3/m2.h = m/h), así como en el sedimentador del SGSL, debe ser menor de 1 m/h, para que no haya arrastre de material. Como quiera que la altura típica de un UASB es de 4 a 5 m, para una vr de 1 m/h el tiempo de detención será td = 4 a 5 h (0,17 a 0,21 d). De modo que la L v para un ARD de 400 mg/L (0,4 kg/m3) de DQO o menos será alrededor de (0,4 kg/m3)/(0,2d) = 2 kg DQO/m3.d. Es claro que para las ARD la aplicación del criterio hidráulico de vr 1 m/h automáticamente implica que cumple con el criterio de carga volumétrica (que es el fundamental) por lo que el diseño de un UASB para ARD se convierte en un ejercicio puramente hidráulico. Por ello los criterios hidráulicos de diseño de un reactor UASB para ARD que se resumen en la Tabla 8.5 son los que se aplican. Nótese que la TDS = vs del sedimentador del SGSL (parte superior 509 BIOINGENIERÍA DE AGUAS RESIDUALES del UASB) debe ser mayor que la velocidad ascensional del reactor vr si se desea mantener una geometría cuboide del UASB (pues el área del sedimentador es menor que la del reactor, o sea que la velocidad será mayor), lo que implica que la vr será menor que 1 m/h. Por otro lodo se puede hacer un diseño que amplíe el área del sedimentador de modo que el SGSL quedará en la parte de la sedimentación como una pirámide inversa truncada, con el fin ampliar el área superficial del sedimentador y rebajar la TDS = vs.. Ver Figura 8.26a. Ahora, con referencia a la Figura 8.25, el reactor UASB está dividido verticalmente en dos partes. La parte inferior que sirve como el volumen líquido nominal, de altura HL, que es el sitio donde se almacena el manto de lodos (de 1,5 a 2,0 m) cuidando de dejar una altura adicional para los caudales pico de 0,5 a 1,0 m, para un total de HL ≈ 2,5 m. La parte superior, de altura HG, la compone el SGSL, también de aproximadamente 2,5 m con la conformación presentada, para un ángulo de inclinación de la placa de 45o. De esta manera, la altura total típica de un UASB es de HT = HL + HG = 5,0 m. Ver Referencias [22] y [8]. Figura 8.26: Corte de un diseño típico de un UASB con SGAL 510 DISEÑO DE RACTORES Y DIGESTORES Figura 8.26a: UASB (RAFA) con área de sedimentador ampliada Cuando el UASB se diseña para ARI con concentraciones de DQO mayores a 1000 mg/L, la carga volumétrica (Lv) se vuelve el parámetro que controla el diseño. A menudo ARI con concentraciones “fuertes”(vinazas de destilerías, lixiviados de Rellenos Sanitarios) la DA es una opción importante de analizar. Como quiera que los parámetros de diseño hidráulico se deben mantener, la carga volumétrica no se cumple per se de modo que esta entrar a regir el diseño del reactor. La altura puede cambiar de los 4 a 5 m propuestos para las AR “débiles”(AR domésticas). De modo pues que en este caso se deben cumplir necesariamente los parámetros de la Tabla 8.5, pero también se deben aplicar los de las Tabla 8.6 a 8.8, pues la actividad de los lodos y su sedimentabilidad cambian apreciablemente en este tipo de AR. Es importante aclarar que los lodos en los reactores anaerobios pueden ser floculentos o granulados. La granulación favorece la Actividad 511 BIOINGENIERÍA DE AGUAS RESIDUALES Metanogénica (DQOremovido/g SSV.d)) y la sedimentación (puede aumentar hasta vs hasta 3 m/h). Los lodos granulares se forman con AR de altas concentraciones de DQO. Orozco propuso que la formación de gránulos en realidad depende del producto (S.vs) (gDQO/d.m2). En todo caso alta cargas volumétricas y altas concentraciones de DQO favorecen la aparición de lodo granular lo que incrementa, como se dijo antes, la asentabilidad de los lodos y la Actividad Metanogénica. Esta última puede alcanzar valor entre 0,5 y 1,5 gDQO/gSSV.d. Cuando se tiene lodo granular en ARI la velocidad ascensional, vr, puede variar entre 1 y 3 m/h (y a veces más), pero se debe disponer de ensayos experimentales con el lodo granular antes de efectuar el diseño con una vr mayor de 1 m/h. Con lodos granulares bien conformados para condiciones ELEA, se han diseñado reactores con tiempos de detención de 2 h y vr > 5 m/h. Como se puede apreciar de la Tabla 8.8, el tiempo de detención aumenta en la medida que disminuye la temperatura. Una fórmula para evaluar este cambio en las tasas metabólicas, en condiciones anaerobias, es: kT = k20 e- (T-20) (8.23) donde, kT: constante metabólica a temperatura T. k20:constante metabólica a 20oC. T: temperatura, oC. : constante, normalmente 0,1 d-1 Esta fórmula permite concluir que cada 7o C se duplica las tasas metabólicas en condiciones anaerobias. Para hace frente a esta variación a bajas temperaturas se desarrolló el Reactor Anaerobio a Pistón (RAP), que veremos a continuación. Finalmente el sistema de distribución de la entrada de las AR se puede hacer con un manifold que puede ser dividido en dos ramas, una 512 DISEÑO DE RACTORES Y DIGESTORES por lado como lo muestra la Figura 8.26b. La hidráulica de un manifold puede llegar a ser caprichosa, pues se requiere que cada salida suministre aproximadamente el mismo flujo, con un caudal variable (a medida que sale por cada agujero de suministro). Tabla 8.6: Carga Volumétrica para UASB a Temperatura de 30ºC DQO, mg/L DQOpart/DQO Lodo Floculento Lodo Granular* 3 3 Lv, kgDQO/m .d Lv, kgDQO/m .d 1000 a 2000 0,1 a 0,30 2a4 2 a 12 0,30 a 0,60 2a4 2 a 14 0,60 a 1,00 na na 2000 a 6000 0,1 a 0,30 3a5 3 a 18 0,30 a 0,60 4a8 2 a 24 0,60 a 1,00 4a8 na 6000 a 9000 0,1 a 0,30 4a6 4 a 20 0,30 a 0,60 5a7 3 a 24 0,60 a 1,00 6a8 na >9000 0,1 a 0,30 5a8 4 a 24 0,30 a 0,60 na na 0,60 a 1,00 na na *Mientras mayor sea la retención de las SS en el reactor, mayor cargase puede aplicar. Fuente: Adaptado de Metcalf & Eddy, 2003 El diseño de esta tubería de distribución, para cumplir los objetivos descritos, es como sigue: Se pueden colocar dos ramalesparalelos cada una conduciendo un Qm = QD/2 (en pequeños UASB un solo manifold es práctico), para una velocidad que cumpla la restricción final, de que el área (ao) de cada orificio de salida debe ser mínimo de 2” para que fluya el ARD libremente. Se calcula el diámetro (φm) de cada manifold, con área am para una velocidad v: am=QD/2v (8.23a) 513 BIOINGENIERÍA DE AGUAS RESIDUALES Figura 8.26b: Esquema de diseño típico de un manifold de entrada a un UASB Entonces, se selecciona el número de orificios de entrada (no), seleccionando una densidad de orificios (εo) entre 1 y 2 por cada m2 de área: no = ArD/ εo (8.23b) Con ArD área del diseño del reactor. También se puede hacer esta selección por experiencia cuidando de cumplir el parámetro de densidad de los orificios de entrada. 514 DISEÑO DE RACTORES Y DIGESTORES Por manifold es necesario alimentar no/2 orificios, cada uno de área ao, que se distribuyen un número de tuberías distribuidoras nd o ramales, que salen del manifold principal hacia dentro del reactor, con un número de orificios por distribuidor (ndo) o ramal: nd = √no. ndo= no/(2nd) (8.23c) El diámetro de cada ramal distribuidor (φd) de área, ar, debe cumplir la condición: Σ ad ≤ 0,4 am (8.23d) El diámetro de cada orificio, φo, de área (ao) debe cumplir la condición: Σ ao ≤ 0,4 ad (8.23e) Sin embargo hay una restricción adicional. El área ao debe ser mínimo de 2” para que fluya el ARD libremente. Esto se logra variando la velocidad (v) en el manifold de entrada. 8.6.2 Reactor Anaerobio a Pistón, RAP El reactor anaerobio a pistón (RAP) es una variedad de reactores por bafles que utiliza un SGSL en la cámara final para mejorar el atrapamiento de los lodos y mantener una edad de lodos lo más alta posible. El RAP fue desarrollado en la Universidad de los Andes (Orozco, 1988, 1997) para temperaturas inferiores a 20oC, tomando ventaja de la mayor eficiencia de remoción de sustrato que se obtiene con un flujo pistón más definido, obligado por el flujo a través de bafles (ver Capítulo 515 BIOINGENIERÍA DE AGUAS RESIDUALES Dos, numeral 2.6). De este reactor se han construido plantas a escala real, que han operado con eficiencias del 70% de remoción de DQO, a temperaturas entre 13 y 17 oC. Estas eficiencias pueden ser mejoradas en la medida que la retención de sólidos sea más efectiva, pues se presenta un alto contenido de SS en el efluente, que representa la mayor parte de la DQO efluente. Tabla 8.7: Carga volumétrica según a la temperatura 3 Temperatura, ºC Carga Volumétrica, kgDQO/m .d 15 2a4 20 4a6 25 6 a 12 30 10 a 18 35 15 a 24 40 20 a 32 Fuente: Adaptado de Metcalf & Eddy, 2003 Tabla 8.8: Tiempo de detención con la Temperatura o Temperatura, C td, h 16 a 19 10 a 14 22 a 25 7a9 >25 4a5 La Figura 8.27 muestra el diseño de un RAP en planta y en corte trasversal. Se pueden apreciar los bafles y el SGSL al final. Los parámetros de diseño del separador SGSL es el mismo explicado en la 516 DISEÑO DE RACTORES Y DIGESTORES Tabla 6.2 para el UASB. La velocidad transversal en los bafles (v b) ascendente y descendente, es de 3 m/h debido a que el producto [S.vb] en kgDQO/h/m2 (de área superficial), es alto, favoreciendo la formación de gránulos que tiene mayor velocidad de sedimentación (Referencia 13). Se puede adicionar medio de material plástico en la parte superior para ayudar en la retención de sólidos en cada cámara, debido a que el gránulo o flóculo ascendente adherido a una burbuja de gas encuentra un obstáculo que obliga a soltar el flóculo, permitiendo la sedimentación en la misma cámara. El tiempo de detención a aplicar es de 10 h a 15 oC corregido para la temperatura, hasta 20oC, de acuerdo con la Ecuación (8.23). Figura 8.27: diseño típico de un Reactor Anaerobio a Pistón El RAP fue el primer reactor por bafles construido a escala real en el mundo (Metcalf & Eddy, 2003). Además, su utilización para operación a temperaturas sub-óptimas (±15oC) ha influido en el desarrollo de otros reactores por bafle que se han venido construyendo de manera acelerada en varios países, especialmente en China (Referencia 23), en Nueva Zelandia (Referencia 24) y en Bolivia (Referencia 55). 517 BIOINGENIERÍA DE AGUAS RESIDUALES Ejemplo 8.8: Diseño de un reactor UASB Diseñe un reactor UASB para una ARD doméstica de 257 mg/L de DBO5, una temperatura de 25oC y un caudal Q = 10 Lps. La eficiencia requerida es del 80% de remoción de DBO. Solución: Como las ARD tiene suficiente Nitrógeno y Fósforo no es necesario adoptar medidas para adición de nutrientes, ni tampoco para control de pH dada la capacidad buffer de este tipo de agua. Para el diseño de la PTAR con UASB, adoptamos un diagrama de flujo como el de la Figura 5.5, sin tratamiento aerobio posterior, pues el UASB da la eficiencia del 80% sin problemas. (1) El caudal de diseño Q = 10 L/s = 36 m3/h (2) Adoptamos un vr = vs = 1 m/h de la Tabla 8.5 y la Figura 8.26. Esto exige una ampliación del área del sedimentador del SGSL. Adoptamos una altura de 5,00 m por lo que el tiempo de detención será: td = h/vr = 5/1 = 5 h. Ver Tabla 8.8 (3) Como td = V/Q V = Q.td = 36 x 5 = 180 m3. Como h = 5 m, entonces As = V/h = 180/5 = 36 m2 = (6 x 6) m2. Los lodos estarán concentrados en la parte inferior del UASB, es decir en los 90 m3 correspondientes a la cámara de lodos con HL = 5 m. Ver Figura 8.26. (4) Para la distribución se adopta un sistema de manifold con dos (2) entradas por m2, es decir εo = 36/2 = 18 entradas. Un esquema típico (para un número mayor de entradas) se presenta en la Figura 8.26b. Se aplica una metodología simplificada con las ecuaciones 8.23a a 8.23e para el cálculo de los diámetros del manifold y los distribuidores, para orificios de salida de φ = 2". Para una mejor distribución se seleccionan 4 ramales con 5 orificios de 2"de salida c/u. Con esta decisión del diseñador y las ecuaciones simplificadas se puede construir el siguiente cuadro: 518 DISEÑO DE RACTORES Y DIGESTORES Símbolo no nd Descripción Número de Orificios Número de Distribuidores nod nm Número de Orificios por Distribuidor Número de Manifolds φo Diámetro Orificio de Salida ao Area Orificio Ao = nor x ao Area Total Orificios por Ramal Ad = 0,4 Ao φd = (4Ar/π) Valor Unidad 20 4 5 1 0.051 m 2 0.002 m 2 2 0.010 m 2 0.004 m Area de Distribuidor 1/2 Pulgadas Diámetro Distribuidor ATd = nr x Ar Area total Distribuidores 0.072 m 2 0.016 m Am = 0,4 ATr φm Area manifold 2 0.006 m Diámetro Manifold 0.091 m 3 4 Los diámetros quedan:1 manifold de 4", 4 ramales de 3" y 20 orificios de salida (5 por ramal) de 2". (5) Para los bafles del SGSL se toma una inclinación de 45o, con obstáculos en forma de V invertida como las de la Figura 8.26, de modo que traslapen por lo menos 0,20 m entre los extremos del bafle y del obstáculo. El gorro en forma de V invertida deberá tener una tubería de salida de los gases que se acumulen. Las distancias se calculan de modo que la velocidad de paso sea vp = 5 m/h. (6) Para la producción de biogas se emplean las fórmulas (7.21) y (7.22) donde dS/dt = 0,8 (1,5 DBO5/(5/24) = 1480 g/m3.d. Recuérdese que la eficiencia es el 80% (0,8) y que la DBOu = 1,5 DBO5. El Ya = 0,08. Entonces: 273 VCH4 = 0,35 (1-1,22Y) (dS/dt) V 273 T º C 273 VCH4 = 0,35 (1-1,22*0,08) (1480) 180 273 25 VCH4 = 77081 L/d = 3,21 m3/h Vgas = 3,21/0,65 = 5 m3 biogas/h (teniendo en cuenta que el CH4 es el 65% del biogás; el resto es CO2, etc) 519 BIOINGENIERÍA DE AGUAS RESIDUALES (7) Si vg = 1 m3/m2.h, es claro que el área de salida de gases debe ser: ag = Qg/vg = 5/1 5,00 m2. Como el lado del UASB es de 6 m y se colocan dos (2) áreas de salida de gas a los lados (ver Figura 8.25y 8.26) es claro que las dimensiones del área de gases en cada lado son (6 x 0,40) = 2,4 m2 lo que da 4,8 m2 de ag que es un poco menor de los 5 m2 calculados como mínimo, o sea vg 1 m3/m2.h. (8) Para el diseño del sedimentador secundario, el control de olores, y las estructuras de entrada (desarenador, rejilla, Parshall) remitimos al Capítulo 7. TRATAMIENTO BIOLÓGICO EN LECHO FIJO 8.7 INTRODUCCIÓN El tratamiento biológico en lecho fijo sigue, en términos generales, el mismo esquema bioquímico de los lodos activados. La diferencia principal estriba en que en este caso los microorganismos no están suspendidos, sino adheridos a un medio de contacto. Es así como el agua residual se expone al contacto con el medio donde crecen los microorganismos, que están adheridos formando un filme, donde ocurren zonas de descomposiciones aerobia, facultativa y anaerobia, según se explicó en el Capítulo 2, numeral 2.2. Los filtros biológicos son el sistema de tratamiento en medio fijo más comúnmente utilizado. De hecho se empezaron a usar antes que los lodos activados, según se explicó en el Capítulo 1, pero los principios de funcionamiento apenas fueron verdaderamente entendidos en años recientes. El Capítulo 2 explica ampliamente el estado actual de los conocimientos microbiológicos, bioquímicos y cinéticos. El capítulo 4 presenta la modelación matemática. Los discos biológicos rotatorios, o biodiscos fueron introducidos más recientemente. El esquema general de funcionamiento se explicó en los mismos capítulos mencionados. En ellos, el filme está adherido a discos u otro elemento rotatorio colocados paralelamente en un eje 520 DISEÑO DE RACTORES Y DIGESTORES rotatorio. Todo el tren de discos está parcialmente sumergido, pues mientras la parte exterior se airea, en la interior se realizan las reacciones de bioestabilización. Aunque su costo de capital es superior a otros procesos, los costos de operación y mantenimiento son más bajos, por lo que se puede constituir en una alternativa factible de tratamiento. Otras veces se utilizan para optimizar sistemas de lodos activados, colocando el sistema de biodiscos conjuntamente, aumentando de este modo el contenido de sólidos biológicos y por ende la depuración. Una combinación de estos procesos se llama Surfact. Un sistema típico de Tratamiento Biológico en Medio Fijo se aprecia en la Figura 8.28. Se puede efectuar recirculación, con el fin de mejorar la homogeneidad del flujo hidráulico y aumentar la biomasa. Sin embargo, debe quedar claro que en general, el tratamiento en medio fijo es para sustratos solubles pues la Materia Orgánica particulada prácticamente sale como entra, pues no existen mecanismos de retención de estas partículas que sean apropiados en este tipo de procesos. Por ello siempre que se va a emplear este método debe tenerse cuidado de que el sustrato no tenga mucho material orgánico particulado, y además se debe colocar siempre un sedimentador primario o un DAF que remueva estas partículas. Como no se pueden medir confiablemente los sólidos biológicos activos, se utilizan como parámetros la carga hidráulica (L/m3.d), qa, y la carga volumétrica (kg DBO5/m3 /d), Lv. La aireación se hace por contacto directo entre el filme biológico y el aire, que fluye entre las porosidades del medio filtrante poniéndose en contacto con el biofilme, y para se aprovechan, en el caso de los filtros biológicos, las corrientes de convención creadas por la diferenciare temperatura entre el aire y el agua residual. La nitrificación usualmente se lleva a cabo en altas proporciones, con alto contenido de nitritos y nitratos en el efluente. 8.8 FILTRO BIOLÓGICOS 8.8.1 Descripción del Proceso Un filtro biológico o percolador, consiste en un tanque que 521 BIOINGENIERÍA DE AGUAS RESIDUALES contiene un lecho de piedra, o un medio de contacto sintético, de alta relación de área/volumen, en el cuál crece adherido un filme biológico que efectúa la remoción de la materia orgánica. El AR generalmente se vierte por encima, a través de un sistema de distribución rotativo que gira por acción jet o motor eléctrico. Un esquema típico de un filtro percolador convencional se aprecia en la Figura 8.29. El agua cae por el filtro, y al llegar al drenaje, se recoge el agua tratada, con algunos sólidos desprendidos por abrasión, que se separan en un clarificador secundario. En el filtro de la figura el medio es piedra, hoy poco usada, debido que su área neta, a, es muy baja (alrededor de 40 - 50 m2/m3 de material). Los medios plásticos tienen mayores a, de 100 a 250, permiten filtros mucho más altos (de 6 a 12 m) y tienen una porosidad para el flujo del aire mucho mayor. Sin embargo, para la explicación de la estructura de un filtro percolador nos basaremos en el de la Figura 8.30, el cuál todavía se usa para pequeñas comunidades donde se desea un sistema de tratamiento simplificado. Figura 8.28: Esquema Típico de Filtro Biológico Las instalaciones de este filtro consisten de los siguientes componentes: (1) Reactor o filtro: Consta de un recipiente cilíndrico (puede ser rectangular) con diámetros variables, hasta de 60 m y con profundidad de 1,50 a 2,50 m. Mientras más profundo, mayor la pérdida de carga. El sistema de distribución del AR, consiste de 522 DISEÑO DE RACTORES Y DIGESTORES una tubería o canal que gira alrededor de un eje central por acción jet o por motor eléctrico. La velocidad de giro del sistema utilizada normalmente es del orden de 0,5 a 2 rpm, cuando tiene dos brazos perpendiculares, pero existe actualmente una tendencia a disminuir las revoluciones hasta una revolución por hora (1,0 rph). Por supuesto esto implica una mayor cantidad de AR aplicada (“dosis”) por los brazos distribuidores, es decir deben tener mayor capacidad hidráulica. El sistema de distribución se coloca unos 0,20 m por encima del lecho para garantizar una distribución homogénea. (2) El medio de contacto: llena el reactor y consiste, en este caso, de grava de 5 a 10 cm de diámetro, pero más a menudo de un lecho sintético, compuesto de láminas de plástico entrelazadas, dispuestas como un panal de abejas, o con cualquier otra disposición que mejore el a y la porosidad. El objetivo es que el medio sea poroso y se eviten tanto como sea posibles obstrucciones y facilite la ventilación. (3) La ventilación: es de gran importancia, si se desea mantener el filtro en condiciones aerobias. El flujo de aire debe ser alrededor de 0,3 m3 /m2.min de área filtrante. Esta ventilación se garantiza normalmente con las corrientes de convección creadas por la diferencia de temperatura entre el AR y el aire. Si la ventilación no es suficiente, debe emplearse ventilación forzada con soplantes o ventiladores. Las condiciones que garantizan la ventilación natural son las siguientes: (4) de Drenes inferiores y canales no deben llenarse más del 50 %, proporcionando paso al aire. Instalación de pozos de ventilación en la periferia del filtro. Drenes con aberturas del orden del 15 % del área total del filtro. Colocar 0,10 m2/m2 de área del filtro con rejillas para los pozos de inspección. Drenaje inferior: recibe el AR tratada y la conduce a un canal evacuación principal. Este drenaje se puede componer de 523 BIOINGENIERÍA DE AGUAS RESIDUALES bloques de gas vitrificados, con ranuras u orificios en la parte superior, para admitir el agua del efluente, y canales interiores que la llevan a un canal de descarga central. Estos bloques cubren todo el fondo del filtro, y son diseñados por compañías especializadas para ello. Los bloques se colocan con pendientes del 1 a 2 % hacia el canal recolector, y forman canales interiores de acuerdo con la colocación de ellos. Figura 8.29: Esquema de un Filtro Biológico Convencional Los filtros biológicos operan con Cargas Hidráulicas entre 1 y 75 m3/m2.d y Cargas Volumétricas entre 0,10 y 5,0 kg DBO5/m3.d. Se dividen, en general, como filtros de baja carga o convencionales, sin recirculación, y filtros de alta carga, con recirculación. La Tabla 8.9 nos da una comparación entre los diferentes sistemas. La Figura 8.30 nos presenta las posibilidades cuando se operan filtros de alta carga con una y dos fases. El aspecto de un filtro biológico convencional se observa en la Figura 8.31 8.8.2 Tipos de Procesos Como hemos visto, los filtros biológicos se clasifican según su carga. Los filtros de baja carga o lentos fueron los que primero se empezaron a usar. En ellos, el agua hace un solo paso a través del filtro, con una carga volumétrica, Lv, baja, (0,1 a 0,4 kg DBO5/m3.d), permitiendo además una nitrificación bastante completa. Este tipo de filtro es bastante seguro y simple de operar, produciendo una composición del efluente bastante estable, pero crean problemas de olores y de moscas. 524 DISEÑO DE RACTORES Y DIGESTORES Tabla 8.9: Parámetros de diseño de Filtros percoladores Parámetro Tasa Baja Tasa Media Alta Tasa Alta Tasa Filtro Grueso Medio Filtrante Piedra piedra Piedra Plástico Plástico qa, m3/m2.d 1a4 4 a 10 10 a 40 10 a 75 40 a 200 Lv, kgDBO/m3.d 0,1 a 0,2 0,25 a 0,40 0,4 a 2,4 0,6 a 3,2 > 1,5 Recirculación 0 0a1 1a2 1a2 0a2 Moscas Muchas Pocas No No No Corte filme intermitente intermitente continuo continuo continuo Altura, m 2 a 2,5 2 a 2,5 2 a 2,5 4 a 12 1a6 Eficiencia, % 80 a 90 50 a 80 50 a 90 70 a 90 40 a 70 Potencia, kW/1000 m3 2a4 2a8 6 a 10 6 a 10 10 a 20 Figura 8.30: Diagramas de Flujo para Sistema de Alta Carga 525 BIOINGENIERÍA DE AGUAS RESIDUALES Figura 8.31: Filtro biológico convencional. Fuente:http://www.sequencertech.com/biotechnology/trikling_randommedia/ random_media.htm Los filtros de alta carga (Lv entre 0,4 y 5,0) se introdujeron empleando la recirculación para, de este modo, crear una carga hidráulica más homogénea, disminuyendo por otra parte la DBO5 influente y aumentando el esfuerzo cortante del agua, produciendo un biofilme más delgado, y por tanto con un TRC menor. La Figura 8.31 presenta varias posibilidades de efectuar esta recirculación que puede llegar a ser del 400 %. Este sistema de filtración tiene una eficiencia un poco menor que la de los filtros lentos (ver Tabla 8.9), pero evita en gran medida el problema de moscas y de olores. El suministro de AR se efectúa siempre de modo continuo y la recirculación puede efectuarse de diversos modos, a saber: durante períodos de bajo flujo proporcional al flujo de entrada a flujo constante todo el tiempo con flujo variable Cuando se efectúa recirculación, es importante determinar si es antes o después del clarificador secundario, pues esto varía significativamente el diseño. Si es antes, la biomasa del efluente se 526 DISEÑO DE RACTORES Y DIGESTORES retorna también ayudando a efectuar la biodegradación, y si es después, solo se tiene como efecto el aumento de la carga hidráulica disminuyendo el espesor del biofiltro. Un procedimiento más evolucionado es el de la filtración en dos etapas, con o sin tanque intermedio de sedimentación. Estos sistemas se emplean con ARI de alto contenido orgánico, o cuando la eficiencia de tratamiento requerido es muy alta. Sin embargo son costosos, por lo que su aplicación se encuentra bastante limitada. Conviene tener en cuenta que el parámetro de carga dada, Lv, se aplica para el caudal neto, es decir, sin tener en cuenta la recirculación. Por otro lado, la carga hidráulica, qa, se debe aplicar teniendo en cuenta la recirculación. Nótese que la qa controla el espesor del biofilme (a mayor qa menor ) definiendo en cierto modo el Tiempo de Retención Celular, TRC, y el grado de nitrificación. Por otro lado, la altura del filtro tiene un efecto similar al del TRH, pues obliga a permanecer el AR más tiempo en tratamiento. Como la modelación del filtro percolador es de Flujo Pistón, (ver el Capítulo 4) el qa y el hT de la Ecuación (4.106) remplazan en cierto modo el X y el td de la Ecuación (4.77), lo que en cierta medida indica que la misma teoría metabólica aplica sin importar el medio de sustentación del reactor. 8.8.3 Método de Diseño Para diseñar el tratamiento con filtros biológicos se pueden emplear aproximaciones empíricas y racionales. Además se deben utilizar los parámetros empíricos para confirmar el resultado del diseño. En todo caso, la experiencia es una herramienta insustituible, la cual no puede reemplazarse, sino con una experimentación cuidadosa con el ARI antes del diseño. 8.8.4 Aproximación Cinética En el Capítulo 4 se presenta la manera de modelar matemáticamente los filtros percoladores, con las Ecuaciones (4.106), 527 BIOINGENIERÍA DE AGUAS RESIDUALES (4.110) y (4.114): S S e e S K h h T /q an K h h T qn a S0 e K h h T qn a 1 R - R e S S0 e (4.106) (4.110) K' hT h qa (4.114) que se aplican sin y con recirculación, y también con un factor de efectividad, η, en caso de que la difusión del AR hacia el biofilme sea limitante. Una buena aproximación que simplifica el análisis es tomar n = 0,50. Si tomamos los valores experimentales para Kh para una valor de n = 0,50 de la Tabla 8.10, que se realizaron para: (i) una profundidad hT1 = 6.1 m, (ii) un material plástico filtrante con un a1 = 90 m2/m3, (iii) una DBO5 influente, S01 = 125 g/m3, (iv) y a una Temperatura T = 20ºC, y teniendo en cuenta que el factor de conversión para temperatura en filtros percoladores es = 1,035, se recibe que el valor de Kh, (L/s)0,5/m2, a aplicar en la Ecuación (4.110) (o la 4.106, o la 4.114 para < 1) es la siguiente: h Kh [ (L/s)0,5/m2]= K h T1 hT 6,1 Kh= K h hT 0,5 0,5 S 01 S 0 0,5 0,5 a a1 125 a DBO inf . 90 5 528 0,5 (1 ) T 20 (8.24) 0,5 (1,035) T 20 (8.25) DISEÑO DE RACTORES Y DIGESTORES 2 3 Tabla 8.10: Valores de Kh para n= 0,5, a = 90 m /m , S0 = 125 mg/L, o hT =6,1 m y 20 C 0,5 Kh, (L/s) /m ARI Doméstica Empacadoras de fruta Fábricas de Papel Empacadora de Carnes Farmacéuticas Procesadoras de Papas Refinería Procesadora de Azúcar Leche en Polvo Textiles Fuente: Metcalf & Eddy, 2003. 2 0,210 0,181 0,108 0,216 0,221 0,351 0,059 0,165 0,170 0,107 Nótese que las variaciones de los parámetros S0, hT y a varían con la potencia 0,5, debido a que n = 0,5. En consecuencia, las unidades de Kh son (L/s)0,5/m2. Un procedimiento de diseño sería como sigue: (1) Determine parámetros externos de diseño tales como: flujo, temperatura, tipo de lecho, DBO5, altura, etc. (2) De Tabla 8.10, para n = 0,5, encuentre Kh1 y luego aplique las correcciones de la Ecuación (8.25) para obtener Kh a las condiciones de operación y con el a del medio filtrante seleccionado. (3). Proponga la recirculación, R, y con la Ecuación (4.110), estime la qa de trabajo, o viceversa. Recuérdese que la eficiencia está definida y por tanto S/S0. Emplee algún factor de seguridad (use para el diseño una eficiencia mayor a la necesaria). (4) Aplique Ecuación (6.19) para calcular el As y el diámetro o dimensiones del filtro. (5) Se deben chequear los resultados con loa parámetros de la 529 BIOINGENIERÍA DE AGUAS RESIDUALES Tabla 8.9 Un procedimiento alterno se recibe de proponer S en lugar de R. Ejemplos de diferentes tipos de medio plástico se ven en la Figura 8.32. Figura 8.32: Tipos diferentes de medio plástico usados en filtros Fuente: http://www.vcnet.com/koi_net/plasticmedia.html 8.8.5 Requerimientos de Aire Para el cálculo del aire requerido se emplean las ecuaciones para el tiro (empuje) en las chimeneas, a partir de la diferencia de temperaturas del aire externo y el interno, a saber. 1 1 Taire = 353 h T Ta Tf (8.26) Donde, Taire: tiro del aire, mm de H2O. 1 mm = 9,797 Pa. hT: altura del filtro, m. 530 DISEÑO DE RACTORES Y DIGESTORES Ta: temperatura aire ambiente, ºK Tf: temperatura aire dentro del filtro, ºK que se calcula con, Tf = (TAR-Ta)/ln(TAR/Ta) (8.27) Las pérdidas de cabeza por el paso del aire a través del filtro se calculan con la siguiente ecuación: v2 P = N p 2 a (8.28) donde, P: pérdida de cabeza, Pa v: velocidad del aire, m/s a: densidad del aire, 1,204 kg/m3 @ 20ºC. g: gravedad, 9,81 m/s2 Y N p FC x 10,33 h T e 0,0136 qa (8.29) Siendo FC el Factor de Corrección por el medio filtrante, las entradas y las salidas, normalmente entre 2 y 3, y qa en unidades de m3/m2.d. Np está dado en términos de cabeza de velocidad. Para que halla flujo de aire, es necesario que Taire > P. Se debe tener cuidado en emplear las mismas unidades (mm, Pa, kPa). Ejemplo 8.9: Diseño de un filtro percolador con aproximación cinética Se desea diseñar un filtro biológico simple, donde el lecho filtrante se compone de un medio plástico con a = 120 m2/m3. Se quiere que el filtro sea único, con recirculación. La DBO5 del AR es 250 mg/L, la Temperatura del agua es de 27ºC, la ambiente 15ºC y el flujo de diseños es de 100 L/s. La DBO5 efluente debe ser, máximo, 40 mg/l. Solución: Se selecciona un esquema de flujo como el presentado en la 531 BIOINGENIERÍA DE AGUAS RESIDUALES Figura 8.30, segunda opción de a). Ahora, de acuerdo a la metodología explicada: (1) Parámetros de diseño: Q = 100 L/s = 8640 m3 /d = 360 m/h S0 = 250 mg DBO5/L n = 0,5 Kh = 0,21 @ 20° C (ver Tabla 8.10) Profundidad: h = 6,1 m (seleccionada) (2) De la Ecuación (8.25) se recibe que: 0,5 0,5 6,1 125 120 Kh = 0,21 6,1 250 90 0,5 (1,035) 27 20 = 0,22 (L/s)0,5/m2 (3) El sustrato efluente es de 40 mg/L. Seleccionemos por seguridad un efluente de 25, de modo que la eficiencia de DBO5 es de (250-25)/250 = 90 % lo que implica un filtro de alta tasa en plástico, según la Tabal 8.9. La R debe estar entre 1 y 2, seleccionamos 1. Aplicando la Ecuación (4.110): 25 0,22 x 6,1 q 0,5 a 250 e 0,22 x 6,1 q 0,5 a 11- e Resolviendo para qa = 0,62 (L/s)/m2 = 53,6 m3/m2.d (4) Como qa = Q/As = 100 L/s / As = 0,62 (L/s)/m2 As = 161 m2 es decir un filtro de = 14 m y hT = 6,1 m. (5) Calculemos los parámetros empíricos de la Tabla 8.9: 532 DISEÑO DE RACTORES Y DIGESTORES qa = 53,6 m3/m2.d lo que esta OK con la Tabla 8.9 (entre 10 y 75). Lv = S0.Q/V = 0,25 (kgDBO5/m3) x 8640 m3/d/ (161 x 6,1) m3 = 2,2 kg/m3.d OK con la Tabla 8.6 (entre 0,6 y 3,2). (6) Calculemos ahora los requerimientos de aire. De Ecuación (8.27) Tf (27 15) = 20,4 ºC ln (27 / 15) Luego: 1 1 Taire = 353 6,1 = 0,161 mm = 1,58 Pa 273 20,4 273 27 Si tomamos un FC de 2,5, se recibe de Ecuación (8.29): N p 2,5 x 10,33 x 6,1 e 0,0136 q a = 326 Ahora como se requieren 0,3 m3 /m2.min de aire es decir 0,3 m/min= 0,005 m/s. Luego de Ecuación (8.28): v2 P = N p 2 273 20,4 a = 326 (0,0052/2) 1204 0,004 Pa 273 20 Como Taire > P (1,58 > 0,004) el filtro tiene suficiente tiro para suministrar el aire necesario. 8.8.6 Aproximación Empírica (Parámetros) Como hemos mencionado, la modelación de los filtros biológicos es reciente y no muy exacta. Es por ello que anteriormente, y todavía en el presente, se emplea un método desarrollado por la "National Research Council”, NRC, de USA. El algoritmo fue obtenido de datos coleccionados en instalaciones militares de ese país en la década de 1940, para ARD, con piedra como medio filtrante, y es conocido como la fórmula de la NRC 533 BIOINGENIERÍA DE AGUAS RESIDUALES Para un solo filtro se aplica la siguiente ecuación: E1 100 (8.30) W1 1 0,4432 VF Con, E1: Eficiencia de remoción de DBO con recirculación @ 20ºC W1: carga de DBO en el filtro, kg/d V: Volumen del medio filtrante, m3 F: Factor de recirculación que se calcula como sigue: F 1 R (1 R/10)2 (8.31) con R representando la recirculación, entre 0 y 2. Si hay dos filtros en serie, la ecuación para el segundo filtro será: E2 100 0,4432 W2 1 1 E1 V (8.32) teniendo las mismas convenciones, solo que el subíndice 2 se refiere al segundo filtro. El efecto de la temperatura en la eficiencia se calcula con ET = E20 (1,035)T-20. Vale anotar también que la eficiencia de estas fórmulas incluye el asentamiento final del efluente del filtro, pues los datos empleados para el desarrollo de la fórmula, fueron tomados del influente al filtro, y del efluente del clarificador secundario. Por lo anterior, la Ecuación (8.32) no puede ser empleada en caso de que no haya sedimentador intermedio. En tal situación, se asume que la remoción en el primer filtro es del 50% y se aplica la Ecuación (8.30) para el segundo filtro. Todo lo anterior puede entenderse mejor, desarrollando un ejemplo. 534 DISEÑO DE RACTORES Y DIGESTORES Ejemplo 8.10: diseño de un filtro biológico empleando fórmula de NCR Con las condiciones dadas en el Ejemplo 8.9, dimensione un filtro utilizando la ecuación de la NRC. Solución: Resumamos las condiciones de diseño del siguiente modo: DBO5 influente : 250 mg/L = S0 DBO5 efluente : 40 mg/L = S E Q = 100 L/s = 8640 m3/d Carga Orgánica. W Profundidad: 2 m (ver Tabla 8.9). 250 40 84 250 250 g / m 3 x 8640 m 3 / d 2160kg / d 1000 (1) Si R = 2, de Ecuación (8.31): F 1 2 2,08 (1 2 / 10) 2 (2) De la Ecuación (8.30) se halla el volumen del filtro: 84 100 1 0,4432 2160 V x 2,08 V = 5622 m3 (3) Como hT = 2 m, entonces el As = 5622/2 = 2811 m2. Este tipo de filtro es lento y por tanto tiene mucho más volumen que los filtros de alta tasa. Si fuese uno solo tendría un diámetro de 60 que estaría en el extremo superior para el diámetro. Es preferible diseñar dos filtros, para lo cual se debe emplear la Ecuación (8.32). (4) Carga Volumétrica: L = W/V = 2160/5622 = 0,38 kg/m 3.d, OK con Tabla 8.9 para baja media. 535 BIOINGENIERÍA DE AGUAS RESIDUALES 8.8.7 Operación En términos generales, la operación de filtros biológicos o percoladores es más fácil que la de los lodos activados. El efluente es más estable y responde más eficazmente a variaciones en la carga hidráulica y orgánica. Por otra parte, son menos eficientes, alcanzando raras veces remociones de DBO5 más allá del 80-85%. Es importante recalcar que los filtros percoladores trabajan principalmente con AR solubles, por lo que se debe tener siempre un sedimentador primario, y no se debe aplicar con AR que tengan mucho material particulado, aun con sedimentador primario. Por lo anterior, los filtros biológicos se utilizan principalmente en pequeñas comunidades o pequeñas industrias con AR solubles, en plantas con requerimientos bajos de eficiencia o como un primer paso en el tratamiento de ARI con una importante porción de solubles. Desde el punto de vista del tratamiento, los problemas operacionales son pocos. Si existen cargas orgánicas excesivas, el crecimiento puede taponar los filtros. Por ello, aunque variaciones normales no los afectan, si éstas son prolongadas pueden causar el problema citado. La emisión de olores es un problema más frecuente, y también se asocia con problemas de sobrecarga orgánica, particularmente durante las estaciones frías. Este problema, como el anterior de taponamiento del lecho, se puede controlar con recirculación para rebajar la concentración de DBO inicial, y con el aumento de carga hidráulica, aumentar el poder abrasivo y eliminar el crecimiento biológico excedente. Otro problema molesto en los filtros biológicos lo constituyen las moscas, especialmente durante la estación cálida. El modo de controlarlo es, nuevamente, con reciclaje, o con el uso de insecticidas. Es obvio de lo anterior, que los problemas de operación se presentan fundamentalmente en filtros de baja tasa. Los filtros de alta tasa son pues una alternativa que debe ser considerada en las circunstancias que mencionamos originalmente. 536 DISEÑO DE RACTORES Y DIGESTORES 8.9 DISCOS BIOLÓGICOS ROTATORIOS: DBR 8.9.1 Descripción del Proceso El DBR o biodiscos es otro de los sistemas de tratamiento de agua residuales en medio fijo. Como lo hemos mencionado en otros capítulos, consiste en un proceso donde la biomasa está fija y adherida a unos discos parcialmente inmersos en el agua residual a tratar. Los discos rotan sostenidos por un eje, que puede ser perpendicular o longitudinal a la dirección del flujo. Este último caso se presenta en forma esquemática en la Figura 8.33. Figura 8.33: Corte de DBR con Sistema de Flujo Longitudinal Sin embargo más frecuente es el caso en el cual el flujo es perpendicular al eje de los discos, tal como se aprecia en la Figura 4.38. La dirección del flujo es importante, porque en el primer caso (flujo paralelo), la modelación matemática del proceso se efectuaría, si el tanque es suficientemente largo, como flujo pistón, recibiéndose una fórmula como la siguiente: S = S0 e-Pa td (8.33) Con 537 BIOINGENIERÍA DE AGUAS RESIDUALES P: constante de capacidad de área, m/d a: área de biofilme por unidad de volumen del reactors, m2/m3 En caso de flujo perpendicular al eje, cada compartimiento se considera completamente mezclado, llegándose a las Ecuaciones (4.118) y (4.119) propuestas en el Capítulo 4. Es pues muy importante entender bien la modelación matemática para enfrentarse a un diseño con estos procesos. Los DBR se fabrican de poliestireno moldeado, con el eje pasando por el centro de los discos. La forma de los tanques donde fluye el AR tiene a menudo forma cilíndrica. Al girar los discos, parcialmente sumergidos, dejan cada porción de biomasa expuesta alternativamente al aire, para obtener el oxígeno, y al AR para efectuar la estabilización de la MO. El proceso de absorción y asimilación de los residuos se efectúa de manera muy similar a la de los filtros biológicos y su aplicación es básicamente para sustratos solubles. Las partículas salen como entran prácticamente. El exceso de biomasa producido se erosiona con el movimiento de los discos en el agua residual, quedándose en suspensión, gracias a la mezcla producida por la rotación. De ahí surgió la idea de utilizar biodiscos para optimizar plantas de lodos activados, cuya combinación se llama "Surfact", y ha sido ensayada exitosamente. Después de recorrer el AR varios tanques con biodiscos, pasa a un clarificador secundario que remueve los lodos suspendidos. Las ventajas de los DBR están en su bajo gasto energético, sus bajos requerimientos de mantenimiento en comparación con los lodos activados. El efluente puede estar altamente nitrificado, puesto que diferentes microorganismos pueden crecer a lo largo del flujo. Además el hecho de ser modular da gran flexibilidad para su construcción y adaptación a los más diversos requerimientos. Los diámetros de los discos usualmente varían entre 2,5 y 3.5 m y su velocidad rotacional entre 1 y 2 rpm. Los discos tienen un espesor de 1 538 DISEÑO DE RACTORES Y DIGESTORES a 2 cm y se espacian cada 30 a 40 cm. La inmersión es de alrededor del 40 %. Los costos de capital son un 20% mayor que los de los lodos activados. Cargas hidráulicas entre 0.02 y 0.20 m3/m2/d han sido aplicadas, así como cargas orgánicas entre 5,0 y 20,0 kg DBO5/m3.d para diversos procesos industriales. La eficiencia de remoción puede llegar al 90%, y el tiempo de detención hidráulico varía de 1 hora hasta valores de 4 horas para obtener nitrificación. Se pueden construir sistemas hasta con varios tanques consecutivos, y es más bien lo preferible. A pesar de lo anterior, se considera que en la actualidad no existe suficiente conocimiento sobre la operación de estos sistemas por lo que siempre conviene efectuar ensayos pilotos con el objeto de obtener las cargas y constantes para el diseño. 8.9.2 Método de Diseño Como ya se mencionó siempre es conveniente efectuar ensayos pilotos antes de emprender el diseño de cualquier sistema en gran escala. De este modo el procedimiento de diseño sería como sigue: (1) Decidir qué tipo de cinética se va a emplear: flujo pistón (caso de un tanque con flujo paralelo al eje) o completamente mezclado (flujo perpendicular, generalmente con varios tanques o etapas). (2) Efectuar ensayo piloto con sistema seleccionado, para encontrar las constantes. (3) Aplicar las Ecuaciones (4.118) y (4.119) o la Ecuación (8.33), según sea el caso, para el diseño. Nuevamente un ejemplo es lo más explicativo para aclarar dudas existentes. Ejemplo 8.11: Diseño de un sistema de dbr a partir de un ensayo piloto Se efectuó un ensayo piloto con agua residual doméstica con 539 BIOINGENIERÍA DE AGUAS RESIDUALES sedimentación primaria, para varias unidades de DBR completamente mezcladas, en serie, y se obtuvieron los siguientes resultados (Torpay,W.N.et,al,JWPCF, (1971): Influente 1 2 ETAPA 3 4 124 82 59 44 28 5 6 7 8 9 19 17 14 12 9 En este ensayo se tuvo un a = 407 m2/m3 y un tiempo de detención por tanque, td/n = td/9 = 5 min. Encuentre el área de discos y el tiempo de detención requeridos para obtener un 80% de remoción de DBO5 y para un Q = 20 L/s = 1728 m3/d. Solución: Este sistema puede tratarse con la Ecuación (4.119) o con la Ecuación (8.33) pues al ser n = 9, los reactores completamente mezclados en serie se aproximan al flujo pistón, según se vio en el Capítulo 4. (1) Tomemos primero la Ecuación (4.119): S S0 (1 Pa td n ) n S0 t (1 Pa d ) n S n O sea ln ( S0 t ) n ln (aP d ) n A con S n A = ln((aPtd/n) (a) Entonces podemos graficar ln (S0/S) vs. n y P = Antón (A/a.td/n). (2) Grafiquemos In So/S vs. n como se aprecia en la la Figura 8.33, de datos de la tabla siguiente: 540 DISEÑO DE RACTORES Y DIGESTORES n S0/S Ln (S0/S) 1 1,51 0,41 2 2,10 0,74 3 2,81 1,04 4 4,43 1,45 5 6,53 1,88 6 7,29 1,99 7 8,86 2,18 8 10,33 2,34 9 13,78 2,62 De la Figura 8.34 tenemos por mínimos cuadrados, que A = 0,274 (la recta no pasa por el centro, pero corta el eje cerca, en y = 0,256, por lo que conservamos esta pendiente como de la curva In S0/S = A.n), Luego, de la Ecuación (a) se recibe: P antiln A antilog0,274 0,93m/d t 407 x 5 x (1/1440) a d n (3) Ahora, sabiendo que la remoción debe ser el 80%, es decir (S0S)/S0 = 0.8 y que S/S0 = 0,2 es evidente que de Ecuación (4.119), 0,2 1 t 1 0,407 x 0,93 x d n n Si n = 4 etapas, entonces, td = 0,0052 d = 7,53 min 541 BIOINGENIERÍA DE AGUAS RESIDUALES V = td x Q = 7,53 min x 20 L/s x 60 s/min x m3/1000L cada tanque Area de discos = 407 m2/m3 x 9 m3/tanque x 4 tanques = 14652 m2 (4) Tomemos la Ecuación (8.33), S = S0 e-Pa td de donde se recibe que: ln(S0/S) = P’a td De modo que podemos graficar ln (S0/S) vs (a td) para hallar P'. de los datos de la siguiente tabla: n td atd Ln(S0/S) 1 5 2035 0,41 2 10 4070 0,74 3 15 6150 1,04 4 20 8140 1,45 5 25 10175 1,85 6 30 12210 1,99 7 35 14245 2,18 8 40 16280 2,34 9 45 18315 2,62 El tratamiento como flujo pistón nos define una constante P' = 0,194 m/d, del ajuste a mínimos cuadrados (Figura 8.35). Para las condiciones dadas, tenemos entonces: 542 DISEÑO DE RACTORES Y DIGESTORES 0,194 x 407 x S e S0 7,53 x 4 1440 0,19 lo que es bastante aproximado con el tratamiento propuesto para S/S0 = 0,20. En otras palabras, cuando el número de reactores en serie con que se hace el ensayo piloto es grande, puede utilizarse la aproximación completamente mezclado o el flujo pistón según plazca. Sin embargo, debe tenerse en cuenta que las constantes halladas por cada método serán distintas. Por otra parte, siempre conviene utilizar la aproximación real (en el caso del ejemplo, la completamente mezclada con reactores en serie). Figura 8.34: Gráfica de ln S0/S vs. n Figura 8.34: Gráfica de ln S0/S vs. td 543 BIOINGENIERÍA DE AGUAS RESIDUALES DIGESTORES 8.10 INTRODUCCIÓN Como se explica en el Capítulo 4, numeral 7.5, una vez efectuada la biotransformación, es necesaria realizar la estabilización de la biomasa para reducir los microorganismos patógenos, los olores ofensivos y evitar una descomposición posterior. Esto puede hacerse químicamente mediante la llamada Estabilización Alcalina, o biológicamente mediante la Digestión Aerobia o Anaerobia. La estabilización química es a menudo inconveniente según se vio en el dicho capítulo. En el presente capítulo nos referiremos exclusivamente a la digestión biológica de la biomasa (lodos secundarios), a menos que se exprese explícitamente otra opción (lodos primarios). Se ha visto en los numerales anteriores las diferentes formas de 544 DISEÑO DE RACTORES Y DIGESTORES aplicar los fundamentos teóricos y la modelación matemática al diseño de reactores biológicos. Como se ha explicado en diversas secciones, la biotransformación del sustrato a biomasa puede ser definida por la Ecuación (2.48): dX dS Y ke X dt dt Sin embargo, es necesario enfatizar que la ecuación anterior tiene dos componentes, el primero que aplica a la biotransformación propiamente dicha del sustrato a biomasa, y el segundo, -keX, que define la descomposición de biomasa para el mantenimiento de las actividades metabólicas. Es claro que cuando el sustrato se acaba, solo queda el segundo término de la biotransformación, el del consumo de la propia biomasa para el sostenimiento metabólico, a saber: dX ke X dt (8.34) La digestión es por definición el autoconsumo de la biomasa, la cuál se usa a sí misma como alimento, por el expedito medio de nutrir el sustrato con el propio citoplasma, provisto por la lisis de las bacterias más débiles y viejas, frente a la ausencia de alimento. Este citoplasma liberado, sirve de alimento a las bacterias restantes, de modo que se consumen así mismas hasta la estabilización final, esto es cuando no hay una posible degradación adicional. Esta degradación puede ocurrir en forma aerobia y anaerobia, siguiendo los principios generales de la descomposición de la materia orgánica explicados en los primeros cuatro capítulos del presente libro. Si la digestión se hace por lotes, aplica la fórmula del flujo pistón: k t X e e d (8.35) Si por el contrario, la digestión se efectúa en un digestor 545 BIOINGENIERÍA DE AGUAS RESIDUALES completamente mezclado, la Ecuación (8.34) integra como sigue: X X0 1 k e t d (8.36) con X0 : concentración inicial de biomasa, mg/L SSV. Todas las otras variables están convenientemente definidas. En otras ecuaciones, que veremos más adelante, se utiliza la DQO de los SSV de la biomasa, la cual está entre el 90 y el 100% de los volátiles. 8.10.1 Digestión Anaerobia La forma más común de efectuar la estabilización biológica de la biomasa es la Digestión Anaerobia, cuyos principios básicos se discutieron en otros capítulos, principalmente el Capítulo 3. Para la digestión de la biomasa aplica la Ecuación (8.36). La Tabla 8.17 da valores típicos de operación de la Digestión Anaerobia en sistemas completamente mezclados, a diferentes temperaturas. Tabla 8.17 Temperatura, ºC 18 25 30 35 40 TDH mínimo 11 8 6 4 4 TDH diseño 28 20 14 10 10 La constante ke tiene valores entre 0,02 y 0,04 d-1 y el coeficiente de producción Y entre 0,05 y 0,10 para este proceso. Para el diseño de un Digestor Anaerobio para remoción de SSV son importantes además de la remoción de sustrato, la producción de biogas y la cantidad de sólidos volatilizados, que normalmente son del 60 al 70%. El cálculo del biogas producido se hace con la Ecuaciones (7.21) y (7.22) convertidas a destrucción de biomasa: 546 DISEÑO DE RACTORES Y DIGESTORES Con 273 VCH4 = 0,35 (1-1,22Y) (dS/dt) V 273 T º C (8.37) Vgas = VCH4/ (8.38) : concentración de CH4 en el biogas, normalmente 0,65. S: es la DQO de la biomasa, X, normalmente entre 0,9 y 1,0 de los SSV. La biomasa sintetizada se calculará entonces con la ecuación: Px Y Q (S0 S) (8.39) 1 k e t d La operación de un digestor puede hacerse a diferentes temperaturas, pero a menudo se utilizan valores entre 30 y 35 ºC, para lo cual se requiere calentamiento con caldera. Esta caldera puede ser alimentada en gran medida con el biogas producido, pero también debe hacerse un refuerzo con gas propano o gas natural. El biogas se utiliza también para efectuar la mezcla de la biomasa en digestión, que debe ser muy buena y para hacerlo debe tenerse un gran cuidado. Con objeto de minimizar problemas de limpieza y mejorar la mezcal se han producido diseño como el digestor en forma de huevo de la Figura 8.36. Otro diseño más convencional, se presenta en la Figura 8.37, con calentamiento y mezcla mecánica en el fondo. El manejo del gas, su utilización en el calentamiento y la mezcla son factores determinantes en la ingeniería de detalle de los Digestores Anaerobios. Para una presentación en detalle de los diferentes tipos de Digestores Anaerobios, veáse Metcalf & Eddy, 2003. El diseño de un Digestor Anaerobio se presenta en el Ejemplo 8.12. Para el diseño de la mezcla se emplean los parámetros de la Tabla 8.18. 547 BIOINGENIERÍA DE AGUAS RESIDUALES Figura 8.36: Digestores en Forma de Huevo Fuente: http://www.igb.fhg.de/WWW/presse/Jahr/2002/download.bilder/IGB_Hochlastfaulung.jpg Tabla 8.18: Parámetros de diseño de la mezcla en Digestores Anaerobios Parámetros 3 Potencia Unitaria, kW/m Flujo Unitario de Gas 3 3 m /m .min Tipo de Mezcla Sistema Mecánico Valor Típico 0,005 – 0,008 Mezcla con gas Confinado Sin confinar 0.0045 – 0,005 0,005 – 0,007 Gradiente -1 s 50 - 80 Figura 8.37: Corte de un Digestor Anaerobio con mezclador mecánico y calentamiento con caldera. 548 DISEÑO DE RACTORES Y DIGESTORES Existen numerosos diseños diferentes, para la mezcla de la biomasa, el calentamiento, la evacuación de los gases, los requerimientos de alcalinidad, el control de olores (ver Capítulo 7, numeral 7.5) etc. Pero los procesos unitarios para el diseño son los mismos. Ejemplo 8.12: Diseño de un Digestor Anaerobio Se desea diseñar un Digestor Anaerobio completamente mezclado, para 140 m3/d de lodos al 5%, con una Temperatura de 25ºC, una densidad relativa de 1,06, y una concentración de volátiles del 70%. Asuma una reducción de volátiles del 60% durante la digestión anaerobia y que el DQO es el 95% de los SSV. El Metano es el 65 % del biogas. Emplee mezcla mecánica y temperatura ambiente. Solución: 1. Parámetros de Diseño 549 BIOINGENIERÍA DE AGUAS RESIDUALES Flujo de lodos: Qx = 140 m3/d Peso de lodos: Px = 140 x 1,06 x 0,05 = 7420 kg/d Peso de Volátiles Inicial: PSSV0 = 7420 x 0,7 = 5194 kg/d Concentración de DQO Inicial: S0 = 0,95 x (5194000/140) = 35245 g/m3 Peso de Volátiles Final: PSSV1 = 5194 x 0,4 = 2077,6 kg/d Concentración de DQO Final: S = 0,95 x (2077600/140) = 14840 g/m3 2. Dimensiones y especificaciones De Tabla 8.17 el td = 20 d @ 25 ºC: Luego el volumen del digestor será: V = 140 x 20 = 2800 m3 Producción de gas. De Ecuación (8.37) 273 35245 14840 VCH4 = 0,35 (1-1,22 x 0,10) [ ] 2800 273 25 20 VCH4 = 804218 L/d = 804,22 m3/d de CH4 Vgas = 804,22/0,65 = 1237 m3/d. Se debe hacer manejo de unos 1500 m3/d. Mezcla : de la Tabla 8.18 se requiere una mezcla de 0,008 kW/m3, es decir: HP = 0,75 x 0,008 x 2800 = 16,8. Se selecciona dos agitadores de 10 HP cada uno (ver Figura 8.36). Reacuérdese que 750 W (0,75kW) 1 HP 8.10.2 Digestión Aerobia La Digestión aerobia se diseña como lodos activados completamente mezclados con la Ecuación (8.36). El cálculo de la DQO se hace a partir de los SSV en los lodos, empleando la ke para la temperatura más fría del año (en la Digestión Aerobia no hay calentamiento). Los parámetros de diseño comúnmente usados se presentan en la Tabla 8.19. 550 DISEÑO DE RACTORES Y DIGESTORES Debido al costo de la energía no es normal la utilización de Digestión Aerobia como un proceso aislado. Sin embargo, ésta se puede hacer conjuntamente con el Tratamiento de las AR, utilizando las Aireación Extendida o las condiciones ELEA, en cuyo caso siempre los lodos quedan completamente digeridos y no necesitan digestión ulterior. El proceso de Estabilización por Contacto (ver Figura 8.6) hace la Digestión Aerobia de los lodos primarios y la biomasa (lodos secundarios) en el Tanque de Estabilización. Como los proceso aerobios fueron extensamente tratados en otros apartes del libro no efectuaremos ningún ejemplo adicional, refiriendo al lector a la Tabla 8.19 en caso de que el evento muy particular, no recomendado, de hacer una Digestión Aerobia separada del tratamiento de las AR se presente. Tabla 8.19: Parámetros para la Digestión Aerobia Parámetro Unidad TDH 20 ºC 15ºC Valor d 40 60 3 Carga de SV kg/m .d 1,6 – 4,8 Requerimientos de O2 Biomasa Lodo primario kgO2/kgSSVdestruido 2,5 1,6 – 1,9 Mezcla Aireador Mecánico Difusores kW/1000 m 3 3 3 20 – 40 m /m .min 0,02 – 0,04 Oxígeno Disuelto mg/L 1–2 Reducción de SSV % 40 - 50 551 BIOINGENIERÍA DE AGUAS RESIDUALES REFERENCIAS [1] CLARK, J.M., E.M. MOSENG, T. ASANO, "Performance of a Rotating Biological Contactor under Varying Wastewater Flow",JWPCF, Vol. 50, No. 5 (1978). [2] CLARK, J.M., WARREN VIESSMAN JR. AND MARK J. HAMMER, "Water Supply and Pollution Control", International Textbook Company, Seranton, Penn, (1971). [3] ECKENFELDER, W.W., JR., "Industrial Water Poilution Control", McGraw Hill Book Co., New York (1966). [4] ENVIRONMENTAL PROTECTION AGENCY, "Process Design Manual for Nitrogen Control", Technology Trantfer, Washington, D.C. (1975), [5] JENKINS, D.M., G. 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[23] Zonglian She, Xilai Zheng, Bairen Yang, Chunji Jin, Mengchun Gao, “Granule development and performance in sucrose fed anaerobic baffled reactors” Journal of Biotechnology 122, 198–208, 2006. [24] KM Foxon, S Pillay, T Lalbahadur, N Rodda, F Holder and CA Buckley (2003), “The anaerobic baffled reactor (ABR): An appropriate technology for on-site sanitation” Available on website http://www.wrc.org.za. [25] Medina Hoyos, Ivan Richard (1993), “Planta piloto de procesos anaerobios depurativos de aguas residuales”, Fondo Nacional Para el Medio Ambiente, Bolivia. 554 ÍNDICE ANALÍTICO A Acidificación, 298, 380 Acido Pirúvico, 77, 79, 80, 165 Acido Propiónico, 92, 160, 164, 165, 166 Acidogénesis o fermentación, 92, 159, 160, 163, 164, 173 Actividad y viabilidad, 140, 141, 146 Acetogénesis, 92, 93, 160, 163, 165, 166, 173 Acidoclástica, 92, 160 Hidrogenoclástica, 93, 160, 163 Adición de nutrientes, 292, 198, 377, 382, 518 ADN bacterial, 52, 144 Agua de dilución, 17, 18 Aguas residuales domésticas, 16, 24, 34, 288, 289, 294 Aguas residuales industriales, 291, 297, 298 Aireación, 221, 445, 448, 449, 468, 470 Con difusores, 353, 468, 469, 470, 551 De alta tasa, 449 De baja tasa, 448 Decreciente, 445 Escalonada, 445 Extendida, 448 Aireador mecánico, 551 Aireador superficial, 472 Alcalinidad, 432 Algas, 53, 61, 63, 68, 497 555 BIOINGENIERÍA DE AGUAS RESIDUALES Alícuota, 17 Alostérico, 72, 74 Anabolismo, 85, 87 Aproximación Cinética, 456 Aproximación Ingenieril, 463 Área neta, 327 Autopurificación, 2, 3, 32 Azufre, 31 B Bacterias, 53, 56, 58 Aerobias, 130 Anaerobias, 60, 130, 272 Arqueobacterias, 52, 54 Eubacterias, 52, 53 Facultativas, 60 Bioconversión, 331 Biodiscos, 268, 348 Biofiltro, 430 Bioenergética, 73 Biosíntesis, 85 C Calidad, parámetros, 12 Canaleta Parshall, 289, 368, 369, 370 Cápside, 52 Carbohidratos, 13, 35 Carga contaminante, 3 Carga Hidráulica, 262, 328, 332 Carga Orgánica, 314 Superficial, 320 Volumétrica, 328 Carga superficial de sólidos, 329 Carga transiente, 145 Carga volumétrica, 320 556 ÍNDICE ANALÍTICO Catabolismo, 85, 87 Caudal de diseño, 357 Centrífuga, 423, 425 Ciclos Amfibólidos, 87 Ciclo de Krebs, 80, 82 Ciclo Embden-Meyerhof, 75 Cinética, 93, 98, 172, 456, 527 Cinética con crecimiento limitante de sustrato, 119 Cinética de crecimiento exponencial, 64, 96 Cinética de Michaelis-Menten, 100, 101 Cinética de la Remoción de sustrato, 186, 335 Cloración, 290, 440 Coeficientes cinéticos y estequiométricos, 191 Coeficiente de producción, 125, 132 Coeficiente de producción observado, 132 Coeficiente de retorno, 358 Coeficiente KLa, 225 Cálculo para ensayo no estable, 225 Cálculo para ensayo en condiciones estables, 227 Coenzimas, 71, 73, 77 Completamente mezclado, 230, 249, 339, 343, 444 Composición de las aguas residuales domésticas, 34 Condiciones de abundancia, 97, 98 Condiciones de inanición, 97, 98 Condiciones ELEA, 350 Condiciones estables de tratamiento, 120, 127 Constante de equilibrio, 162 Consumo de oxígeno, 93, 96, 130, 189 Costo – Efectividad, 355, 357 Cribado, 289, 291, 295, 297 Crecimiento Bacterial, 51, 96 D Demanda Bioquímica de Oxígeno (DBO), 16, 19, 23, 24 DBO Carbonácea, 19 557 BIOINGENIERÍA DE AGUAS RESIDUALES DBO Nitrogenada, 18, 20, 23 Demanda Química de Oxígeno (DQO), 24, 26 DQO teórica, 48 Desarenador, 289, 291, 295, 298, 366 Desbaste, 362 Deshidratación, 422 Deshidratador mecánico, 425 Deshidrogenación, 59 Desinfección, 290, 292, 296, 299 Desnitrificación, 256, 474 Digestión, 91, 157 Digestión Aerobia, 550 Digestión Anaerobia, 91, 257, 546 Digestor, 435, 544 Dilución, 17, 18 Disco biológico rotatorio, 268 Dotación, 358 Drenaje inferior, 523 E Ecuación de la Bioconversión, 49, 331 Ecuación de Contois, 107 Ecuación de Eckenfelder, 107, 109, 111, 112, 114, 119, 121, 122, 123, 130, 248, 336 Ecuación de Lawrence & McCarty, 110, 112, 114, 119, 121, 122, 123, 186, 335 Ecuación de McKinney, 112, 113, 119, 121, 123, 187, 238 Ecuación de Monod, 106 Ecuación de Orozco, 113, 114, 115, 119, 121, 122, 123, 174, 201, 216, 234, 235, 236, 238, 245, 247 Ecuaciones de diseño, 338 Edad de Lodos, 128, 133, 188, 192, 200, 310, 311 Extremadamente alta, 239, 242, 310, 350 Efector Alostérico, 72, 74 Enzimas, 70 558 ÍNDICE ANALÍTICO Apoenzima, 71 Endoenzimas, 70 Exoenzimas, 70 Grupo prostético, 71 Energía, 55, 73 Equivalentes de DQO, 168 Especificidad, 70 Espesamiento, 328, 420 Estabilización por contacto, 446 Estequiometría, 93, 124 Eucariotas, 52, 53 Eutroficación, 30, 379, 475 F Fermentación, 75 Filtro, 260, 346, 430, 521 Biológico o percolador, 346 de alta carga, 524, 525, 526 de baja carga, 524 de banda, 301, 425 prensa, 301, 425 Flotación, 386 Flujo Disperso, 253 Flujo Pistón, 159, 243, 344 Fosforilación Oxidativa, 77, 79 Fósforo, 30 Fracción viable, 139, 141 G Gases metanogénicos, 303 Gases superficiales, 303 Gasómetro, 303 Glucólisis, 59, 75, 78 Gradiente de concentración, 177, 229 Granulación, 176 559 BIOINGENIERÍA DE AGUAS RESIDUALES Grasas, 16, 407 H Hidrólisis, 31, 89, 91, 159 Homogenización, 370 Hongos, 61 I Igualación, 370 Índice volumétrico de lodos, 315 Inhibición, 34, 75 Intermediarios claves, 85, 87, 90 L Laguna aireada, 487, 499 Lagunas de estabilización, 497, 504 Aerobia, 497, 499, 500, 503, 505 Anaerobia, 498 Facultativa, 498 Maduración, 499 Lechos de secado, 302, 419, 422, 423 Ley de Fick, 177, 263, 271 Licor Mixto, 28, 46, 229 Linealización de Lineweaver-Burk, 195, 196 Lisis, 316 Lodos activados, 439 Lodos primarios, 300 Lodos secundarios, 301 Parcialmente digeridos, 302 M Manejo de gases, 302 Manejo de lodos, 299 Materia orgánica, 12 Medidor de flujo, 289, 367 560 ÍNDICE ANALÍTICO Medio de contacto, 520 Metano, 189, 303 Metanogénesis, 93, 160, 163, 167, 173 Acetoclástica, 93 Hidrogenoclástica, 93 Métodos de diseño, 492 Método convencional, 446 Método de Lineweaver-Burk, 195 Microbiología, 51 Modelos, 99 Fenomenológicos, 100 Mecanísticos, 100 N Neutralización, 376 Nitrificación, 256, 474 Nitrógeno, 30 Total Kjeldhal (NTK), 18 Nutrientes, 377 O Objetivos de una PTAR, 356 Organismos, Anaerobios, 49 Autótrofos, 35 Descomponedores, 7 Filamentosos, 316, 405 Heterótrofos, 35 Oxidación Asimilativa, 446 Oxígeno disuelto, 14 Oxígeno puro, 450 P Parámetros de diseño, 308 Parámetros empíricos, 331 561 BIOINGENIERÍA DE AGUAS RESIDUALES pH, 28 Piruvato, 77, 90, 92 Planta Piloto, 192 De Flujo continuo, 192, 193, 194 Por lotes, 208 Pulimento, 294 Pretratamiento, 355 Procariotes, 51, 53, 54 Producción de Biomasa, 96, 188, 333 En condiciones ELEA, 350 Producción de gases, 428 Producción de lodos, 321, 324, 419, 426, 457 Producción de Metano, 129, 189 Propionato, 162 Proteínas, 13, 30, 70 Protozoos, 63 R Reacciones, 47, 55, 56 Endergónicas, 69 Exergónicas, 69 Reacciones con inhibición, 72, 74, 75 Reactor, 435 Anaerobio a pistón (RAP), 515 Biológico, 49, 50 Completamente mezclado, 249 En serie, 249 Con flujo disperso, 253 UASB, 508 Reino, Animal, 52, 54 Hongos, 61 Monera, 52, 53, 54 Protista, 51, 53, 54 Vegetal, 51, 53, 54 562 ÍNDICE ANALÍTICO Relación Area/Volumen, 53 Relación de Bauchop, 170 Remoción de sustrato, 186, 335 Requerimientos ambientales, 454 Requerimientos de aire, 530 Respiración, Aerobia, 78 Anaerobia, 83 Endógena, 83, 125, 126 S Sedimentación, 355, 386, 387, 389 De comprensión, 386 Discreta, 386 Floculenta, 386 Perturbada, 386 Primaria, 387 Secundaria, 389 Sedimentador, 290, 291, 292, 295, 328, 330, 386 Primario, 290, 292, 297, 298 Secundario, 290, 292, 297, 298 Selector, 450 Separación de grasas y aceites, 407 Separador gas – sólido – líquido (SGSL), 158, 295, 508, 510, 515 Separador API, 407 Separador DAF, 411 Sistema completamente mezclado, 230 Sin Recirculación, 237 Sitio Alostérico, 72, 74 Sólidos, Biológicos floculentos, 439 Suspendidos, 27 Sedimentables, 28 Disueltos, 27 Sumergencia, 346 563 BIOINGENIERÍA DE AGUAS RESIDUALES Suministro de oxígeno, 221, 351 Surfactantes, 14 Sustrato efluente en condiciones ELEA, 240 Sustrato soluble, 96, 109, 112, 119, 186, 189 T Tamizado, 364 Tanque de contacto, 440, 447 Tanque Imhoff, 8, 9 Tasa neta de remoción de sustrato, 110, 112, 113, 115 Tasa de desbordamiento superficial, 329 Temperatura, 217 Teoría de las dos capas, 221 Tiempo de duplicación de bacterias, 116 Tiempo de detención hidráulico, 309 Tiempo de detención neto, 247 Tiempo de retención celular, 310 Tipos de procesos, 443 Transferencia de masa, 221 Tratamiento aerobio, 268 anaerobio, 270 en medio fijo, 327 en medio suspendido, 309 fino, 12, 283, 285 grueso, 12, 283, 285 secundario, 440 U Urea, 13, 379, 385 V Ventilación, 523 Vertedero de excesos, 288, 291, 295, 297 564 ÍNDICE ANALÍTICO Virus, 52 W Winkler, 16 Z Zanjas de Oxidación, 449 565 566
