1. Orozco-bioingeniería de Aguas Residuales

&w

INDICE PARTE 1: TEORÍA CAPÍTULO 1: INTRODUCCIÓN

1

1.1 Antecedentes ...............................................................1 1.2 Historia del tratamiento de las aguas residuales ...........6 1.3 Parámetros de calidad de las aguas .............................12 1.3.1 Materia Orgánica................................................13 1.3.2 Oxígeno Disuelto................................................14 1.3.3 Demanda Bioquímica de Oxígeno......................17 DBOC..............................................................20 DBON..............................................................24 1.3.4 Demanda Química de Oxígeno ..........................25 1.3.5 Sólidos ...............................................................26 1.3.6 pH.......................................................................27 1.3.7 Nitrógeno............................................................29 1.3.8 Fósforo ...............................................................30 1.3.9 Azufre.................................................................31 1.3.10 Composición típica de las aguas residuales.......31 1.4 Contaminación de las aguas .........................................32 1.5 ¿Qué es el diseño? .......................................................39 CAPÍTULO 2: TEORÍA DEL TRATAMIENTO BIOLÓGICO

44

2.1 Generalidades ...............................................................44 2.2 Microbiología .................................................................51 2.2.1 Virus ...................................................................52 2.2.2 Relación Área/Volumen......................................55 2.2.3 Energía ..............................................................56 2.2.4 Bacterias ............................................................57 2.2.5 Otros tipos de microorganismos.........................62 Hongos...............................................................62 Algas ..................................................................63 Protozoos ...........................................................65

2.2.6 Crecimiento relativo de microorganismos .......... 66 2.3 Bioquímica del tratamiento biológico de las aguas Residuales .................................................................... 70 2.3.1 Enzimas ............................................................. 73 2.3.2 Bioenergética ..................................................... 78 2.3.3 Fermentación ..................................................... 79 2.3.4 Respiración aerobia ........................................... 82 2.3.5 Respiración anaerobia ....................................... 89 2.3.6 Biosíntesis.......................................................... 91 2.3.7 Digestión anaerobia ........................................... 97 2.4 Cinética y estequiometría ............................................. 101 2.4.1 Crecimiento bacterial y oxidación biológica ....... 103 2.4.2 Cinética .............................................................. 107 2.4.3 Estequiometría................................................... 135 2.5 Discusión de la teoría del TAR ..................................... 146 2.5.1 Actividad y Viabilidad ......................................... 153 2.5.2 Cargas transientes............................................. 159 CAPÍTULO 3: TEORÍA DE LA DIGESTIÓN ANAEROBIA

170

3.1 Antecedentes................................................................ 170 3.2 Marco Teórico............................................................... 171 3.2.1 Bioquímica ......................................................... 172 3.2.2 Termodinámica .................................................. 174 3.2.3 Microbiología ..................................................... 179 3.2.4 Estequiometría................................................... 182 3.2.5 Cinética.............................................................. 187 3.2.6 Algunos aspectos cinéticos................................ 189 3.2.7 Granulación ....................................................... 190 CAPÍTULO 4: MODELACIÓN MATEMÁTICA

199

4.1 Introducción .................................................................. 199 4.1.1 Remoción de Sustrato ....................................... 199 4.1.2 Producción de biomasa ..................................... 202 4.1.3 Consumo de oxígeno y producción de metano.. 204 4.2 Coeficientes cinéticos y estequiométricos .................... 205 4.2.1 Constantes de reactores de flujo continuo......... 208

4.3 4.4

4.5 4.6 4.7

4.2.2 Constantes de reactores por lotes......................221 4.2.3 Efectos de la temperatura ..................................231 Aireación y transferencia de masa ................................234 4.3.1 Teoría de las dos capas .....................................235 4.3.2 Obtención del coeficiente KLa ............................239 Tratamiento en medio suspendido ................................243 4.4.1 Sistema completamente mezclado.....................245 4.4.2 Edades de lodos extremadamente altas ............256 4.4.3 Flujo pistón .........................................................259 4.4.4 Reactores completamente mezclados en serie..266 4.4.5 Reactores con flujo disperso ..............................271 4.4.6 Lagunas de estabilización .................................273 Nitrificación....................................................................275 Tratamiento con lecho fijo .............................................278 4.6.1 Filtros percoladores............................................279 4.6.2 Biodiscos o contactores biológicos rotatorios.....288 Tratamiento Anaerobio ..................................................291

PARTE 2: DISEÑO Capítulo 5: Descripción General Del Tratamiento De Las Aguas Residuales 299 5.1 Esquema general del tratamiento..................................299 5.2 Tratamiento Aerobio ......................................................302 5.2.1 Aguas residuales domésticas .............................304 5.2.2 Aguas residuales industriales .............................307 5.3 Tratamiento anaerobio ..................................................310 5.3.1 Aguas residuales domésticas .............................311 5.3.2 Aguas residuales industriales .............................314 5.4 Manejo de lodos ............................................................316 5.4.1 Lodos primarios ..................................................318 5.4.2 Lodos secundarios parcialmente digeridos ........319 5.4.3 Lodos digeridos ..................................................320 5.5 Manejo de gases ...........................................................320 5.5.1 Gases superficiales ............................................321 5.5.2 Gases metanogénicos........................................321

CAPÍTULO 6: ECUACIONES FUNDAMENTALES DE DISEÑO

324

6.1 Esquema básico del tratamiento biológico .................. 324 Parámetros de diseño........................................................... 325 6.2 Definición de parámetros de diseño ............................ 325 6.2.1 Tratamiento en medio suspendido..................... 326 Tiempo de detención hidráulico ......................... 326 Tiempo de retención celular............................... 327 Carga orgánica .................................................. 331 Índice volumétrico de lodos................................ 332 Carga volumétrica.............................................. 337 Carga orgánica superficial ................................. 338 Producción de lodos .......................................... 338 6.2.2 Tratamiento en medio fijo................................... 346 Área neta......................................................... 346 Carga hidráulica .............................................. 346 Carga orgánica volumétrica ............................ 347 6.2.3 Sedimentadores y espesamiento....................... 347 Tasa de desbordamiento superficial .................. 347 Carga superficial de sólidos ............................... 348 6.3 Parámetros empíricos de diseño .................................. 349 6.4 Ecuación básica de la bioconversión............................ 350 6.5 Producción de Biomasa................................................ 352 6.5.1 Aerobia............................................................... 352 6.5.2 Anaerobia........................................................... 353 6.6 Remoción de sustrato................................................... 354 6.6.1 Lawrence & McCarty.......................................... 354 6.6.2 Orozco ............................................................... 356 6.7 Ecuaciones de diseño................................................... 358 6.7.1 Tratamiento en medio suspendido..................... 358 Completamente mezclado ................................. 359 Completamente mezclado en serie.................... 362 Flujo pistón......................................................... 363 Lagunas de estabilización.................................. 365 6.7.2 Tratamiento en medio fijo................................... 365 Filtros biológicos ................................................ 366 Biodiscos............................................................ 368

6.8 Condiciones ELEA ........................................................370 6.9 Ecuaciones para el suministro de oxígeno....................371 CAPÍTULO 7: PRETRATAMIENTO, SEDIMENTACIÓN Y MANEJO DE LODOS

375

7.1 Flujograma ....................................................................375 7.2 Caudales de diseño.......................................................377 7.3 Descripción de unidades de Pretratamiento..................380 7.3.1 Desbaste ............................................................380 7.3.2 Tamizado............................................................383 7.3.3 Desarenador.......................................................385 7.3.4 Medición de flujo ................................................386 7.3.5 Igualación y homogeneización ..........................389 7.3.6 Neutralización.....................................................394 7.3.7 Adición de nutrientes..........................................395 7.3.8 Acidificación ......................................................398 7.4 Sedimentación y flotación .............................................404 7.4.1 Sedimentación primaria......................................406 7.4.2 Sedimentación secundaria .................................408 7.4.3 Separación de grasas y aceites .........................428 API......................................................................428 DAF ....................................................................430 7.5 Diseño de manejo de lodos ...........................................436 7.5.1 Espesamiento.....................................................440 7.5.2 Deshidratación ...................................................441 7.6 Variables de diseño para manejo de gases ..................447 7.6.1 Producción de gases..........................................448 7.6.2 Biofiltros .............................................................449 7.6.3 Requerimientos de alcalinidad ............................451 CAPÍTULO 8: DISEÑO DE REACTORES Y DIGESTORES

455

Reactores en medio suspendido ...........................................455 8.1 Introducción...................................................................455 8.2 Lodos Activados ............................................................457 8.2.1 Descripción del proceso .....................................457 8.2.2 Tipos de procesos ..............................................461

Método convencional ......................................... 461 Completamente mezclado ................................. 462 Aireación decreciente ........................................ 463 Aireación escalonada......................................... 464 Estabilización por contacto ................................ 464 Alta tasa ............................................................. 466 Aireación extendida ........................................... 467 Zanjas de oxidación ........................................... 467 Aireación de alta tasa ........................................ 468 Oxígeno puro ..................................................... 468 Selectores .......................................................... 468 8.2.3 Parámetros empíricos........................................ 470 8.2.4 Requerimientos Ambientales ............................. 472 8.2.5 Métodos de diseño ............................................ 473 Aproximación cinética........................................ 474 Aproximación ingenieril...................................... 483 Aireación............................................................ 487 8.3 Nitrificación-Desnitrificación.......................................... 493 8.3.1 Generalidades ................................................... 493 8.3.2 Descripción del proceso..................................... 495 8.3.3 Métodos de diseño ............................................ 498 8.4 Lagunas aireadas ......................................................... 504 8.4.1 Generalidades ................................................... 504 8.4.2 Consideraciones de diseño................................ 505 8.4.3 Método de diseño .............................................. 508 8.5 Lagunas de estabilización............................................. 512 8.5.1 Generalidades ................................................... 512 8.5.2 Consideraciones de diseño................................ 514 8.5.3 Método de diseño .............................................. 517 8.6 Tratamiento anaerobio.................................................. 521 8.6.1 Reactores UASB................................................ 522 8.6.2 Reactor anaerobio a pistón, RAP ...................... 527 Tratamiento biológico en lecho fijo ....................................... 531 8.7 Introducción .................................................................. 531 8.8 Filtros biológicos ........................................................... 533 8.8.1 Descripción del proceso..................................... 533 8.8.2 Tipos de proceso ............................................... 537 8.8.3 Método de diseño .............................................. 538

8.8.4 Aproximación cinética ........................................539 8.8.5 Requerimientos de aire ......................................541 8.8.6 Aproximación empírica (parámetros) .................544 8.8.7 Operación...........................................................547 8.9 Discos biológicos rotatorios...........................................548 8.9.1 Descripción del proceso .....................................548 8.9.2 Método de diseño...............................................550 Digestores ...........................................................................555 8.10 Introducción.................................................................555 8.10.1 Digestión anaerobia .........................................556 8.10.2 Digestión aerobia .............................................561 Índices Índice Analítico ......................................................................565 Índice de Figuras...................................................................570 Índice de Tablas ....................................................................576 Índice Onomástico.................................................................578

570

INDICE DE FIGURAS

Capítulo 1: Introducción Figura 1.1 Figura 1.2 Figura 1.3 Figura 1.4 Figura 1.5 Figura 1.6

Tratamiento primario con tanque de Imhoff................................9 Comportamiento de la DBOC y DBON en el tiempo ....................21 Relación entre la DBO consumida y la DBO remanente............22 Método gráfico de Thomas para el cálculo de K y Lo .................24 Clasificación de los sólidos en las aguas residuales..................27 Variación del Nitrógeno Orgánico en condiciones aerobias.......30

Capítulo 2: Teoría del Tratamiento Biológico Figura 2.1 Figura 2.2 Figura 2.3 Figura 2.4 Figura 2.5 Figura 2.6 Figura 2.7 Figura 2.8 Figura 2.9 Figura 2.10 Figura 2.11 Figura 2.12 Figura 2.13 Figura 2.14 Figura 2.15 Figura 2.16 Figura 2.17 Figura 2.18 Figura 2.19 Figura 2.20 Figura 2.21 Figura 2.22 Figura 2.23 Figura 2.24 Figura 2.25

Esquema de un tratamiento biológico de aguas residuales ......45 Esquema de la remoción de sustrato y su conversión a la biomasa en un reactor biológico (En unidades de O2 ...............49 Esquema de los reinos de la naturaleza....................................54 División de la naturaleza desde el punto de vista de los dominios y el árbol filogenético..................................................54 Esquema de una célula bacterial...............................................58 Foto de una Cianobacteria.........................................................61 Foto de la Rhyzopus Arrhizus....................................................63 Alga microscópica......................................................................64 Paramecium sp. .........................................................................66 Crecimiento relativo de microorganismos en la estabilización de un residuo líquido...........................................67 Floc de lodos activados .............................................................68 Corte esquemático de medio fijo para TBAR ............................69 Representación de la unión simbiótica entre Algas y Bacterias en lagunas de estabilización......................................69 Estructuras de una proteína.......................................................75 Diagrama simplificado del modelo Llave – Cerradura ...............76 Mecanismo de inhibición por un efector alostérico....................77 Esquema de la inhibición retroalimentada.................................77 Flujo de electrones en la fotosíntesis de las plantas verdes para la captura de la energía solar ............................................79 Secuencia de las reacciones enzimáticas de la Glucólisis........81 Esquema simplificado de la Glucólisis.......................................83 Sistema de transporte de electrones .........................................84 El Ciclo del Ácido Tricarboxílico.................................................85 Esquema simplificado de la Glucólisis.......................................88 Esquemas de producción de Bioenergía...................................90 Interrelación entre anabolismo y catabolismo vía intermediario clave.....................................................................92

571 Figura 2.26 Sumario de la nutrición y biosíntesis ......................................... 95 Figura 2.27 Esquema de descomposición Anaerobia .................................. 100 Figura 2.28 Variación del número de bacterias con el tiempo en un cultivo por lotes .......................................................................... 105 Figura 2.29 Variación del sustrato y la biomasa con el tiempo en un cultivo por lotes .......................................................................... 106 Figura 2.30 Forma general de la ecuación de Michaelis-Menten................. 112 Figura 2.31 Remoción lineal de sustratos simples ....................................... 117 Figura 2.32 Representación esquemática de remoción de sustrato complejo..................................................................................... 118 Figura 2.33 Representación de la ecuación de Lawrence y McCarty para remoción de sustrato soluble............................................. 122 Figura 2.34 Representación gráfica de la ecuación (2.40) ........................... 125 Figura 2.35 Variación de X vs. T................................................................... 128 Figura 2.36 Solución gráfica de las ecuaciones de Eckenfelder y Lawrence y McCarty .................................................................. 132 Figura 2.37 Solución gráfica de las ecuaciones de McKinney y Orozco ..... 133 Figura 2.38 Esquema de reactor completamente mezclado en condiciones estables ................................................................. 138 Figura 2.39 Representación gráfica de Yobs vs. θc ........................................ 145 Figura 2.40 Viabilidad unitaria vs. Tasa neta de crecimiento según Weddie y Jenkins....................................................................... 152 Figura 2.41 Relación de υ vs. θc según Benefield et al. ............................... 155 Figura 2.42 Variación de parámetros de viabilidad y actividad con edad de lodos ..................................................................................... 158 Figura 2.43 Respuesta del sustrato efluente para cargas transientes ......... 163 Figura 2.44 Efectos cinéticos y estequiométricos a las cargas transientes ................................................................................. 164

Capítulo 3: Teoría de la Digestión Anaerobia Figura 3.1 Figura 3.2 Figura 3.3 Figura 3.4 Figura 3.5 Figura 3.6

Mapa metabólico de la digestión anaerobia .............................. 175 Termodinámica de la digestión anaerobia................................. 178 Cinética del crecimiento de las metanobacterias ...................... 188 Incremento de la eficiencia por granulación en un RAP ........... 192 Cálculo del flujo de H2 de una bacteria productora a consumidora .............................................................................. 194 Efecto de la distancia de difusión en dos tipos de formación bacterial: Disperso y con granulación........................................ 195

Capítulo 4: Modelación Matemática Figura 4.1 Figura 4.2

Esquema de planta piloto de lodos activados ........................... 207 Diagrama de operación de una planta piloto de LACM............. 209

572 Figura 4.3 Figura 4.4

Gráfico de Lineweaver – Burk para la ecuación de remoción de sustrato .................................................................................211 Constantes cinéticas en condiciones de inanición ....................212

Figura 4.5

Gráfico de

Figura 4.6

x 100% vs. F/M= X ⋅ t ...............................213 d Constantes Estequiométricas Obtenidas del Gráfico 1/θc vs S − S ...........................................................................................213 0 Xt

Figura 4.7 Figura 4.8 Figura 4.9 Figura 4.10 Figura 4.11 Figura 4.12 Figura 4.13 Figura 4.14 Figura 4.15 Figura 4.16 Figura 4.17 Figura 4.18 Figura 4.19 Figura 4.20 Figura 4.21 Figura 4.22

S0

S0 − S S0

d

Gráfico de Yobs vs θc..............................................................213 Variación de β con θc ................................................................214 Gráfico de Lineweaver – Buró para la ecuación de Orozco de remoción de sustrato ............................................................216 Ecuación de McKinney de remoción de sustrato.......................217 Gráfico de F/M vs. θc.................................................................218 Eficiencia vs. F/M .......................................................................218 Cálculo del coeficiente de producción, Y, y la constante endógena, ke ..............................................................................219 Gráfico de Yobs vs. θc (Real) y Yobs calculado............................220 Variación real de R vs. θc y la calculada por R = U – 1.42 θc-1, asumiendo DQO = 2,68xDBO5 .....................220 Variación de β vs. θc .................................................................221 Variación de DQO y SSV vs. Tiempo ........................................222 Constante cinética de remoción de sustrato en lagunas aireadas .....................................................................................223 Gráfico de DQO vs. Tiempo.......................................................226 Gráfico de SSV vs. Tiempo........................................................227 Gráfico de O2 consumido vs. Tiempo ........................................227 Gráfico de dS = 0,30 (S/X) ..........................................................228 Xdt

0,21 + (S/X)

Figura 4.23 Gráfico de Lineweaver – Burk para ecuación de Orozco ..........229 Figura 4.24 Gráfico de ∆X vs. ∆S ............................................................230 X∆t

Xdt

Figura 4.25 Variación de ko vs. T°C ..............................................................233 k Figura 4.26 Variación Log 0(T ) vs. (T-20) ºC ..............................................234 k 0(20) Figura 4.27 Representación esquemática de la transferencia de Masa Interface .....................................................................................236 Figura 4.28 Gráfico de ln  Cs − C  vs. T....................................................241  Cs − Co    ∆C vs. C .................................................................242 Figura 4.29 Gráfico de ∆t

Figura 4.30 Esquema de un sistema LACM .................................................245 Figura 4.31 Comparación del sustrato efluente según cálculo con la ecuación de Lawrence y McCarty y la ecuación de Orozco......250

573 Figura 4.32 Comparación de la concentración de X según cálculo con la ecuación de Lawrence y McCarty y la ecuación de Orozco...... 251 Figura 4.33 Esquema de lodos activados con flujo pistón............................ 260 Figura 4.34 Variación de S con Z (o td)......................................................... 265 Figura 4.35 Dos reactores completamente mezclados en serie................... 267 Figura 4.36 Reactores de LACM en serie..................................................... 269 Figura 4.37 Reactor a flujo pistón ................................................................. 270 Figura 4.38 Valores de Ktd vs. S/S0 en la ecuación de Wehner y Wilhelm .. 272 Figura 4.39 Esquema de reactor de biodisco ............................................... 279 Figura 4.40 Esquema de un filtro percolador................................................ 280 Figura 4.41 Gráfico de Ln(S/S0)*100 vs. Z ................................................... 287 Figura 4.42 Gráfico de ln(-Kh/qan) vs. ln qa ................................................... 288 Figura 4.43 Esquema de n reactores de biodiscos ...................................... 288 Figura 4.44 Esquema de un reactor UASB .................................................. 292 Figura 4.45 Agrupación de las bacterias anaerobias en el gránulo.............. 293 Figura 4.46 Variación de la eficiencia con la carga volumétrica................... 295

Capítulo 5: Descripción general del Tratamiento de Las Aguas Residuales Figura 5.1 Figura 5.2 Figura 5.3 Figura 5.4 Figura 5.5 Figura 5.6 Figura 5.7

Flujograma general de un sistema de una PTAR...................... 300 Esquema que representa la ecuación 5.1 ................................. 303 Esquema general de PTAR de aguas residuales domésticas aerobia.................................................................... 305 Esquema de PTAR industriales aerobia.................................... 310 Esquema de PTAR doméstica anaerobia ................................. 312 Lodo granular anaerobio............................................................ 314 Esquema de PTAR industriales anaerobia................................ 316

Capítulo 6: Ecuaciones Fundamentales de Diseño Figura 6.1 Figura 6.2 Figura 6.3 Figura 6.4 Figura 6.5 Figura 6.6 Figura 6.7 Figura 6.8 Figura 6.9 Figura 6.10 Figura 6.11 Figura 6.12 Figura 6.13

Esquema de un sistema LACM ................................................. 324 Otra forma de arrojar el lodo de exceso .................................... 330 Variación del IVL con F/M.......................................................... 334 Variación del IVL con la concentración ..................................... 335 Relación esquemática del IVL y el retorno ................................ 337 Sedimentador con barredor de lodos ........................................ 349 Curva de saturación (eq. Lawrence y McCarty) ........................ 356 Curva de saturación (Ecuación Orozco).................................... 357 Serie de reactores completamente mezclados ......................... 363 Esquema de reactor de flujo a pistón ........................................ 364 Flujo en filtros biológicos ........................................................... 367 Esquema de biodiscos operando en serie ................................ 369 Esquema de biodiscos operando a flujo pistón ......................... 369

574

Capítulo 7: Pretratamiento, Sedimentación y Manejo de Lodos Figura 7.1 Figura 7.2 Figura 7.3 Figura 7.4 Figura 7.5 Figura 7.6 Figura 7.7 Figura 7.8 Figura 7.9 Figura 7.10 Figura 7.11 Figura 7.12 Figura 7.13 Figura 7.14 Figura 7.15 Figura 7.16 Figura 7.17 Figura 7.18 Figura 7.19 Figura 7.20 Figura 7.21 Figura 7.22 Figura 7.23 Figura 7.24 Figura 7.25 Figura 7.26 Figura 7.27

Rejilla de limpieza manual ......................................................... 382 Rejilla autolimpiante................................................................... 382 Tamiz rotatorio ........................................................................... 384 Plano desarenador..................................................................... 386 Vista de una canaleta Parshall .................................................. 387 Registro automático de caudal con ultrasonido......................... 388 Sistema rejillas, desarenador y canaleta Parshall ..................... 389 Variación horaria del caudal en las ARD ................................... 391 Curva de masas ......................................................................... 392 Tanque de igualación................................................................. 393 Vista de un sistema de igualación ............................................. 393 Dosificador de agentes neutralizantes....................................... 394 Dosificadores para neutralización y nutrientes .......................... 396 Esquema de operación de un sedimentador con retorno.......... 409 Modo de graficar (FS)g vs. Ci ..................................................... 411 Obtención del flujo de sólidos total por superposición de (FS)g + (FS)................................................................................ 412 Procedimiento para obtener (FS)i a partir de (FS) y Cu conocidos ................................................................................... 413 Esquema de tanque clarificador circular.................................... 416 Plano de diseño de un sedimentador secundario...................... 417 Gráfica de Vi vs. Xi ..................................................................... 423 Curva de flujo de sólidos de gravedad derivada de la figura 7.20 ............................................................................................ 423 Esquema de un separador API con membrana......................... 430 Plano de diseño de un DAF con aire difundido ......................... 433 Espesador con drenaje de lodos ............................................... 441 Lechos de secado...................................................................... 444 Corte típico de un lecho de secado ........................................... 445 Esquema de biofiltro para el tratamiento de gases ................... 449

Capítulo 8: Diseño de Reactores y Digestores Figura 8.1 Figura 8.2 Figura 8.3 Figura 8.4 Figura 8.5 Figura 8.6 Figura 8.7 Figura 8.8

Esquema de planta de tratamiento de lodos activados.............458 Esquema de reactor con flujo pistón .........................................462 Esquema de reactor completameinte mezclado........................463 Esquema de reactor con aireación escalonada.........................464 Variación de la DBO en un sustrato con una alta componente de DBO insoluble ..................................................465 Esquema de la estabilización por contacto ...............................466 Esquema de zanja de oxidación ................................................467 Sistema con oxígeno puro .........................................................468

575 Figura 8.9 Figura 8.10 Figura 8.11 Figura 8.12 Figura 8.13 Figura 8.14 Figura 8.15 Figura 8.16 Figura 8.17 Figura 8.18 Figura 8.19 Figura 8.20 Figura 8.21 Figura 8.22 Figura 8.23 Figura 8.24 Figura 8.25 Figura 8.26 Figura 8.27 Figura 8.28 Figura 8.29 Figura 8.30 Figura 8.31 Figura 8.32 Figura 8.33 Figura 8.34 Figura 8.35 Figura 8.36 Figura 8.37

Curvas de crecimiento de bacterias filamentosas y no filamentosas, con el sustrato ..................................................... 469 Configuración típica de un selector ........................................... 470 Curvas requeridas para la aproximación ingenieril ................... 484 Curvas requeridas en diseño ingenieril ..................................... 485 Difusor de burbuja gruesa ......................................................... 488 Colocación típica de difusores en tanques de aireación ........... 489 Aireadores mecánicos (Superficie, Simples, Turbina)............... 490 Aireador tipo Jet......................................................................... 491 Esquema típico del proceso de nitrificación – denitrificación preanóxica ................................................................................. 496 Desnitrificación post-anóxica (alimentada por la fase endógena).................................................................................. 496 Esquema de flujo en lagunas aireadas ..................................... 507 Corte esquemático de lagunas aireadas ................................... 507 Esquema ejemplo 8.5 ............................................................... 510 Mecanismo de operación de las lagunas de estabilización ...... 512 Relación FO2 Vs. % DBO removido ........................................... 515 Relación entre la carga orgánica de la laguna y la profundidad de la zona aerobia ................................................. 517 Esquema de reactor UASB con parámetros típicos de diseño ........................................................................................ 523 Corte de un diseño típico de un UASB con manifold de distribución................................................................................. 525 Diseño típico de un reactor anaerobio a pistón ......................... 528 Esquema típico de filtro biológico .............................................. 532 Esquema de un filtro biológico convencional ............................ 535 Diagramas de flujo para sistema de alta carga ......................... 536 Filtro biológico convencional...................................................... 536 Tipos diferentes de medio plástico usados en filtros................. 541 Corte de DBR con sistema de flujo longitudinal ........................ 548 Gráfica de Ln(s0/S) vs. N ........................................................... 554 Gráfica de Ln(s0/S) vs. td ........................................................... 554 Digestores en forma de huevo................................................... 558 Corte de un digestor anaerobio con mezclador mecánico y calentamiento con caldera......................................................... 559

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INDICE DE TABLAS Capítulo 1: Introducción Tabla 1.1 Solubilidad del oxígeno disuelto en el agua en equilibrio con aire seco a 760 mmHg y con un contenido de oxígeno de 20.9%............................................................................................16 Tabla 1.2 Variación del pH con las concentraciones de H+ y OH- ...............29 Tabla 1.3 Composición de las aguas residuales domésticas ......................32

Capítulo 2: Teoría del Tratamiento Biológico Tabla 2.1 Tabla 2.2 Tabla 2.3 Tabla 2.4

Subdivisión celular de los organismos .........................................53 Rangos típicos de temperatura para las bacterias.......................60 Intermediarios claves de la biosíntesis.........................................96 Resumen de ecuaciones para tasas netas de remoción de sustrato soluble (dS/Xdt) ..............................................................130 Tabla 2.5 Nombres y unidades de las constantes cinéticas para remoción de sustrato ....................................................................133 Tabla 2.6 Coeficientes de actividad – temperatura para varios procesos ...134 Tabla 2.7 Variación del coeficiente endógeno con la edad de lodos ...........146

Capítulo 3: Teoría de la Digestión Anaerobia Tabla 3.1 Tabla 3.2 Tabla 3.3 Tabla 3.4

Reacciones representativas de la digestión anaerobia................177 Tipos de fermentación de varios microorganismos......................180 Constantes cinéticas de la digestión anaerobia a 35°C...............187 Actividad metanogénica a 30°C de distintas clases de lodos ......193

Capítulo 4: Modelación Matemática Tabla 4.1 Coeficientes cinéticos y estequiométricos de algunas aguas residuales .....................................................................................208 Tabla 4.2 Coeficientes cinéticos y estequiométricos de la nitrificación – Desnitrificación .............................................................................278

Capítulo 6: Ecuaciones Fundamentales de Diseño Tabla 6.1 Parámetros empíricos de diseño en lodos activados................... 351 Tabla 6.2 Parámetros empíricos de diseño en filtros percoladores ............. 351 Tabla 6.3 Constantes cinéticas y estequiométricas de las ARD.................. 360

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Capítulo 7: Pretratamiento, Sedimentación y Manejo de Lodos Tabla 7.1 Tabla 7.2 Tabla 7.3 Tabla 7.4 Tabla 7.5 Tabla 7.6 Tabla 7.7 Tabla 7.8 Tabla 7.9

Criterio de eficiencia y costo – efectividad ................................... 377 Caudales recomendados para diámetro de garganta.................. 388 Parámetros de diseño de la sedimentación primaria ................... 407 Parámetros de diseño de sedimentadores secundarios .............. 415 Solubilidad del aire a diferentes temperaturas............................. 432 Producción de lodos en ARD ....................................................... 438 Concentración de sólidos provenientes del ARD......................... 439 Parámetros de diseño para el espesamiento............................... 440 Requerimientos de área para lechos de secado.......................... 444

Capítulo 8: Diseño de Reactores y Digestores Tabla 8.1 Parámetros empíricos de sistemas de nitrificación – desnitrificación.............................................................................. 500 Tabla 8.2 Parámetros de diseño para lagunas aireadas ............................. 506 Tabla 8.3 Criterio de diseño de lagunas de estabilización........................... 514 Tabla 8.4 Valores probables de energía solar visible en función del mes y latitud ......................................................................................... 516 Tabla 8.5 Parámetros de diseño de un reactor UASB para ARD@ 25°C ... 524 Tabla 8.6 Carga volumétrica para UASB a temperatura de 30°C ............... 526 Tabla 8.7 Carga volumétrica según la temperatura ..................................... 526 Tabla 8.8 Tiempo de detención con la temperatura..................................... 527 Tabla 8.9 Parámetros de diseño de filtros percoladores.............................. 535 Tabla 8.10 Valores de Kh para n= 0,5, a = 90 m2/m3, S0 = 125 mg/L, hT = 6,1 m y 20ºC ......................................................................... 540 Tabla 8.11 Parámetros de diseño de la mezcla en digestores anaerobios ... 559 Tabla 8.12 Parámetros para la digestión aerobia ......................................... 562

PARTE 1 TEORÍA

1

CAPÍTULO 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. 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

2 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 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 1 La carga contaminante se mide en unidades de Masa/Tiempo, comúnmente g/s ó Kg/d.

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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, espesadores, etc., necesarios para construir plantas de tratamiento aerobio. Desafortunadamente, la tecnología se conformó con construcciones y equipos costosos de modo que

4 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 bioenergía2 y no el tratamiento de aguas. En los años 70 y 80 se pudo comprender a cabalidad la microbiología anaerobia y se inició, consecuentemente, el desarrollo de tecnologías anaerobias, que finalmente se dirigieron al Tratamiento de las Aguas Residuales, 2 Energía en forma de Metano, producto de la bioconversión de la materia orgánica.

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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.

6 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 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).

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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 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 reactores3 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 3

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.

8 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 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 día4. 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 4 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.

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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]. Figura 1.1: Tratamiento primario con tanque de Imhoff

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 los lodos producidos en los procesos aerobios, de una forma bastante sencilla por cierto. En realidad el ensayo de la DBO sólo apareció en el año de 1912 en el octavo reporte de la "Royal Commission on

10 Seawage Disposal"5. 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 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 serendipity6 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. 5 Ver "The Chemical Examination of Water, Sewage and Foods" por Purvis y Hodgson, 1922. 6 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.

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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 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,

12 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]. 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. 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. 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

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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 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

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•

•

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 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 AlkilBenceno-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

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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 sobre-saturar. 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 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. Concentraciones menores 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 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.

16 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

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.

17

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. 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 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

18 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 − OD f ) − (OD bi − OD bf )  m   Vb  (1.1) DBO5 = D Donde, ODi: ODf: ODbi: ODbf: D: Vm: Vb:

OD inicial en la muestra diluida OD final en la muestra diluida OD inicial en el blanco OD final en el blanco dilución, en decimales (Vg. 2%, D = 0,02) Volumen de blanco menos el volumen de inóculo Volumen de blanco.

19

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 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

20 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 = L 0 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 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).

21 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, 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)

22 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 Sin embargo, en el semi-logarítmica así: ln(L/L0) = k.t. 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 propuesto en 1950 es muy popular y se fundamenta en la similitud de las siguientes ecuaciones, que se desarrollan según la expansión de Taylor: 2 3  kt  ( ( kt ) kt ) + + ...... (1.5) (1-e ) = k t 1 − +  2 2x3 = 6 2x3x4 = 24 

-kt

23

 kt (kt ) (kt )   kt  + + ...... kt 1 +  -3 = k t 1 − + 6 6 21,6   2  2

3

(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:

 kt  y = L0kt 1 + 6  

−3

(1.7)

que se puede linealizar como sigue: t     y

1/ 3

= (kL 0 )

−1 / 3

 k2/3  t + 1/ 6   6L 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  respectivamente, ecuaciones que se pueden resolver  1/ 6   6L 0  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) θT-20

(1.9)

donde θ es 1,047. De modo que es muy importante explicar si la 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.

24 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 2NH 3 + 3O 2 Nitrosomon   → 2NO 2 + 2H + + H 2O

(1.10)

rias 2NO 2 + O 2 + 2H + Nitrobacte  → 2NO3 + 2H +

(1.11)

−

−

−

La reacción total se resume entonces en: NH3 + 2O2 → NO3- + H+ + ½ H2O Peso Molecular:

17

2x32

(1.12)

25

Es decir se requieren 64 g de O2 para oxidar 17 g NH3 (14 g de N-NH3). 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. 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. 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

26 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:

Peso molecular

C6 H12 O6 + 6 O2 –> 6 CO2 + 6 H2O (180) 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 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

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 sub-dividen 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

27 Figura 1.5: Clasificación de los Sólidos en las Aguas Residuales

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). 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+ + OH-

En este equilibrio el agua actúa como ácido y como base, propiedad que se conoce como amfoterismo. Las

28 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+

[ ]

(1.13)

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 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

(1.14)

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

29 Tabla 1.2: Variación del pH con las concentraciones de H+ y OH-

pH 0 2 4 6 8 10 12 14

pOH 14 12 10 8 6 4 2 0

[H+] mol/L 1.0 0.01 0.0001 10-6 10-8 10-10 10-12 10-14

[OH-] mol/L 10-14 10-12 10-10 10-8 10-6 0.0001 0.01 1.0

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. 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). NH4

+

El Nitrógeno Amoniacal existe en solución acuosa como o NH3 dependiendo del pH:

30

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 Eutroficación 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 eutroficación de lagos y bahías si no se remueve previamente. Figura 1.6: Variación del Nitrógeno Orgánico en condiciones aerobias.

31

El P se encuentra en forma de: (i) Ortofosfatos ( PO4-3, -2 HPO4 , HPO4-, 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 eutroficación. 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 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 composición típica como se muestra en la Tabla 1.3.

una

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.

32 Tabla 1.3: Composición de las Aguas Residuales Domésticas

CONTAMINANTE UNIDAD DÉBIL ST mg/L 350 SD mg/L 250 SS mg/L 100 SSV mg/L 80 SSF mg/L 20 SSed mL/L 5 DBO5 mg/L 110 DQO mg/L 250 N-Total mg/L 20 N-Org mg/L 8 N-NH3 mg/L 12 P-Total mg/L 4 P-Org mg/L 1 Clmg/L 30 SO4-2 mg/L 20 G&O mg/L 50 Coli-Total NMP/100mL 106-107

MEDIA 720 500 220 165 55 10 220 500 40 15 25 8 3 50 30 100 107-108

FUERTE 1200 850 350 275 75 20 400 1000 85 35 50 15 5 100 50 150 107-109

Fuente: Metcalf & Eddy. Wastewater Engineering. Third Ed. (1991)

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 volumen7. Si se arrojaran unos 7

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.

33

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 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 nobiodegradabilidad. 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 trófica8 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. 8 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.

34 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 industrias: excrementos, desperdicios industriales. Todo compuesto orgánico contiene energía. Esta energía proviene originalmente del sol. Las plantas, y en general los organismos autótrofos9 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 especie10. 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.

9 autos : por sí mismo; trophos : alimento. Del griego. 10 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

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 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. ¿Cuanto oxígeno se requerirá para descomponer totalmente los compuestos orgánicos de las aguas residuales,

36 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 cuál 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 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 11. 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 11

Para una ampliación de los temas anteriores ver "Tratamiento Biológico de las Aguas Residuales", por Orozco y Salazar, 1987.

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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 Bioenergética12 y de su Biosíntesis13. 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: 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 12 Estudio de la manera como los microorganismos extraen la energía de los

compuestos orgánicos. 13 Estudio de la forma como los microorganismos forman los compuestos que requieren para su arquitectura celular.

38 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 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:

39

-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 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, 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 mundo. Pero son los ingenieros los encargados de transformar el planeta que habitamos, 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 del hombre, lo que no solo permite almacenar, tratar, transportar y

40 distribuir el agua potable, y recolectar, transportar y tratar antes de disponer adecuadamente en ríos y lagos las aguas usadas, sin peligro para los ecosistemas acuáticos, sino también viajar a la Luna, ver televisión vía satélite, hablar por un teléfono celular en medio de la selva, escribir en una computadora personal 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 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

41

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.

42 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-CIFICOLCIENCIAS, 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",

43

Fifth Internatinal Symposium on Anaerobic Digestion, Poster-paper book, Bolonia. [11]

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 2529, Sendai, Japan.

[12]

ZEHNDER, A.J.B. et al (1982), "Microbiology of methane bacteria in anaerobic digestion", Elseevier BiomedicalPress, Hughes.

[13]

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, 1991

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CAPITULO 2 TEORÍA DEL TRATAMIENTO BIOLÓGICO 2.1

GENERALIDADES

La DBO y la DQO son medidas del estado de "reducción" de la materia orgánica. La DBO es una medida más ampliamente reconocida, aunque para efectos de interpretar las cinéticas del TAR, la DQO ha ganando popularidad entre los ingenieros. 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 final de (DBO)F y (DQO)F se tiene:

∆S = (DBO)0 − (DBO)F = (DQO)0 − (DQO) F Donde: ∆S = Demanda de oxígeno removido O sea: ∆DBO = ∆DQO Entonces, para los efectos de remoción de sustrato, la DBO y la DQO son equivalentes1, prefiriéndose la última por

1

En la práctica, hay diferencias debido al método experimental.

45

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, ARI o sustrato sintéticamente preparado tiene un potencial de contaminación medido con la DQO. Pero para efectos de tratamiento biológico la DQO 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 la comida 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 (∆S) durante el tratamiento es la cantidad de sustrato utilizado en la alimentación de las bacterias, a saber: ∆S = (S0 − S) = (DQO)0 − (DQO) F

(2.1)

Figura 2.1 Esquema de un Tratamiento Biológico de Aguas Residuales

46

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 relacionada con la capacidad calorífica del sustrato, o con el contenido de energía disponible en el compuesto para la oxidación. 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

47

orgánicos. 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 él dejando un sustrato residual, efluente del reactor, igual a S. El sustrato consumido ∆S = S0 - S, fue entonces empleado, en el cambio a un producto final y en la obtención de la energía necesaria para las funciones metabólicas vitales de los microorganismos. En el caso del reactor en mención, el producto final es nueva biomasa2 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 (113) + 5x(32)

2

(2.2)

En realidad hay otros productos finales adicionales, pero de menor importancia

48

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 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, ∆S, se convierte en biomasa, ∆X, y en esa conversión los microorganismos 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:

∆S

=

1.42∆X

+

∆O2

Sustrato consumido = biomasa Producida + oxígeno respirado

(g O2)

(g O2)

(g O2)

(2.4)

49

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.

Figura 2.2 Esquema de la Remoción de Sustrato y su Conversión a la Biomasa en un Reactor Biológico (En Unidades de O2)

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 bioconversión de la materia orgánica puede ocurrir también en forma anaerobia, en cuyo caso la ecuación de la bio-conversión será:

50

∆S

=

1.22∆X

+

4.00∆CH4

(2.5)

Sustrato consumido = biomasa Producida + metano producido

(g O2)

(g O2)

(g O2)

Es decir, el sustrato removido se convierte en metano y biomasa. Los coeficientes 1.22 y 4.00 son para convertir la biomasa anaerobia (C5H9NO3) y el metano a unidades de Oxígeno. 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 microorganismos 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:

(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?

51

(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 que no son hongos, animales o plantas, y son principalmente microscópicos, pero también los hay muy grandes como las algas marinas.

52

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: Eucariotes, Eubacterias y Arqueobacterias. La Tabla 2.1 presenta la división más aceptada actualmente. De este modo: (i) los Eucariótes, 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

53

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. Tabla 2.1: Subdivisión celular de los organismos

Grupo

Miembros Representativos

Características

Eucariotas

Animales (vertebrados e invertebrados) Plantas (Algas marinas, Mohos, Protozoos) Protisto (Protozoos, Algas, Hongos)

Multicelulares con diferenciación de tejidos. Unicelulares con poca diferenciación celular Son Eucariotes (Tienen núcleo verdadero)

Eubacterias

Monera (La mayoría de Procariotes (No tienen las bacterias) un núcleo verdadero). Con química celular similar a la de los Eucariotes

Arcabacterias

Monera (Metanogénicas, Halofílicas, Termoacidofílicas)

Procariotes. Química celular diferente

54 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. Fuente: http://fai.unne.edu.ar/biologia/introduccion/intro1.htm

La línea verde indica origen bacteriano de los cloroplastos La línea roja indica origen bacteriano de las mitocondrias

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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. 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). 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)

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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 que obtienen la energía directamente del sol son llamados Autótrofos Fotosintéticos y los que la obtienen de reacciones de óxidoreducción 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 óxido-reducción 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.

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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 Eucariótidos como Procariótidos, 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, 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.

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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. Figura 2.5. Esquema de una Célula Bacterial Fuente: http://www.arrakis.es/~lluengo/microbio.html

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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. 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.

60 Tabla 2.2: Rangos típicos de temperatura para las bacterias

Tipo de Bacteria Criofílicas Mesofílicas Termofílicas

Rango de Temperatura General Óptimo 2 – 20 12 – 18 20 – 45 25 – 40 45 – 75 55 - 65

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 2NH 3 + 3O 2 Nitrosomon   → 2HNO 2 + 2H 2 O + 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:

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C 6 H12 O 6 → 2CH 3CH 2 OH + Glucosa (oxidación intermedia)

Etanol (producto reducido)

2CO 2 +

Dióxido de C (producto 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

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. 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

Finalmente debemos hablar de las Arqueobacterias organismos extremófilos, los más primitivos en el planeta Tierra,

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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. 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, 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 9.02.0 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

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diversidad y diferentes tamaños, pero los que interesan al TAR son los microscópicos, filamentosos. Ver Figura 2.7. 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

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:

CO 2 + 2H 2 O Luz → CH 2O + O 2 + H 2 O

(2.8)

Algas

Como se observa, la fotosíntesis a la vez que fija carbono orgánico produce O2 molecular, lo que es la fuente del modo

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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 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 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 2 O + O 2 → CO 2 + H 2O

(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 consumo de C02 y permanecer el producido por la respiración, el pH tiende a bajar.

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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, 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 DQO). Por otra parte la Vorticela del Mismo grupo, vive unida a algo sólido en ambientes de bajo contenido energético (baja DQO) 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.

66 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

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.

67 Figura 2.10. Crecimiento Relativo de Microorganismos en la Estabilización de un Residuo Líquido

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. 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.

68 Figura 2.11: Floc de lodos activados, Zooglea Ramígera

.

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): la primera de producción de ácidos orgánicos, causada por las bacterias productoras de ácidos o acidogénicas; la segunda fase remueve los ácidos orgánicos

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convirtiéndolos en CH4, H4S, CO2 y H2O. En esta fase intervienen las metanobacterias y la desulfovibrio para la reducción del SO4=. Figura 2.12. Corte Esquemático de Medio Fijo para TBAR

Figura 2.13. Representación de la Unión Simbiótica entre Algas y Bacterias en Lagunas de Estabilización

Finalmente, el proceso de nitrificación-denitrificación, que se lleva a cabo para remover el N2 del AR, se efectúa en

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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. 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. 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. Esta cadena trófica también ocurre en escala microscópica, aunque a veces puede parecer más complicada.

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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.

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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 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.

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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 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

(2.10)

complejo producto enzima enzima-sustrato

La unión de la enzima y el sustrato es temporal, ya sea que el sustrato se regenere, o la reacción se lleve a cabo,

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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. ¿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.

75 Figura 2.14. Estructuras de una Proteína

76 Figura 2.15. Diagrama Simplificado del Modelo LLAVE-CERRADURA .

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.

77 Figura 2.16. Mecanismo de Inhibición por un Efector Alostérico

Figura 2.17. Esquema de la Inhibición Retroalimentada

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

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materias que serán tratadas en el libro. Veamos ahora otros aspectos de interés en la bioquímica del TAR. 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. 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.

79 Figura 2.18. Flujo de Electrones en la Fotosíntesis de las Plantas Verdes para la Captura de la Energía Solar

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

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cantidades de energía, quedando la mayor parte en los productos finales. La glucólisis, 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. 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. Pues bien, los microorganismos fermentadores hacen uso de un ATP para liberar energía al convertirse en ADP con el fin de convertir la 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.

81 Figura 2.19. Secuencia de las Reacciones Enzimáticas de la Glucólisis

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.

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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 en ATP producido = 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.

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, requiere que ocurra primero el ciclo EMP antes de entrar el ácido pirúvico a ser oxidado completamente, a través del ciclo de Krebs.

83 Figura 2.20: Esquema simplificado de la Glucólisis: Fuente: http://www.arrakis.es/~lluengo/glucolisis.html

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

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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). Figura 2.21. Sistema de Transporte de Electrones

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

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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. Figura 2.22. El Ciclo del Acido Tricarboxílico

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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). De este modo (ver Figura 2.23), el ácido pirúvico, CH3COCOOH, reacciona con el acetil-coenzima A, abreviado acetil - CoA, para ser "de-carboxilado". 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. 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. 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.

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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,

266 x 100= 39% 688 algo mayor que el 25% obtenido en el proceso de fermentación. 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

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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. Figura 2.23: Esquema simplificado de la Glucólisis: Fuente: http://www.arrakis.es/~lluengo/ciclokrebs.html

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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. Uno de los aceptores alternos más comunes es el N03que 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 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

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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. 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

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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. 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, gliceraldehido-3-fosfato y otros. La Figura

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2.25 muestra en forma genérica la interrelación catabolismo y anabolismo, vía intermediarios claves.

entre

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

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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 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 metabólicas3. 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

3

Metabolismo incluye, genéricamente, las reacciones anabólicas y catabólicas.

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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 asimiladas. 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.

95 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 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. 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 se emplean conjuntamente con

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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. Tabla 2.3: Intermediarios claves de la biosínteisis INTERMEDIARIO

ORIGEN CATABÓLICO

PAPEL EN LA BIOSÍNTESIS

Glucosa-I-Fosfato

Glucosa, galactosa,

Azúcares nucleótidos

GIucosa - 6 - Fosfa to

polisocarido Glucólisis

Pentosa, almacenamiento de polisacáridos

Ribosa-5- Fosfato

Vía de! fosfato pentosa

Nucleotidos,deoxiribonucleótidos

Eritrosa-4-Fosfato

Vía del fosfato pentosa Glucólisis

Aminoácidos aromáticos

Piruvato de fosfoenol

Sistema de fosforotransferasa (Transporte de azúcar), aminoácidos aromáticos, gluconeogénesis, reacciones anapleróticas (fijación Del CO2), síntesis d»l ácido murámico

Piruvato

Glucólisis, fosfoce-tolase fermentación de la pentosa)

Alanina, valina, leucina, reacciones anapleroticas (fijación del CO2)

3-Acldo fosfoglicérico

Glucólisis

Serina, glicina, cisteína

α-Cetoglutarato

Ciclo del ácido tricarboxilico

Glutamato, prolina,arginina, lisina

Succinil-CoA

Ciclo del ácido

Metionina,forfirinas

Oxalacetoto

tricarboxílico Ciclo deidcido tricar-boxi íleo, reaccionas

Ácido aspartico, lisina, metiónina, treonina, isoleucina

anapleroticas Glucólisis

Glicerol (grasas)

Decarboxiloción del piruvato, oxidación

Ácidos grasos isoprenoides, esteróles, lisina (dos car-

de ácidos grasos, descomposición de

bones), leucina (dos carbones)

Dehidroxiacetona fosfato Acetil-CoA

la pirimidina

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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

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básicos que ocurren internamente dentro de las bacterias. La Hidrólisis tiene lugar externamente por acción de las exoenzimas. 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

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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. (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 Esta reacción es la más importante en la DA y es responsable de la producción del 70% del gas Metano. Existen solo dos especies que producen esta reacción: la Metanotrix y la Metanosarcina.

100 Figura 2.27: Esquema de la Descomposición Anaerobia Fuente: http://www2.cbm.uam.es/jlsanz/Digestion_anaerobia.htm

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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. 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 DQO o DBO/L)

X = Biomasa, (generalmente como mg SSVLM/L)

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dS/dt = Tasa de remoción de sustrato (mg DQO/L.día) dX/dt = Tasa de aumento de biomasa (mg SSVLM/L.día) 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:  NH 3  a 1S + a 2 PO 4  + 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.

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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 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

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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 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 intra-específica 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

105

alimento presente. Este estado se llama de condiciones de abundancia, CA, en las cuales las bacterias tienen todo el alimento que necesitan. Figura 2.28. Variación del Número de Bacterias con el Tiempo en un Cultivo por Lotes

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.

106

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. 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.

Figura 2.29- Variación del Sustrato y la Biomasa con el Tiempo en un Cultivo por Lotes

107

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. 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 moderna4 (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, 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.

4

Negritas del autor.

108

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 mecanísticas. 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. Estos modelos segregados aportan poco en la mayoría de los casos, por lo que se usan en casos muy especiales por fuera del campo del TAR (Vg. cultivos con plásmidos).

109

En realidad, en el TAR se trabaja con modelos noestructurados y no-segregados (imagínense tratar de modelar en forma 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). A continuación desarrollaremos los conceptos anteriores en la deducción de las ecuaciones básicas del TAR. 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. 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

110

P (mol/L) y restituir las enzimas. Una representación de las dos ecuaciones que describen lo anterior sería: k1 k2 [E] + [S] [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:

d[S] = −k 1 [E ][S] + k −1 [ES] dt

(2.13)

Por otra parte la variación de [ES] con el tiempo será, d[ES] = k1 [E ][S] − (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] = donde:

km =

k −1 + k 2 k1

k1 [E ][S] = 1 [E][S] k −1 + k 2 km

(2.16)

111

La condición de la Ecuación (2.16) en la Ecuación (2.13) produce,

d[S] k = (− k1 + −1 )[E ][S] dt km

(2.17)

Ahora sumando las Ecuaciones (2.15) y (2.16):

[E 0 ] = [E ] +

1 [E ][S] 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  d[S] = [E 0 ]dt  [S] [E ] 1 +   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,

d[S] − k 2 [E 0 ][S] = dt k m + [S]

(2.20)

112

o

−

d[S] V [S] = m dt k m + [S]

(2.21)

donde: Vm = k2 [E0]. La Ecuación (2.21) es obtenida de una "cuasiaproximación 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:

−

d[S] d[P ] V [S] = = m dt dt k m + [S]

(2.22)

Figura 2.30. Forma General de la Ecuación de Michaelis-Menten

113

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. 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

114

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. Ecuación de Monod Volviendo a la ecuación de Michelis – Menten, ecuaciones (2.21) y (2.22), es claro que se trata de 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 de la Ingeniería moderna, aunque quizás lo esté dentro de unos años. Sin embargo, algunos autores han pretendido “deducir” mecanísticamente las ecuaciones de la biosíntesis bacteriana, es decir la Ecuación de Monod, lo que no es fácil, por lo menos hoy día, por las razones explicadas. Veamos un ejemplo: siguiendo la metodología de Sundstrom y Klei para “deducir” la ecuación de Monod, si analizamos el tratamiento biológico de AR, el producto P, será la biomasa X; asi mismo, X es la fuente de producción de enzimas, por lo que Vm

115

= µm X, siendo µm la tasa máxima de crecimiento, recibiéndose entonces de la Ecuación (2.22) que, dX µ m XS = dt km + S

o sea µ=

dX µ S = m Xdt k m + S

(2.27)

donde µ es la tasa neta de crecimiento bacterial , dX/Xdt, y km la constante de saturación, es decir el valor de S para µm/2. La Ecuación (2.27) es llamada ecuación de Monod. Aunque se presenta como resultado de un desarrollo analítico, en realidad la ecuación propuesta por Monod empíricamente fue para describir el crecimiento bacterial en cultivos puros, en experimentos por lotes, y el sustrato de la ecuación se refiere al 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 la reconocida como Ecuación de Monod, y se aplica para describir crecimiento 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 (XS). 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 es para condiciones relativamente usuales en el TAR. Fue propuesta en el año de 1954. Cinética de la Remoción de Sustrato Hemos llegado al fin, a un punto de crucial importancia para la práctica del TAR. En realidad de las ecuaciones de remoción de sustrato por los microorganismos salieron los primeros métodos de diseño en este campo de la ingeniería. Se trata de encontrar una expresión que defina dS/dt, de suerte que permita obtener algoritmos de diseño para cada caso particular de tratamiento. Esto lo veremos en otro capítulo, pero la parte teórica se presentará a continuación con cuatro aproximaciones diferentes: 1º Aproximación. Para iniciar el tema, supongamos sólo sustratos solubles simples, es decir que la materia orgánica está completamente 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

117

S, excepto para pequeñísimas concentraciones. 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: −

dS = k 0X dt

Figura 2.31. Remoción Lineal de Sustratos Simples

(2.29)

118

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 DQO, S, como función de ∆t, se aproxima a una descomposición exponencial (o parabólica) 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: Figura 2.32. Representación Esquemática de Remoción de Sustrato Complejo

119

S = S0 e − kXt

(2.30)

Para X ≈ constante, −

dS = kXS0 e − kXt dt

(2.31)

−

dS = kXS dt

(2.32)

o sea,

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. 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 k0, es claro que k0 = µm/Y. De este modo, la ecuación (2.27) se convierte en:

−

dS k 0 XS = dt k m + S

(2.33)

120

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, entonces se recibe que,

−

dS = k 0X dt

(2.35)

Esto quiere decir que la tasa neta de remoción de sustrato en CA es constante. 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) equivalente a la (2.32) para Condiciones de Inanición, asumimos que k ≈ k0/km. De este modo la Ecuación Eckenfelder se puede considerar un caso particular de Ecuación de Lawrence y McCarty, para CI.

es si de la

121

La Ecuación de Lawrence y McCarty se ha reforzado en la autoridad de Monod, famoso científico y premio Nobel francés y es 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> kc se convierte en −

dS = k0 Xdt

Es decir −

dS = k 0X dt

que es la misma Ecuación (2.35). Por otra parte para CI, es decir para (S/X) 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. (4) 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. (5)

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.

174

(6)

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. 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). 3.2.2 Termodinámica En una reacción del tipo: aA + bB

↔

Reactivos

cC + dD

(3.1)

Productos

donde A, B, C y D son compuestos químicos y a, b, c, y d son los 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.

175 Figura 3.1: Mapa metabólico de la Digestión Anaerobia

176

El cambio de energía libre en la reacción se define como: ∆G = ∆H - T∆S

con

(3.3)

∆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 estándar, ∆G° = - RT ln Keq

para condiciones (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) y Brey (1978). 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 km, de donde,

1 θ C min

≅ Yk 0 − 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 0 − k e ) − 1

S k c (1 + k e t d ) = X t d (Yk 0 − k e ) − 1 X=

Y(S0 − S) 1+ ketd

(4.57) (4.58) (4.59)

254

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: k0 = 0,767 mg/L DBO5/mg/L SSV.día; i.e. (día-1) kc = 0,17 mg/L DBO5 Y = 1,19 mg(producidos) SSV/mg DBO5 (removidos).día ke = 0,08 día-1 Entonces podemos calcular KO como sigue:

1  0,767 x 1,19 -  + 0,08  3  = 2,468 KO = 0,17 x 1,19 Con los mismos datos que se calcularon los coeficientes presentados, se calculó, en el Ejemplo 4.1, kL = 2,4 (día)-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, experimentalmente, en el laboratorio no se puede determinar cuál de las dos ecuaciones se ajusta mejor al agua

255

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: K0 = 5,6 día-1; km = 22 mg DQO/L; Y = 0,67; y ke = 0,07 dÍa-1. Utilizando θ = 1,02 como coeficiente de actividad - temperatura, encontramos que: k0 (24º) = 5,6 x (1,02)24-20 = 6,06 día-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) × 8 / 24 1 + 0.07 × 3

= 1980 mg SSV/L

256

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 secreto industrial. Sin embargo Orozco en 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 0 - k e

S k ck e = constante y mínimo posible. = X Yk 0 - k e −

dS  k 0 Y - 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)

257

siendo KO =

k 0Y - k e = constante y máximo posible. k cY

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 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), Ksk e ) Yk - k e = constante ke

Y(S0 − X.t d =

(4.64)

258

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) 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 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 biomas es nula. En efecto, como 1/ θc → 0, entonces se recibe que,

dX 1 = =0 Xdt θc

(4.66)

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,

259

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 costo-efectiva la separación de la biomasa del licor mixto.

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

260 Figura 4.33. Esquema de Lodos Activados con Flujo Pistón

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.

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,

261

para una remoción dada de sustrato. O sea que cumple la Ecuación (4.47). Es 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

U=

k 0S km + S

y,

u=

dz : dt

dS = UX A T dz

(4.67)

(ecuación de Lawrence y McCarty)

A T dz = A T udt = (Q + Q r )dt

donde u = velocidad transversal del fluido

262

Se recibe −

k SX dS = UX = 0 km + S dt S

km + S dS = S Se

−∫

(4.67a) t 'd

t'

d k 0 X(Qo + Q r )dt = k X 0 ∫0 (Qo + Qr ) ∫0 dt

que se integra a S + (S − Se ) = k 0 Xt d ' Se

k m ln

(4.68)

donde (teniendo en cuenta que la recirculación R=Qr/Q0): Se =

Q0S0 + Q rS So + RS = Q0 + Q r 1+ R

(4.69)

t'd =

V t = d Q0 + Qr 1 + R

(4.70)

S + (S0 − S) = k 0 Xt d Se

(4.71)

es decir, (1 + R ) k m ln

Para encontrar X y S por este sistema deben resolverse simultáneamente las Ecuaciones (4.47) y (4.71), y despejando Xtd e igualando en ambas ecuaciones se obtiene: 1 = θC

Yk 0 (S0 − S) − ke S (1 + R ) k m ln + (S0 − S)  So + RS     1+ R 

(4.72)

263

Nótese que Se debe calcularse de la Ecuación (4.69). Sí U =

k 0S/X k 0S = (Ecuación de Orozco) k c + S/X k c X + S

la Ecuación (4.60a) se integra a: k c X ln

S + (S − Se ) = k 0 Xt d ' Se

(4.73)

(1 + R ) k c X ln

S + (S0 − S) = k 0 Xt d Se

(4.74)

y

que también se puede resolver simultáneamente con la Ecuación (4.47) para obtener: 1 Yk 0 (S0 − S) = − ke S θ C (1 + R )X k ln + (S0 − S) c  So + 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 = k.S (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:

264

 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. 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

265

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. Figura 4.34. Variación de S con z (o td) según Ecuación (4.66)

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/(Qo + Qr), siendo t'd = AT /(Qo + Qr) = V/(Qo + Qr), para z = L. El flujo pistón es teóricamente mas 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. 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

266

detención neto es 4 horas y R= 0,25. Asuma una temperatura de 20°C y las siguientes constantes: k = 0,1 día-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  400 e - 0,013X S= =  kX t d  1,25 - 0,25 e- 0,013X  −  1+ R    1+ R - R e −

(a)

Ahora, aplicando la Ecuación (4.47) se recibe X=

θ c Y(S0 - S) Y(S0 − S) = = 10,71(400 − S) t d (1 + k eθ c ) t (k + 1 ) d e θc

(b)

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 k0=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.

267

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/Qo.

Figura 4.35. Dos Reactores Completamente Mezclados en Serie

Para el reactor (1) y usando la ecuación de McKinney se tiene: S0 − S1 = k LS1 t'd

Despejando S1 se recibe,

(4.81)

268

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/Qo = 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 1 + kL

(4.84)

td 2

y reemplazando la Ecuación (4.83) en la (4.84) se recibe: S=

S0 t   1 + k L d  2 

2

(4.85)

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,

S=

S0 t   1 + k L d  n 

n

(4.86)

269 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

(4.87)

1+ kLtd

La relación entre ambos efluentes es, t  1 + n kL d  S 1 + kLtd n = = t t S' (1 + k d ) n (1 + k L d ) n L n n

(4.88)

Cuyo denominador puede desarrollarse del siguiente modo, por el teorema del binomio de Newton:  t  1 + n k L d  S  n = 2 S'  t  n(n − 1)  t d  1 + n k L d  + k  L  +K 2!  n   n

(4.89)

Es claro que el denominador contiene el numerador en los dos primeros elementos, por lo que. S