Tratamiento biológico de residuales Ferrer y Secco

TRATAMIENTOS BIOLÓGICOS DE AGUAS RESIDUALES

José Ferrer Polo Dpto. Ingeniería Hidráulica y Medio Ambiente Universidad Politécnica de Valencia Aurora Seco Torrecillas Dpto. Ingeniería Química Universitat de València

1. MÉTODOS BIOLÓGICOS DE TRATAMIENTO DE AGUAS RESIDUALES

1.1. Introducción. Los tratamientos biológicos tuvieron en un principio como objeto la eliminación de la materia orgánica de las aguas residuales. Posteriormente se les ha ido dando otros usos como son: la oxidación del nitrógeno amoniacal (nitrificación), la eliminación del nitrógeno de las aguas residuales mediante la conversión de las formas oxidadas en N2 (desnitrificación) o la eliminación de fósforo. En todo este tipo de procesos se utilizan reacciones asociadas a los organismos vivos. Los microorganismos crecen utilizando los contaminantes del agua como fuente de carbono y/o como fuente de energía, convirtiéndolos en nuevos microorganismos (biomasa), dióxido de carbono y otros compuestos inocuos. La fuente de carbono y/o energía se denomina sustrato, por lo que en estos tratamientos la eliminación de contaminantes se conoce como consumo de sustrato. Los procesos de crecimiento de biomasa y de consumo de sustrato están totalmente relacionados, denominándose rendimiento a la cantidad de biomasa generada por unidad de sustrato eliminado. Los tratamientos biológicos se prestan a diversas clasificaciones. Cabe distinguir entre dos tipos claramente diferenciados: 1. Procesos biológicos de cultivo en suspensión. 2. Procesos biológicos de soporte sólido. En todos estos procesos es preciso retener en el sistema la biomasa creada con objeto de que se produzca el proceso. En los de cultivo en suspensión se suele recurrir a una decantación y recirculación de la biomasa, mientras que en los de soporte sólido la retención de la misma queda asegurada por las características del propio proceso. Los sistemas más característicos de los primeros son los fangos activados, las lagunas aireadas, y el lagunaje. Entre los segundos se encuentran los filtros percoladores, los biodiscos y los lechos de turba.

1.2. Organismos más importantes que intervienen en los sistemas de tratamiento biológico. 1.2.1. Introducción. Los organismos se pueden clasificar desde diversos puntos de vista. Desde el punto de vista de la depuración de aguas, la clasificación trófica es de gran importancia. Los microorganismos necesitan para su crecimiento: carbono, nutrientes inorgánicos, energía y poder reductor. Los microorganismos obtienen la energía y el poder reductor de las reacciones de oxidación del sustrato. Así, cuanto mayor es la DQO del sustrato, mayor es la energía y el poder reductor (electrones) que es capaz de suministrar un sustrato. 1

Las reacciones de oxidación del sustrato, por una parte suministran electrones a los “transportadores de electrones” transformando las formas oxidadas (NAD, nicotinamínadenín-dinucleótido) en las correspondientes formas reducidas (NADH2). Estas formas reducidas aportan los electrones necesarios en el proceso de síntesis celular. Por otra parte, cuando los electrones suministrados en las reacciones de oxidación del sustrato pasan, a través de la cadena de transporte de electrones, al aceptor final de electrones, se genera una gran cantidad de energía en forma de ATP (adenosín-trifosfato) que es utilizada en las reacciones de biosíntesis. En función de la fuente de carbono y del dador de electrones utilizados se clasifican en autótrofos y heterótrofos. Son autótrofos aquellos organismos capaces de sintetizar materia orgánica a partir de las sustancias minerales (fuente de carbono el CO2 y utilizan como dador de electrones, materia inorgánica como NH4+ y NO2-). Los organismos heterótrofos son aquellos que precisan de la materia orgánica para su desarrollo y mantenimiento (fuente de carbono y dador de electrones, la materia orgánica). En función del tipo de aceptor de electrones se clasifican en aerobios, anaerobios y facultativos. Los denominados aerobios sólo utilizan oxígeno. Los anaerobios sólo pueden crecer en ausencia de oxígeno molecular y, los facultativos utilizan oxígeno cuando está presente pero pueden utilizar otro aceptor de electrones cuando no lo está. Dentro de este último grupo cabe destacar las bacterias desnitrificantes que reducen el nitrato a nitrógeno molecular.

Figura 1.- Flóculos típicos de los fangos activados (cortesía de EGEVASA). 2

1.2.2. Bacterias. Hay tanto formas autótrofas como heterótrofas. Estas últimas utilizan para su crecimiento compuestos orgánicos solubles. En los sistemas biológicos de depuración intervienen en múltiples procesos. Entre ellos, el más importante es el de la eliminación de la materia orgánica por la vía aerobia (oxidación y síntesis de nuevos materiales orgánicos en forma de material celular). Pero también intervienen en los procesos de descomposición anaerobia, así como en los de desnitrificación, nitrificación y acumulación de fósforo en sistemas de eliminación de nutrientes en plantas de fangos activados.

Figura 2.- Organismos filamentosos observados en plantas de tratamiento de aguas residuales (cortesía de EGEVASA). En el proceso de fangos activados las bacterias constituyen normalmente el 95% de la biomasa. Las bacterias aisladas tienen un tamaño muy pequeño (0.5 – 1.0 µm) por lo que sería imposible separarlas del agua tratada. Sin embargo, bajo condiciones adecuadas, las bacterias en el proceso de fangos activados crecen formando agregados que alcanzan tamaños entre 0.05 y 1.0 mm. Las bacterias responsables de la formación de los bioflóculos son las denominadas formadoras de flóculos. De esta forma las bacterias sedimentan en el clarificador secundario, produciendo un efluente final clarificado y un fango espesado. En la Figura 1 se muestran ejemplos de flóculo tipo. Sin embargo, no todas las bacterias en los fangos activados son capaces de formar flóculos, pudiéndose desarrollar bacterias filamentosas que pueden dar lugar a problemas operacionales. Aunque en pequeñas proporciones estas 3

bacterias contribuyen a dar fuerza al flóculo frente a los esfuerzos cortantes de los equipos de aireación, en grandes cantidades mantienen los flóculos alejados unos de otros, dificultando la sedimentación. Hay otro tipo de bacterias problemáticas que provocan la aparición de grandes cantidades de espumas en el reactor biológico y en el decantador. Aproximadamente son 20 los organismos filamentosos diferentes que aparecen con frecuencia en los procesos de fangos activados. En la Figura 2 se muestran fotografías de la observación al microscopio de algunos de los tipos más comunes de bacterias filamentosas en las plantas de tratamiento de aguas residuales. 1.2.3. Protozoos. Son microorganismos heterótrofos. La mayoría de los protozoos viven libremente en la naturaleza, aunque algunas especies son parásitas, viviendo en un organismo huésped, que puede variar desde algas hasta seres humanos. La mayoría son aerobios o anaerobios facultativos, aunque se han encontrado algunos tipos anaerobios.

a)

b)

c)

d)

Figura 3.- Protozoos observados en fangos activados. a) Flagelados; b) amebas; c) ciliados nadadores libres y d) ciliados fijos (cortesía de EGEVASA). 4

Pueden alimentarse de bacterias u otros microorganismos (holozoicos) o de materia orgánica disuelta (osmotrófos), aunque no se cree que compitan eficazmente con las bacterias por el sustrato soluble, pudiéndose asumir que la eliminación de la materia orgánica disuelta es llevada a cabo por las bacterias. Los protozoos constituyen aproximadamente el 5% de la biomasa de los fangos activados, habiéndose encontrado unas 200 especies. Estos organismos son un componente necesario de los fangos activados llevando a cabo por una parte una eliminación de coliformes y patógenos, clarificando el efluente, y contribuyendo, por otra, a la floculación de la biomasa aunque su contribución es menos importante que la de las bacterias formadoras de flóculos. Los protozoos también juegan un papel importante en los sistemas de cultivo fijo, donde están presentes en mayor proporción. Su contribución al proceso es la misma que en los cultivos en suspensión. Los cuatro grupos básicos de protozoos en los fangos activados son flagelados, amebas y formas nadadoras libres y fijas de ciliados (Figura 3). 1.2.4. Hongos. La mayoría son aerobios estrictos, toleran valores de pH relativamente bajos y tienen unos requisitos de nitrógeno mucho más bajos que las bacterias. Aunque pueden utilizar la materia orgánica disuelta, rara vez compiten con las bacterias en los sistemas de cultivo en suspensión. Bajo determinadas condiciones (pH bajos, déficit de nitrógeno) pueden proliferar, produciendo unos fangos con pobres cualidades de sedimentación. Son más frecuentes en los sistemas de cultivo fijo constituyendo en estos sistemas una parte importante de la biomasa. 1.2.5. Algas. Son organismos fotosintéticos muchos de ellos unicelulares, y que cuando son pluricelulares no forman verdaderos tejidos. La mayor parte de los autores sitúan dentro de ellas a las algas azules (Cianofíceas) que son organismos fotosintéticos pero sin diferenciación nuclear (procariotes), por lo que otros autores las sitúan dentro de las bacterias denominándolas Cianobacterias. Algunas de ellas son capaces de utilizar el nitrógeno atmosférico (N2) como fuente de nitrógeno, proceso que recibe el nombre de fijación. Desde el punto de vista de la Ingeniería Sanitaria cabe destacar los siguientes aspectos de las algas: 1. Su utilización en los sistemas de depuración no es tanto por su capacidad de depurar sino como fuente de oxígeno en los sistemas extensivos. 2. Al ser autótrofas su presencia en un sistema de depuración no disminuye el contenido en materia orgánica sino que lo aumenta pues la sintetizan a partir de las fuentes minerales de carbono existentes. En el caso de las cianobacterias son capaces de generar cantidades 5

de materia orgánica superiores a las presentes en las aguas de vertido, al suplir los déficits de nitrógeno existentes en las aguas residuales urbanas con nitrógeno atmosférico. 1.2.6. Rotíferos. Son organismos aerobios y multicelulares cuya extremidad anterior está modificada en un órgano ciliado, el aparato rotador, que utilizan para la captura de alimentos y el movimiento. En los sistemas de fangos activados constituyen normalmente, junto a los nemátodos, la cima de la pirámide trófica; ejerciendo una acción predadora sobre el resto de los organismos que existen en el medio (Figura 4).

Figura 4.- Rotífero (Contraste de fase 100x) (cortesía de EGEVASA). 1.2.7. Nemátodos. En los sistemas de depuración actúan como predadores de los organismos inferiores, y, como ya se ha dicho antes, en los fangos activados constituyen la cima de la pirámide trófica. 1.3. Procesos que tienen lugar en los tratamientos biológicos. En los tratamientos biológicos tienen lugar una serie de transformaciones de vital importancia (Figura 5): Crecimiento biológico. Los microorganismos presentes son capaces de utilizar moléculas pequeñas y simples para su crecimiento, tales como ácido acético, etanol, metanol, glucosa, amonio, nitrito, etc. Hidrólisis. Consiste en la transformación de moléculas de gran tamaño en moléculas pequeñas, directamente degradables mediante la acción de enzimas extracelulares producidas por los microorganismos. Tiene lugar la hidrólisis tanto de la materia particulada como de la disuelta. Estos procesos son normalmente más lentos que los de crecimiento biológico, por lo que suelen convertirse en los limitantes. 6

Desaparición de biomasa (decay). Esta desaparición engloba el consumo de biomasa debido a: - Mantenimiento: energía necesaria para los procesos celulares (motilidad, regulación osmótica, transporte molecular, etc.). Cuando los aportes externos de energía son menores que las necesidades de energía para mantenimiento, las células obtienen la energía necesaria de la degradación de reservas de energía existentes en el interior de la célula, lo que da lugar a una disminución de la biomasa (metabolismo endógeno). Cuando todas las reservas endógenas se han agotado las células mueren. - Predación: organismos superiores en la cadena trófica (p.e. protozoos) utilizan bacterias como alimento. - Muerte y lisis: cuando las células mueren se produce la rotura de la pared celular y el citoplasma y otros constituyentes pasan al medio donde, tras sufrir un proceso de hidrólisis, se convierten en sustrato para otros organismos. Los materiales más complejos permanecen como residuo orgánico inerte (debris) ya que prácticamente no se solubilizan. Materia lentamente biodegradable

hidrólisis Materia fácilmente biodegradable Crecimiento biológico Biomasa DECAY Materia inerte (Debris) Figura 5.- Transformaciones biológicas en plantas de tratamiento. Desde el punto de vista ingenieril es conveniente la utilización de modelos simplificados ya que son más fáciles de aplicar. En el caso de la desaparición de biomasa, proceso que engloba un gran número de interacciones, existen dos formas aproximadas de abordar su modelación: el modelo de lisis-recrecimiento y el modelo tradicional (que es el que se utilizará en este desarrollo). En el modelo de lisis-recrecimiento toda la biomasa puede sufrir el proceso de lisis, aunque a velocidades diferentes según el tipo de organismo, dando lugar a materia orgánica particulada hidrolizable y un residuo inerte, debris. La materia orgánica particulada es hidrolizada a materia orgánica soluble que es utilizada por la biomasa activa para nuevo crecimiento. En la Figura 5 se incluye una representación esquemática de este modelo. En el modelo tradicional (más simple que el anterior) la biomasa activa es destruida 7

como resultado del decay y los electrones cedidos en la oxidación del carbono a dióxido de carbono pasan al aceptor de electrones. La biomasa no es totalmente oxidada quedando una fracción como debris. Este debris se va acumulando en el fango disminuyendo la fracción activa de la biomasa. La ecuación que representa el proceso viene dada por:

Biomasa + aceptor e − → CO 2 + aceptor reducido + nutrientes + Debris

(1)

1.3.1. Organismos heterótrofos. Estos organismos son los que actúan básicamente en los sistemas biológicos de depuración, pudiendo actuar bien por vía aerobia o anóxica, bien por vía anaerobia. En la Figura 6 se muestra un esquema de las transformaciones que sufre la materia orgánica bajo la acción de estos organismos. En la vía aerobia y en la anóxica, estos organismos, tras la introducción de la materia orgánica en su interior, la someten a dos transformaciones diferentes. Una de descomposición que, básicamente, transforma esa materia orgánica en CO2, agua y otros compuestos inorgánicos (NH+4, …). Dado que esta reacción es exotérmica, proporciona energía al resto de las funciones celulares. Este proceso recibe el nombre de catabolismo. La otra consiste en la síntesis de tejido celular a partir de los nutrientes, la materia orgánica presente y la energía producida en los procesos catabólicos. Recibe el nombre de anabolismo.

Reacción exotérmica Productos finales

Materia

Respiración endógena

Energía

orgánica

Nutrientes

Síntesis celular

Materia celular

Residuo orgánico

Figura 6.- Representación esquemática del metabolismo bacteriano heterótrofo. Por otra parte, en el proceso de desaparición de la biomasa algunos de los constituyentes de la célula son transformados en productos finales. La fracción de la materia celular que no puede degradarse o que lo hace muy lentamente, da lugar a un residuo orgánico inerte (debris). 8

En la vía anaerobia las transformaciones de la materia orgánica tienen lugar en múltiples etapas, aunque de forma resumida puede considerarse que se realizan en dos. En la primera de ellas las bacterias acidogénicas descomponen la materia orgánica en sustratos más simples, normalmente de carácter ácido y de ahí su nombre, capaces de ser utilizados por las bacterias metanogénicas, que transforman estas sustancias en metano (segunda etapa). Esta vía se estudiará con más detalle en un capítulo posterior. En todos los casos los compuestos orgánicos insolubles han de ser solubilizados antes de ser consumidos. Además, los compuestos solubles de elevado peso molecular han de ser reducidos a compuestos más pequeños a fin de hacer posible su paso a través de la membrana celular. Las reacciones responsables de la solubilización y reducción del tamaño de los compuestos orgánicos son reacciones hidrolíticas catalizadas por enzimas extracelulares producidos por las bacterias. 1.3.2. Organismos autótrofos. Los organismos autótrofos tienen la capacidad de utilizar materiales inorgánicos para la producción de energía y síntesis celular. La energía la obtienen bien de la luz (fotosintéticos) o bien de reacciones inorgánicas de oxidación-reducción (quimiosintéticos), como puede verse en el esquema de la Figura 7. Dentro de los organismos autótrofos fotosintéticos, pueden citarse las algas que introducen oxígeno en el sistema de tratamiento. Productos finales

Materia inorgánica oxidada

Materia inorgánica reducida

Energía CO2

Síntesis celular

Residuo orgánico

Nutrientes Figura 7.- Representación quimiosintético.

esquemática

del

metabolismo

bacteriano

autótrofo

Dentro de los organismos autótrofos quimiosintéticos, cabe citar las bacterias nitrificantes que efectúan la oxidación de amonio a nitrato (nitrificación).

NH 4+ + CO 2 + O 2 + HCO 3−

Autótrofos

→ microorg. + H 2 O + NO 3− + H +

(2)

La desaparición de microorganismos autótrofos por muerte y lisis de los mismos da lugar a la aparición en la disolución de sustrato lentamente biodegradable, que es hidrolizado y consumido por los organismos heterótrofos originando productos finales, y debris. 9

1.4. Cinética de las reacciones de los organismos heterótrofos. Dado que la mayoría de los tratamientos biológicos se utilizan para la eliminación de materia orgánica, este apartado se centrará en las reacciones bioquímicas que llevan a cabo las bacterias heterótrofas en condiciones aerobias y anóxicas. En temas posteriores se abordará el estudio de las reacciones de los organismos autótrofos y de los organismos heterótrofos en condiciones anaerobias. Como se ha comentado en el apartado anterior, desde el punto de vista ingenieril es conveniente la utilización de modelos simplificados, cuyos parámetros y variables sean fácilmente determinables. Por ello en este desarrollo se va a utilizar el modelo clásico para representar el crecimiento y desaparición de la biomasa. Las reacciones anteriores tienen unas características cinéticas definidas por unos parámetros que, en cada caso, se determinarán en planta piloto. No obstante para un dimensionamiento previo se pueden utilizar unos valores medios de los mismos, característicos de distintos tipos de aguas residuales. En este capítulo, tras la introducción de los principales parámetros y variables que intervienen en los procesos biológicos de degradación de materia orgánica, se deducen las ecuaciones cinéticas y se proponen unos valores medios de los parámetros correspondientes a los microorganismos heterótrofos válidos para un predimensionamiento de las instalaciones. 1.4.1. Parámetros y variables. Los parámetros que se van a utilizar se resumen en el esquema de la Figura 8 y se definen como: Y = coeficiente de producción de biomasa, relación entre la materia celular producida y la materia orgánica total que se degrada, g DQO/g DQO. b = coeficiente de desaparición de biomasa, fracción de la materia celular que por unidad de tiempo se consume en mantenimiento, predación y muerte (días-1). = fracción de la materia celular que tras su muerte queda como residuo orgánico no fD biodegradable (debris). 1-Y

Residuos finales

Materia orgánica

(1-fD) b Y

Materia celular

fD b

Residuo inerte

Figura 8.- Representación esquemática del metabolismo bacteriano heterótrofo. 10

La materia orgánica puede estar presente en forma disuelta y suspendida y se puede definir por la DBO5 o por la DQO. La utilización de la DQO facilita el planteamiento de los balances de materia en el sistema, por lo que se utilizará en este desarrollo. Se distinguen dos fracciones, disuelta (S, g/m3) y la suspendida (X, g/m3). Dentro de la DQO soluble puede a su vez distinguirse entre biodegradable (SF) e inerte (SI). Análogamente, para la DQO suspendida se diferencia entre la biodegradable (XS) y la inerte (XI). Generalmente se asume que SF es rápidamente biodegradable por lo que no necesita sufrir un proceso de hidrólisis para poder ser asimilada por los microorganismos, proceso que sí necesita sufrir XS. Los sólidos suspendidos totales (XT) están constituidos por la biomasa y la materia particulada. La biomasa está compuesta por la fracción activa y la fracción inerte, residuo orgánico procedente de la desaparición de biomasa. Por su parte la materia particulada incluye los sólidos no volátiles, la DQO suspendida no biodegradable y la DQO suspendida biodegradable procedentes del influente y que se acumulan en el fango. La relación entre el valor de la concentración de materia celular expresada como DQO (X) y el valor de dicha concentración expresada como SSV puede obtenerse a partir de la ecuación (3):

C5 H 7 NO2 + 5 O 2 +H + → 5 CO2 + 2 H 2 O + NH +4 + ...

(3)

Los pesos moleculares de los reactantes son 113 y 160 respectivamente y se obtiene:

X 160 g DQO = = 1.42 SSVmicroorg. 113 g SSV

(4)

En resumen, la definición de las variables es la siguiente: Componentes del agua de entrada: SS = Materia orgánica soluble biodegradable expresada como DQO, ML-3 XS = Materia orgánica suspendida biodegradable expresada como DQO, ML-3 = Materia orgánica biodegradable total = SS + XS , ML-3 ST SI = Materia orgánica soluble no biodegradable expresada como DQO, ML-3 = Materia orgánica suspendida no biodegradable expresada como DQO, ML-3 XI SNH4 = NKT soluble expresado como N, ML-3 XNH4 = NKT suspendido expresado como N, ML-3 NHT = NKT total = SNH4 + XNH4 expresado como N, ML-3 SP = Fósforo soluble, expresado como P, ML-3 XP = Fósforo suspendido, expresado como P, ML-3 PT = Fósforo total = SP + XP expresado como P, ML-3 SNO = Nitrato expresado como N, ML-3 XSSV = Sólidos suspendidos volátiles, ML-3 XSSVNB = Sólidos suspendidos volátiles no biodegradables, ML-3 XSSNV = Sólidos suspendidos no volátiles, ML-3 XSST = Sólidos suspendidos totales, ML-3

11

Componentes generadas por el proceso biológico: X = Microorganismos activos expresados como DQO, ML-3 XH = Microorganismos heterótrofos expresados como DQO, ML-3 XA = Microorganismos autótrofos expresados como DQO, ML-3 XHI = Biomasa inerte procedente de los microorganismos heterótrofos muertos expresados como DQO, ML-3 XAI = Biomasa inerte procedente de los microorganismos autótrofos muertos expresados como DQO, ML-3 1.4.2. Ecuaciones cinéticas. Las reacciones que fundamentalmente interesan en los procesos biológicos de eliminación de materia orgánica son dos: 1. Crecimiento celular. 2. Eliminación o degradación de la materia orgánica. Asimismo, en los procesos aerobios es preciso conocer las necesidades de oxígeno que se obtendrán directamente realizando un balance de DQO al sistema. Los factores a tener en cuenta son aquellos que controlan el medio en que se da el fenómeno tales como la temperatura, el pH, la existencia en cantidad suficiente de elementos nutrientes y la presencia de productos tóxicos que puedan inhibir el proceso. El control de las condiciones ambientales asegurará que los microorganismos tengan el medio indicado donde poderse desarrollar. A fin de asegurar el crecimiento de los microorganismos es necesario que permanezcan en el sistema el tiempo suficiente para que se reproduzcan. Este tiempo depende de la velocidad de crecimiento que a su vez está en relación directa con la velocidad de utilización del sustrato. 1.4.2.1. Cinética del crecimiento biológico. Los microorganismos se multiplican por fisión binaria, por lo que su velocidad de crecimiento puede expresarse mediante una ecuación de primer orden con respecto a la concentración de biomasa activa:

rX = µ X

(5)

donde: rx = velocidad de crecimiento de los microorganismos, ML-3T-1 µ = velocidad de crecimiento específico, T-1 X = concentración de biomasa activa, ML-3 Experimentalmente se ha encontrado que el efecto de un sustrato o nutriente limitante puede definirse adecuadamente mediante la siguiente expresión, propuesta por Monod:

12

µ = µm

S Ks + S

(6)

donde: µm = velocidad máxima específica de crecimiento, T-1 S = concentración del sustrato limitante del crecimiento, ML-3 Ks = constante de semisaturación, concentración de sustrato tal que la velocidad de crecimiento es la mitad de la máxima, ML-3. Cuanto más bajo es su valor, más bajo es el valor de la concentración de sustrato para la que µ se aproxima a µm. Si se sustituye la ecuación (6) en la (5), la expresión resultante para la velocidad de crecimiento es:

rX =

µm X S Ks + S

(7)

1.4.2.2. Velocidad de utilización de sustrato. La velocidad de utilización del sustrato durante la fase de crecimiento logarítmico en la que puede considerarse despreciable el término de desaparición, viene relacionada con la velocidad de crecimiento de los microorganismos mediante la expresión:

rS = -

1 rX Y

(8)

donde: = velocidad de utilización del sustrato, ML-3T-1 rs Y = coeficiente de producción máxima, definido como la relación entre la masa de células producida y la masa de sustrato consumido. Sustituyendo la expresión (7) en (8):

rs =

- µm X S Y ( Ks + S)

(9)

La ecuación (9) es conocida como expresión de Lawrence y Mc. Carty. Esta expresión se reduce a un modelo de primer orden al aplicarse a concentraciones bajas de sustrato, dando lugar a un modelo de orden cero al aplicarla a la región de concentraciones elevadas de sustrato. La fórmula (9) se refiere a un volumen elemental, por lo que se ha de integrar en todo el volumen de reacción. 1.4.3. Valores medios de los parámetros cinéticos. Los parámetros de tratamiento que se han indicado hasta aquí pueden tener unos valores distintos que dependen de la temperatura, pH, tipo de residuos, edad del fango, etc. También se ha indicado que para su aplicación concreta los valores a utilizar deben de determinarse en laboratorio o planta piloto. 13

Tabla 1.- VALORES MEDIOS DE LOS PARÁMETROS PARA BACTERIAS HETERÓTROFAS. A. Residual 1. Tratamientos aerobios Doméstica Refinerías Químicas y petroquímicas Cervecerías Pulpa de papel 2. Tratamiento anaerobio Fangos domésticos Ácidos grasos Hidratos de carbono Proteínas (a)

(g DQO cel./g DQO eliminada),

(b)

Y (a)

b(b)

µm (b)

Ks (c)

f

0.6 0.5 0.5 0.56 0.5

0.20 0.30 0.25 0.30 0.25

4 2 2 4 1.2

10 -

0.2 0.2 0.2 0.2 0.2

0.06 0.05 0.024 0.075

0.10 0.12 0.10 0.05

(días-1), (c) (g DQO /m3)

Sin embargo en los casos en que se pretende un dimensionamiento previo de la planta, y tratándose de aguas residuales típicas, se puede aplicar los valores de la Tabla 1 que se han obtenido a partir de los propuestos por diferentes autores (Grady, Daigger y Lim; IWA y Water Environment Federation) y de valores obtenidos en plantas de tratamiento en funcionamiento. 1.4.4. Efecto de la temperatura. La velocidad de las reacciones biológicas depende de una forma muy sensible de la temperatura; este factor es por lo tanto de suma importancia para valorar la eficacia de un tratamiento biológico. La temperatura no sólo influye en el metabolismo de las células sino también en otros factores tales como en la velocidad de transferencia de gases, características de sedimentación, etc. El efecto de la temperatura sobre los parámetros cinéticos de un proceso biológico se puede expresar por una ecuación de la forma:

K T = K 20 η

T - 20

(10)

donde: KT y K20= valor del parámetro a las temperaturas T y 20 °C respectivamente. η = coeficiente que depende del proceso. T = temperatura en °C. La fórmula anterior es una expresión variante de la de Vant Hoff-Arrhenius y puede aplicarse a todos los procesos biológicos. En la Tabla 2 se recogen valores típicos de η para distintos parámetros.

14

Tabla 2. COEFICIENTES ACTIVIDAD-TEMPERATURA DE DISTINTOS PARÁMETROS BIOLÓGICOS PARA AGUAS RESIDUALES URBANAS. Parámetro µm b

η 1.072 1.072

2. PROCESOS BIOLÓGICOS DE CULTIVO EN SUSPENSIÓN. 2.1. Introducción. En general todos estos procesos son parecidos y pueden considerarse como variantes del mismo proceso. Las variantes u opciones que se pueden considerar aparecen en la Tabla 3, auque en la práctica sólo se utilizan algunas combinaciones de dichas variantes. Tabla 3. CLASIFICACIÓN DE LOS PROCESOS BIOLÓGICOS DE CULTIVO EN SUSPENSIÓN Tipo de proceso

Tipo de reactor

Suministro de oxígeno (En procesos aerobios) Diagrama de flujo

Carga másica

Aerobio. Anóxico. Anaerobio. Flujo en pistón. Mezcla completa. Flujo disturbado. Mecánicos Naturales: Formando biomasa de algas. Con recirculación o sin ella. Existe un gran número de esquemas diferentes dentro de los procesos especiales: oxidación por contacto, en cámaras separadas, etc., Alta carga. Convencional. Aireación prolongada.

Se podrían distinguir cuatro grandes grupos dentro de los procesos de cultivo en suspensión. Fangos activados. Son procesos aerobios. En ellos se consigue un gran tiempo de retención celular mediante una recirculación de los fangos. El aporte del oxígeno se efectúa por medios mecánicos. Los denominados procesos especiales pueden incluirse en el grupo de los fangos activados. Lagunas aireadas. Son predominantemente aerobias aunque pueden combinarse con procesos anaerobios. El tiempo de retención necesario se consigue con grandes volúmenes del reactor. El aporte del oxígeno se efectúa por medios mecánicos. Eliminación biológica de nutrientes. Son procesos derivados del de fangos activados, 15

aunque mucho más complejos. El proceso de eliminación de fósforo es, en esencia, un proceso de fangos activados que incluye un RCTA anaerobio previo, y el de eliminación de nitrógeno, incluye una etapa anóxica. Tratamiento de fangos. Se utilizan para la estabilización de los fangos purgados como exceso en los tratamientos biológicos, principalmente en los fangos activados y de los fangos primarios. Todos se efectúan en medio líquido, sin recirculación y, los procesos, pueden ser aerobios o anaerobios. 2.2. Balances de sustrato en los procesos biológicos de cultivo en suspensión. En el desarrollo que se lleva a cabo a continuación se utilizará la fórmula propuesta por Lawrence y Mc. Carty (9). Tanque de mezcla completa (RCTA). Por hipótesis, las concentraciones de S y X son iguales y constantes en todo el volumen del reactor. Asimismo son los mismos valores que se dan en el efluente tratado (Figura 9). V

S

X

Q S0 X0

Q S X

Figura 9.- Esquema de reactor de mezcla completa sin recirculación. Planteando un balance de sustrato al tanque en régimen estacionario (E - S + G = 0):

Q So - Q S + rS V = 0

(11)

Sustituyendo rs por su valor dado por la ecuación (9), teniendo en cuenta que el tiempo de residencia viene dado por θ = V/Q y haciendo operaciones se llega a:

So - S =

µm S X θ Y ( K S + S)

(12)

en la que: So y S = concentración del sustrato limitante a la entrada y salida, en g/m3. θ = tiempo de retención hidráulica θ = V/Q (d). V = volumen del reactor (m3). Q = caudal a tratar (m3/d). Esta ecuación se suele utilizar de la siguiente forma:

U=

µm S Q (So - S) = VX Y ( Ks + S)

(13)

16

La variable U se denomina consumo específico o reducción específica y representa la cantidad de sustrato degradado por unidad de masa celular y en la unidad de tiempo. Su dimensión es días-1. Tanque de flujo en pistón (RFP). En este los valores de S y X varían a lo largo del mismo tal como se indica en la Figura 10.

S0

X

X

X0

S

Q S0 X0

QSX

Figura 10.- Variación de la concentración de sustrato y de microorganismos a lo largo de un reactor de flujo en pistón. Suponiendo un valor de X constante a lo largo del reactor, planteando el balance en régimen estacionario de sustrato en un elemento diferencial de volumen e integrando a lo largo de toda la longitud del tanque, se llega a:

Y [ Ks ln So + (So - S)] = θ µm X S

(14)

Esta ecuación se reordena en forma semejante a la (13) y resulta:

U=

Q (So - S) µ m (So - S) = S VX Y ( Ks ln o + (So - S)) S

(15)

17

2.3. Crecimiento celular. La determinación de este crecimiento es muy importante ya que permitirá determinar la cantidad de fangos que hay que purgar del proceso para conseguir unas proporciones estables en el mismo. Se establece el siguiente balance de masa en régimen estacionario en el conjunto tanque de aireación-decantador secundario: Salida - Entrada = Síntesis - Desaparición

QW X r + Q X e − Q X o = - Y r s V - b X V

(16)

Siendo QWXr los fangos purgados del sistema, representados también por Q∆X (g DQO/día). Despreciando la concentración de microorganismos en el agua de entrada al proceso biológico y en el agua clarificada, queda:

Xo = X e = 0

Q∆X = QW Xr = - Y rs V - b X V

(17)

El resultado para el reactor de mezcla completa, sustituyendo la expresión de rS que se obtiene de (11), es:

Q∆X = Y V

(S0 − S) -bXV θ

(18)

y dividiendo por VX:

Q∆X (S - S) =Y o - b = YU - b VX Xθ

(19)

A la inversa del primer miembro VX/Q∆X que tiene como dimensión tiempo, se le denomina tiempo de retención celular o edad del fango; se le representa por θc y representa el tiempo medio que una célula permanece en el proceso. Este parámetro es muy importante en un proceso biológico y en el proceso de fangos activados se suele tomar como criterio de diseño. La ecuación (19) se expresa pues en la forma:

θc = (YU - b )

-1

(20)

Una vez calculado θc, el exceso de fangos que hay que purgar se determina por la fórmula:

Q∆X =

VX

(21)

θc

Existe un valor mínimo del tiempo de retención celular, θcM, por debajo del cual no 18

llega a producirse el fenómeno biológico. Este valor se obtiene haciendo S = So en la fórmula (13) y sustituyendo el valor de U obtenido en (20). En cualquiera de los dos casos resulta: M θc = (Y

K So - b )- 1 K s + So

(22)

Este valor establece el límite inferior. Los valores de diseño del tiempo de retención celular mínimos suelen ser del orden del doble de este valor. 2.4. Fangos activados. Tradicionalmente, se ha reservado esta denominación para los procesos aerobios, en suspensión líquida, y provistos de un sistema de separación y recirculación de fangos. Un esquema general del sistema puede verse en la Figura 11. Sin embargo, la tendencia actual es la inclusión dentro de este apartado tanto de los procesos de eliminación de materia orgánica como de nutrientes mediante sistemas de cultivo en suspensión y con recirculación de fangos. Los microorganismos que han de separarse del sistema para mantener un proceso estable se denominan fangos en exceso y se pueden purgar en uno de los puntos A o B, aunque normalmente se realiza en B. Estos fangos en exceso y los que se recirculan se denominan "fangos activados" y contienen los microorganismos que llevan a cabo la depuración biológica. A

Influente

Decantador

Reactor

Efluente

Aire Recirculación B

Figura 11.-Esquema del proceso de fangos activados. El proceso de fangos activados fue desarrollado inicialmente por Fowler, Arden, Mumford y Locked en la planta inglesa de Manchester a principios de siglo XX. Se pusieron en funcionamiento instalaciones de este tipo en los Estados Unidos hacia 1920; no obstante hasta los años 1939-40 no se establecieron las bases científicas que permitieran diseñar los procesos con seguridad. Desde el principio fue patente el carácter biológico del proceso y la relación existente entre la carga orgánica aplicada y la velocidad de crecimiento de los microorganismos. Los métodos de diseño iniciales eran totalmente empíricos: el tiempo de retención en el reactor 19

fue uno de los primeros métodos empleados; para aguas muy cargadas en materia orgánica se utilizaban tiempos de retención mayores que los utilizados en las menos cargadas. También se utilizaron varios criterios basados en los kg de DBO5 aplicados por m3 de reactor y día (carga volumétrica) o bien por kg de microorganismos presentes en el reactor (carga másica). Se han desarrollado ecuaciones basadas en los conceptos de balance de masas y cinética del crecimiento microbiano (Eckenfelder, Mc. Kinney, Lawrence y Mc. Carty, entre otros), que se utilizarán a lo largo de este desarrollo. A lo largo de estos últimos años se han diseñado las plantas haciendo uso de las ecuaciones anteriormente indicadas, pero sin olvidar ciertos valores o parámetros que tienen su base en la experiencia del proyecto y explotación de numerosas plantas que han funcionado correctamente. Actualmente los criterios de diseño más utilizados son los que se basan en el control de la carga másica y del tiempo de retención celular. 2.4.1. Estructura y dinámica de las poblaciones en los sistemas de fangos activados. 2.4.1.1. Proceso de formación y maduración de los flóculos. La naturaleza de las aguas residuales tratadas determinan los tipos de microorganismos que se desarrollan. Las bacterias se multiplican rápidamente y al principio están libres en el líquido, pero más tarde se aglutinan para formar el núcleo del flóculo. La mayor o menor tendencia a flocular es diferente para las distintas especies. El flóculo puede aumentar su tamaño por la multiplicación de las bacterias que hay en él, y por la adición de materia muerta o viva desde la fase líquida. Durante su desarrollo el flóculo es colonizado por organismos consumidores de bacterias como los protozoos ciliados, nemátodos y rotíferos. Por tanto un flóculo maduro puede considerarse como un microcosmos, cuya población está en un equilibrio dinámico sensible a las condiciones ambientales entre las que se incluyen la composición de los residuos. Conforme el flóculo crece y aumenta su edad, aumentan las células muertas y los sólidos inertes acumulados. Aunque el flóculo viejo es capaz de adsorber sustancias, la oxidación biológica es posible únicamente para las células vivas, produciéndose una disminución de la actividad general del flóculo con la edad. Al aumentar su tamaño, la difusión de los nutrientes y el oxígeno a las bacterias individuales y la salida de sus excretas se hace cada vez más difícil. Por tanto en un cultivo microbiano, cada flóculo puede considerarse que pasa a través de diferentes fases de crecimiento alcanzando la madurez y posteriormente la decadencia cambiando su estructura y actividad, ambas significativas en el proceso de depuración. 2.4.1.2. Dinámica de las poblaciones. En los sistemas de fangos activados, con las aguas residuales son introducidas muchas especies diferentes de organismos. Muchas de ellas encuentran allí un medio inadecuado y, como consecuencia de ello mueren; otras en cambio, al ser favorables para ellas las condiciones del medio, persisten y se multiplican. La composición específica de los fangos activados estará determinada por la velocidad relativa de crecimiento de las especies, la disponibilidad de alimento en competición con otras especies del mismo nivel trófico y el efecto de la predación de los organismos de niveles tróficos más altos. Aparte de estos factores, las condiciones físicas y químicas de la planta son también importantes en la determinación de la 20

composición específica. Los principales factores son la disponibilidad de oxígeno, el pH, la temperatura y los agentes inhibidores o tóxicos. De todas las especies de un mismo nivel trófico que compiten por el mismo alimento una de ellas se convertiría en dominante. Esta situación debería conducir a la eliminación de las otras especies que compiten. Esto no ocurre debido a las condiciones cambiantes que se dan conforme los fangos pasan a través del sistema, que favorecen sucesivamente a diferentes especies, y a la introducción constante de una flora mixta que mantiene la competición por el alimento. Aunque en los fangos activados son introducidos algas, bacterias, hongos y protozoos, las bacterias se convierten normalmente en dominantes. Las bacterias dominantes de los fangos tienen que satisfacer dos condiciones: ser capaces de utilizar los residuos orgánicos y formar rápidamente flóculos que faciliten su separación del efluente y que aseguren su retención en el sistema. La naturaleza de las bacterias dominantes estará determinada en gran medida por la composición de los residuos que tengan que ser tratados. Las bacterias nitrificantes autótrofas, aunque no están en competición por la misma fuente de energía, pueden competir por el oxígeno si éste es limitante. Su requisito más crítico, sin embargo, es mantener su población en competición con las bacterias heterótrofas presentes en el flóculo que se multiplican más rápidamente cuando la población total es mantenida a un nivel constante mediante la purga del exceso de fangos. El nicho de los protozoos en los sistemas de fangos activados es algo difícil de definir con precisión. Los flagelados zoomastigóforos son osmótrofos, y como tales compiten, normalmente sin fortuna, con las bacterias. Más significativas en la comunidad son las formas holozoicas en especial los ciliados. Éstos se alimentan de las bacterias y otros protozoos. La ausencia de protozoos ciliados en una planta de fangos activados lleva normalmente asociada un efluente turbio causado por la presencia de un elevado número de bacterias dispersas. Se sabe, así mismo, que los protozoos contribuyen a la floculación de la materia orgánica suspendida, incluyendo las bacterias. Por tanto su presencia en unos fangos activados puede influir en la clarificación del efluente y en la formación de los flóculos. En el desarrollo de un sistema de fangos activados tiene lugar una sucesión de las especies dominantes de la población de protozoos en paralelo con la de la población bacteriana. El grado de floculación de las bacterias también puede ser importante. En los primeros estadios de desarrollo del flóculo muchas bacterias están dispersas en el líquido. Esto favorece a las formas que nadan libremente. Conforme las bacterias están floculadas las formas fijas y las asociadas a los flóculos son favorecidas. A medida que los fangos maduran, los organismos de los niveles tróficos más altos como los rotíferos y gusanos nemátodos pueden llegar a establecerse. El conjunto de organismos presentes en unos fangos maduros tras alcanzar el equilibrio, está relacionado con las condiciones medias de la planta. Por lo tanto, los fangos activados pueden ser considerados como un complejo sistema ecológico, en el que los organismos presentes están en competición por el alimento común existente y entre los cuales hay una serie de relaciones de predador-presa. Existen diferentes poblaciones, algunas dependientes y otras independientes de las otras. En tal sistema, el organismo dominante de los que se hayan en competición en un determinado nivel trófico por una fuente común de alimento, será el que bajo las condiciones que prevalecen es capaz de multiplicarse más rápidamente con el alimento disponible. Un factor de complejidad añadido 21

en las plantas de fangos activados es la pérdida continua de organismos debido a las salidas con el efluente y las descargas del exceso de fangos. Los organismos como los ciliados perítricos ligados al flóculo o los ciliados hypótricos asociados con la superficie del flóculo, es menos probable que sean eliminados del sistema junto con el efluente que los ciliados que nadan libremente. Por tanto la capacidad de una especie de protozoos para establecerse y mantenerse en el sistema depende del nicho físico (espacial) que ocupa. En la práctica, aunque las bacterias son las principales responsables de la depuración, los protozoos predadores juegan un papel secundario pero significativo en la producción de efluentes clarificados. 2.4.1.3. Estructura de los flóculos. Las bacterias para ser retenidas en una planta tienen que ser capaces de formar un flóculo discreto sedimentable o ser atrapadas dentro de él. El flóculo puede considerarse en principio formado como resultado combinado de la actividad biológica y de las fuerzas físicas. Las bacterias en los fangos activados son consideradas biocoloides hidrofílicos. Se considera que la floculación de las bacterias está causada por polielectrolitos de origen natural (ácidos húmicos) o sustancias excretadas en la superficie celular de las bacterias (complejos de polisacáridos y glucoproteínas). Estos polímeros extracelulares son segregados por las denominadas bacterias formadoras de flóculos. Por lo tanto los flóculos de fangos activados están formados por microorganismos, partículas orgánicas e inorgánicas del agua residual influente y polímeros extracelulares que juegan un papel importante en la biofloculación del fango activado. En el flóculo de fangos activados se pueden considerar dos niveles de estructura: la microestructura y la macroestructura. La microestructura del flóculo es conferida por los procesos de agregación y biofloculación. Constituye la base de la formación del flóculo, y da lugar a la formación de flóculos normalmente pequeños (menores de 75 µm) esféricos y compactos, aunque débiles y fácilmente afectados por la turbulencia del reactor. La macroestructura del flóculo es proporcionada por microorganismos filamentosos. Estos organismos forman una red sobre la cual se fijan los flóculos, originando flóculos grandes, fuertes y resistentes a las turbulencias del reactor. Los flóculos grandes conteniendo organismos filamentosos suelen ser de forma irregular, en vez de tener la forma esférica típica de los flóculos sin presencia de organismos filamentosos, ya que crecen en la misma dirección que la red. En función del nivel de bacterias filamentosas pueden distinguirse tres tipos de flóculos: Flóculo ideal. Cuando la proporción de bacterias formadoras de flóculos y bacterias filamentosas es la correcta se formarán flóculos compactos, densos y grandes que sedimentarán fácilmente en el decantador secundario dando lugar a un fango concentrado y un sobrenadante limpio (Figura 12a). 22

Flóculo punta de alfiler. Cuando prácticamente no existen bacterias filamentosas, existiendo sólo microestructura. Los flóculos son pequeños y débiles. Los flóculos grandes sedimentan rápidamente pero los pequeños no sedimentan bien, originando un sobrenadante turbio (Figura 12b). Bulking. Tiene lugar un predominio de las bacterias filamentosas, las cuales crecen dentro y fuera de los flóculos, impidiendo que se aproximen. Los flóculos son fuertes y grandes pero las bacterias filamentosas interfieren en la sedimentación y compactación. El sobrenadante producido es extremadamente claro ya que las partículas pequeñas son filtradas y fijadas sobre la estructura filamentosa (Figura 12c).

a)

b)

c)

Figura 12.-Efecto de la presencia de bacterias filamentosas sobre la estructura del fango activado. 2.4.1.4. Problemas de separación en el proceso de fangos activados. La separación de los sólidos del agua tratada tiene lugar normalmente por sedimentación, estando la mayoría de los problemas de separación asociados a fallos en la formación de la microestructura o de la macroestructura del flóculo. Los principales problemas son: Crecimiento disperso: Por alguna razón, no se produce la biofloculación de los microorganismos, dando lugar a un efluente turbio. Bulking viscoso: Se produce un fallo en la microestructura por un exceso de polímeros extracelulares. Las células se encuentran dispersas en una masa de material extracelular, dando lugar a un fango viscoso con problemas de sedimentación y compactación. Flóculo punta de alfiler: como ya se ha comentado aparece por un fallo en la macroestructura del flóculo debido a la ausencia o a una proporción excesivamente baja de bacterias filamentosas. Los flóculos pueden romperse fácilmente, dando lugar a flóculos pequeños que son arrastrados con el efluente. Bulking filamentoso: fallo en la macroestructura por un exceso de organismos filamentosos. Esta estructura mantiene los flóculos separados, haciendo que la sedimentación y la compactación sean muy deficientes. En casos muy severos, la manta de fangos puede sobrepasar la altura del vertedero del clarificador, saliendo éstos con el efluente. 23

Foaming o formación de espumas: Normalmente está asociado a dos tipos de bacterias filamentosas: Nocardia spp y Microthrix parvicella. Ambos microorganismos tienen superficies celulares muy hidrofóbicas, situándose en la superficie de las burbujas de aire, estabilizando las burbujas y formando espumas que ascienden a la superficie donde tienden a acumularse formando una capa espesa de color marrón. Flotación de los fangos: la formación de N2 gas (muy poco soluble en agua) en el decantador secundario debida a un proceso de desnitrificación, puede provocar la flotación de los fangos. Este problema se agrava cuando el fango desnitrificante tiene una proporción elevada de bacterias filamentosas. Es importante el control de la concentración de nitratos en el efluente del reactor de fangos activados para evitar este problema. Se identifica fácilmente el problema por la observación de pequeñas burbujas de gas en el clarificador y, en caso de presencia de bacterias filamentosas, se encuentran en la misma proporción en el licor mezcla y en las espumas. 2.4.1.5. Factores que influyen en el crecimiento de bacterias filamentosas. Actualmente, el control efectivo de los problemas de sedimentación de fangos se basa en la identificación de los organismos que lo causan y en la eliminación de las condiciones que favorecen su crecimiento.

a)

b)

c)

d)

Figura 13.- Bacterias filamentosas en fangos activados: a) Microthrix parvicella, b) Sphaerotilus natans, c) Thiothrix s.p. y d) Nocardia s.p. (Cortesía de EGEVASA). Entre los factores que pueden favorecer el crecimiento de estos organismos cabe destacar: 24

- Baja carga másica o elevada edad del fango (M. Parvicella (Figura 13a), tipos 1851, 0041, 0092) - Baja concentración de oxígeno disuelto (M. parvicella, S. Natans (Figura 13b), H. Hydrossis) - Concentración de S= , aguas sépticas, (Thiothrix s.p.(Figura 13c), Beggiatoa, tipos 021N, 0914). Estas bacterias pueden obtener energía de la oxidación de sulfuro de hidrógeno, lo que les confiere ventaja frente a otras. - Déficit de nutrientes (N y/o P) (S. Natans, Thiothrix s.p., tipo 021N) - Bajo pH (hongos) - Atrapamiento de espumas en la superficie y recirculación de espumas (Nocardia s.p. (Figura 13d) y M. Parvicella 2.4.1.6. Selectores. En general los sistemas de fangos activados de mezcla completa con alimentación continua dan lugar a fangos con peores características de sedimentabilidad que los sistemas de alimentación discontinua o con tanques compartimentados en los que el fango recirculado entra en contacto con una elevada concentración de materia orgánica. Además, si la zona donde tiene lugar la mezcla del agua influente con el fango recirculado está aireada, el fango sedimentará peor que si la concentración de oxígeno disuelto en esta zona es cero. Esto ha dado lugar al desarrollo de nuevas estrategias para el control de los problemas de bulking: utilización de tanques de flujo de pistón, alimentación discontinua, compartimentar los tanques de aireación o la utilización de un pequeño tanque donde se produce la mezcla del fango recirculado con el influente. Esta última alternativa es la que se conoce como selector.

Figura 14.- Velocidad específica de crecimiento en función de la concentración de sustrato para bacterias formadoras de flóculos y filamentosas. Existen dos tipos de selectores: Selectores cinéticos: son reactores aerobios. Se basan en la mayor velocidad de crecimiento de las bacterias formadoras de flóculos frente a las filamentosas para concentraciones elevadas de sustrato (Figura 14). 25

Selectores metabólicos. En estos el efecto del selector cinético se ve suplementado por la potenciación de metabolismos diferentes del aerobio en el sistema, mediante unas condiciones de operación determinadas. La mayoría de las bacterias filamentosas son aerobias, viéndose desfavorecidas bajo condiciones distintas de éstas. Se dividen en: - Anaerobios: en ausencia de aceptores de electrones las bacterias acumuladoras de polifosfatos son capaces de obtener energía de sus reservas de polifosfatos para el proceso de almacenamiento de sustrato dentro de la célula, por lo que su desarrollo se ve favorecido. El elevado contenido en fósforo de estas bacterias les confiere unas excelentes características de sedimentabilidad. - Anóxicos: en ausencia de oxígeno, las bacterias desnitrificantes utilizan nitrato como aceptor de electrones produciéndose el metabolismo anóxico. Las bacterias filamentosas o no son capaces de desnitrificar o lo hacen con una velocidad muy inferior a la de las bacterias formadoras de flóculos por lo que éstas se verán favorecidas. 2.4.2. Factores y parámetros fundamentales del proceso de fangos activados. 2.4.2.1. Características del agua a tratar. El diseño adecuado del tratamiento biológico en una estación depuradora exige el conocimiento profundo de las características del agua a tratar. Estas características han sido definidas en temas anteriores. Los parámetros necesarios para el cálculo del proceso de fangos activados son la DQO y la DBOlim (que permite establecer la fracción biodegradable de la materia orgánica), los SS descompuestos en volátiles y no volátiles y dentro de los volátiles, en biodegradables y no biodegradables y la concentración de nutrientes (N y P). Tanto para la materia orgánica como los nutrientes es de gran importancia conocer la fracción soluble. En el caso de la materia orgánica se considera la fracción soluble como fácilmente biodegradable, mientras que la suspendida deberá sufrir un proceso de hidrólisis previo a su asimilación por los microorganismos, por lo que se considera como lentamente biodegradable. En la Tabla 4 se recogen los valores típicos de estos parámetros para aguas residuales urbanas. Tabla 4.- CARACTERÍSTICAS TÍPICAS DEL AGUA RESIDUAL URBANA. Parámetro

Carga (g/hab./día)

% Soluble

DQO

140

40

DBO5

70

40

NKT

10

65

Ptotal

2.5

65

SS(a)

80

--

(a) Fracción volátil de los SS: 80% (a) Fracción biodegradable de los SSV: 70%

Tabla 5.- PORCENTAJE DE ELIMINACIÓN DE SS EN LA DECANTACIÓN PRIMARIA, AGUAS RESIDUALES URBANAS. CARGA SUPERFICIAL DE 30 m3/m2.d. 26

tr (h) 1 2 3 4 5

% Eliminación SS 43 55 65 66 67

Por lo que respecta a los fangos activados se ha de tener en cuenta que estos procesos suceden normalmente a un tratamiento primario y, por lo tanto, se ha de calcular previamente los contaminantes eliminados en éste, lo que se realiza a partir de los porcentajes de eliminación alcanzados para los distintos parámetros. La Tabla 5 muestra la eliminación de SS esperada en la decantación primaria de aguas residuales urbanas, para un valor de la carga superficial de 30 m3/m2/d y distintos tiempos de residencia. Asociada a la eliminación de SS se produce la eliminación de la materia orgánica, N y P presentes en esos sólidos suspendidos. 2.4.2.2. Carga másica. La carga másica es parámetro que trata de representar la relación existente entre la carga orgánica alimentada al reactor y los microorganismos presentes en él (F/M ≡ food/microorganisms). Dada la dificultad de cuantificar los microorganismos, suele definirse como:

Cm =

kg DBO5 entrantes Q S0 = kg SSV en el reactor ⋅ día V X SSV

(23)

o incluso, a veces se refiere este parámetro a los SST en el reactor (en vez de los SSV), ya que éstos son más fáciles de determinar que los volátiles. Por ello es muy importante al hablar de la carga másica establecer a qué concentración de sólidos está referida. La experiencia ha demostrado que los valores de Cm están relacionados con la sedimentabilidad del fango, es más, sólo para algunos valores de este parámetro puede obtenerse un fango fácilmente sedimentable. Para caracterizar la sedimentabilidad del fango se suele utilizar el índice volumétrico del fango (IVF), que se define como el volumen en mL ocupado por 1 g de fango seco después de decantar media hora. Para obtener una buena decantación este índice ha de tener un valor próximo a 100 o inferior. Para aguas residuales urbanas típicas, estos valores se obtienen para tres intervalos de la carga másica, los cuales dependen a su vez de la temperatura y aparecen enumerados en la Tabla 6. Tabla 6.- PROCESOS DE FANGOS ACTIVADOS EN FUNCIÓN DE LA CARGA MÁSICA PARA AGUAS RESIDUALES URBANAS TÍPICAS. Proceso

Cm (kg DBO5/kg SST.día) 27

T < 20 ºC

T = 20 ºC

T > 20 ºC

Alta carga

1.2 – 2.0

1.5 - 2.3

3.5 – 4.5

Convencional

0.15 – 0.40

0.20 - 0.45

0.25 - 0.60

Oxidación total

≤ 0.07

≤ 0.10

≤ 0.12

Esto da lugar a tres tipos de procesos con características propias. En el orden expuesto: Alta carga, Convencional y Oxidación total. La producción de microorganismos es grande en el primer caso, decrece en el segundo y es baja en el tercero. Además los fangos que se obtienen en un proceso de oxidación total están bastante estabilizados (bajo contenido en SSV), cosa que no ocurre en los otros dos casos. Esto condiciona el tratamiento de fangos posterior. Por otra parte las necesidades de oxígeno en el reactor biológico (tanque de aireación) crecen del primer proceso al último. Esto hace que desde el punto de vista económico, dependiendo del tamaño de la población, sea más conveniente un procedimiento u otro. La oxidación total se utiliza preferentemente en plantas de menor tamaño (generalmente poblaciones de hasta 25.000 habitantes) en las que el mayor consumo de energía en el reactor es compensado por la mayor simplicidad de explotación y gestión, puesto que se elimina la mayor parte de la línea de fangos. Tanto en el tratamiento convencional como en oxidación total la calidad del agua efluente cumple los requisitos de vertido exigibles a una estación depuradora. La elección de un tratamiento u otro en muchos casos se realiza en base a balances económicos y consideraciones técnicas y de operación de la planta. Sin embargo los sistemas de alta carga no permiten obtener estos niveles de calidad, por lo que no son utilizados en estaciones depuradoras de aguas residuales urbanas, quedando reservados como pretratamientos de determinados efluentes industriales. En la práctica, al diseñar una planta de tratamiento de aguas residuales domésticas, solamente se toman valores de Cm, referida a SST, comprendidos en los intervalos indicados. Es importante resaltar que los valores de la carga másica correspondientes a oxidación total son para la situación normal de este tratamiento, en la que no existe decantación primaria. 2.4.2.3. Eficiencia del tratamiento. La eficiencia del tratamiento estricto se define por la siguiente fórmula: ET =

ET =

So - S So

(24)

Sin embargo la eficiencia real, o total del tratamiento se calcula como sigue: So - D So

28

(25)

en la que D es la DQO total que escapa del decantador que incluye tanto S como la materia orgánica asociada a los microorganismos y otros sólidos suspendidos volátiles efluentes. 2.4.3. Reactores de mezcla completa. 2.4.3.1. Hipótesis de cálculo y notaciones. En los cálculos de procesos con reactor de mezcla completa se utilizará el esquema mostrado en la Figura 15 y las notaciones que se detallan a continuación. Los significados de las variables son los siguientes: Q = Caudal influente, m3/día. Qr = r Q = Caudal recirculado, m3/día. QW = Caudal purgado (fangos en exceso), m3/día. V = Volumen del reactor, m3. ST0 = DQO total biodegradable en el caudal influente, g/m3. = DQO soluble biodegradable en el reactor y efluente del mismo, g/m3. SS XI0 = DQO suspendida inerte en el caudal influente, g/m3. XH = Microorganismos heterótrofos en el reactor y efluente del mismo, g DQO/m3. XHI = Biomasa inerte procedente de los microorganismos heterótrofos muertos expresados como DQO, g/m3. XHe = Microorganismos heterótrofos en el efluente, g DQO/m3. XH0 = Microorganismos heterótrofos en el caudal influente, g DQO/m3. XT = SST en el reactor y efluente del mismo, g/m3. XTr = SST en la recirculación, g/m3. XSSV = Sólidos suspendidos volátiles en el reactor, g/m3. XSSVNB = Sólidos suspendidos volátiles no biodegradables, g/m3. XSSNV = Sólidos suspendidos no volátiles en el reactor, g/m3. XSST = Sólidos suspendidos totales en el reactor, g/m3. Reactor Entrada Q ST0 XH0

V XH SS

Decantación Qr + Q

Q - Qw

SS

XHe SS

Qr = r Q XTr SS

Qw Recirculación

Purga de fangos

XTr SS

Figura 15.- Reactor de mezcla completa con recirculación. Se establecerán las siguientes hipótesis de cálculo: - No existen microorganismos en las aguas residuales sin tratar; es decir XH0 = 0. 29

Efluente

- La concentración de microorganismos que se escapan con el agua efluente es despreciable (XHe ≈ 0). - No se produce actividad microbiana en el clarificador y conducciones. - Se produce la hidrólisis total de los sustratos lentamente biodegradables, trasformándose en sustratos rápidamente biodegradables (S). - Se consigue una mezcla completa en la aireación. Es decir, los valores de S y X son iguales en todos los puntos del reactor e iguales a los que se dan en el efluente. - Se consiguen condiciones estables en todo el sistema. - En los tanques de mezcla completa, la reacción de eliminación de sustrato viene representada por la expresión de Lawrence y Mc. Carty (9). 2.4.3.2. Ecuaciones. Tiempo de retención celular:

θc =

V X SST V X SSV V XH V X HI = = = Q ∆X SST Q ∆X SSV Q ∆X H Q ∆X HI

(26)

Balance de sustrato: Q (STo - S S ) µ mH S S = V XH YH ( K s + S S )

(27)

Balance de microorganismos: Producción de biomasa heterótrofa activa: Q ∆X H =

V XH = Q YH ( ST0 - S S ) - b H V X H θc

(28)

Producción de biomasa heterótrofa inerte (debris):

Q∆X HI =

V X HI = f DH b H V X H θc

(29)

En régimen estacionario puede considerarse que la fracción de la materia celular que tras su muerte queda como residuo orgánico no biodegradable es fDH = 0.2. Balance de fangos: 30

Producción de fangos totales expresados en DQO: Q∆X T = Q X I 0 + Q∆X H + Q∆X HI

(30)

Producción de fangos totales expresados en SST: vienen dados por la biomasa generada en el proceso (activa y debris) más los sólidos suspendidos no volátiles y los volátiles no biodegradables que entran al reactor.

Q ∆ X SST = Q X SSNV 0 + Q X SSVNB 0 + i TSSXI Q ∆ X HI + i TSSBM Q ∆ X H

(31)

siendo: iTSSXI : factor de conversión de DQO inerte a SST. iTSSBM : factor de conversión de biomasa expresada como DQO a SST. 2.4.3.3. Parámetros cinéticos.

Para aguas residuales urbanas típicas, el estudio de datos de estaciones depuradoras reales, ha permitido establecer como expresiones de los parámetros cinéticos y estequiométricos del proceso de eliminación de materia orgánica en cultivo suspendido las que aparecen en la Tabla 7. En ella puede observarse la dependencia del valor de la velocidad de crecimiento de las bacterias heterótrofas con la concentración de oxígeno disuelto en el reactor. Para valores de esta concentración elevados este término (OD/(0.2+OD) tomará valores próximos a la unidad. Sin embargo, dado que el aporte de oxígeno al reactor constituye uno de los principales costes de los tratamientos aerobios, normalmente se trabajará con valores de este término por debajo de la unidad. Tabla 7.- EXPRESIONES DE LOS PARÁMETROS DEL PROCESO DE ELIMINACIÓN DE MATERIA ORGÁNICA PARA AGUAS RESIDUALES URBANAS.

Parámetro

Base

Expresión

µmH

d

4 1.072(T-20) OD/(0.2+OD)

YH

g cel (DQO)/g N-NH4+

0.60

bH

d-1

0.2 1.072(T-20)

KS

g DQO/m3

10

-1

OD : Oxígeno disuelto en g/m3

2.4.3.4. Proceso de cálculo

Uno de los criterios más utilizados en el cálculo de fangos activados es el que se basa en la asignación de un valor de la edad del fango. Una vez realizados los cálculos, debe comprobarse que la carga másica pertenece a un intervalo para el cual puede asumirse una sedimentabilidad del fango adecuada. El criterio basado en fijar una eficiencia para el proceso, puede resultar engañoso por cuanto si bien es verdad que la eficiencia que resulta en el reactor es la esperada, si la carga másica no es la adecuada, no se conseguirán unos fangos que decanten fácilmente y en consecuencia la eficiencia total (debida al aireador más decan31

tador) no será la deseada. Fijada la edad del fango, es necesario establecer la concentración de sólidos (SST ó SSV) en el reactor, para que el diseño quede definido. En el proceso de cálculo que se desarrolla a continuación se ha fijado el valor de los SST. Un esquema análogo se obtendría fijando los SSV. Datos del problema: Q = caudal a tratar, m3/día. STo = DQO total biodegradable del influente, g/m3. SI0 = DQO soluble no biodegradable influente, g/m3. XSSNVo = SSNV en el influente, g/m3. XSSVNBo= SSV no biodegradables en el influente, g/m3. Se seleccionan los valores de: θC XSST

= días. = concentración de SST en el reactor, g/m3.

Se suponen conocidos µmH, YH, Ks, bH y las características del agua residual a tratar. Se pretende calcular: SS = DQO soluble del efluente, g/m3. XH, XHI= microorganismos heterótrofos activos e inertes en el reactor, g/m3. Q∆X = producción de microorganismos, g/día. Q∆XSST= fangos totales producidos, g/día. CmT = Carga másica, kg DBO5/kg SST/día. V = volumen del reactor, m3. r = relación de recirculación. MOH = necesidades de oxígeno, g/día. DQO biodegradable soluble en el efluente.

Despejando el producto VXH de las ecuaciones (27) y (28), e igualando los dos términos de la derecha de las dos expresiones obtenidas, es posible obtener una expresión de SS en función de dicho tiempo de retención y de los parámetros cinéticos. SS =

K S ( θ c−1 + b H )

(32)

µ mH − ( θ c−1 + b H )

Biomasa producida:

En primer lugar se calcula el producto VXH despejándolo de (28): V XH =

Q YH (S T 0 −S S )

(33)

θ c−1 + b H

32

Conocido este producto, con la ecuación (28) se calcula la producción de biomasa heterótrofa activa y con la ecuación (29) la de biomasa inerte. La suma de estos dos valores representa la producción total de biomasa:

Q∆X = Q∆X H + Q∆X HI =

V XH + f DH b H V X H θc

(34)

Mediante la ecuación (31) se calcula la producción de fangos totales expresados como SST (Q∆XSST). Carga másica:

El valor de la carga másica se obtiene utilizando su definición:

CmT =

Q STo f V XSST

=

Q STo f

(35)

θ c Q∆ XSST

siendo: f = relación DBO5/DBOL. Una vez calculada se comprueba que está comprendido dentro del intervalo que asegura una adecuada sedimentabilidad (Tabla 6). Volumen del reactor:

De la definición de tiempo de retención celular (26), fijado el valor XSST, se obtiene directamente el valor del volumen mediante: V=

Q∆ XSST θc X SST

(36)

Microorganismos en el reactor:

Biomasa activa (XH): se obtienen directamente, conocidos el producto VXH y el volumen V. Debris (XHI): de la definición de tiempo de retención celular (26): X HI =

Q ∆X HI θ c V

(37)

Calidad del agua de salida:

DQO: viene dada por la suma de la DQO soluble biodegradable efluente, la soluble no biodegradable y la suspendida asociada a los sólidos suspendidos que se escapan del decantador secundario (SSefl). S T = S S + S I 0 + SS efl

Q∆X T Q∆X SST

(38) 33

DBO5: si se conoce la relación f entre DBO5 y DBOL, es posible estimar la DBO5 efluente del tratamiento, mediante la expresión: S TDBO5 = SS f + SSefl

Q∆X H f Q∆X SST

(39)

Relación de recirculación:

Se obtiene efectuando un balance de SST entre la entrada y la salida del reactor (Figura 16). Q (1+r) XSST

Q XSST XTr Q r

Figura 16.- Representación esquemática de un reactor de fangos activados

Balance de masas: Producción de SST = SST Salientes - SST Entrantes

i TSSXI Q ∆ X HI + i TSSBM Q ∆ X H = Q (1 + r ) X SST − Q r X Tr − Q ( X SSNV + X SSVNB )

(40)

Reordenando términos y teniendo en cuenta la ecuación (26), queda: r = (1 -

θ θc

)

X SST X Tr - X SST

(41)

El valor de XTr que figura en (41) son los SST que se obtienen del decantador secundario. La concentración de los mismos depende de la forma en que se lleve la explotación de la planta (forma de extracción periódica o continua, etc) o bien de la sedimentabilidad de los mismos. Suponiendo una buena sedimentabilidad, la concentración de SST puede estimarse en unos 8000 mg/L. Necesidades de oxígeno:

La cantidad de O2 necesario para condiciones medias de caudal y DQO, se obtiene aplicando un simple balance de DQO al sistema:

MO H = Q (STo - SS ) − (Q∆X H + Q∆X HI )

(42)

Para condiciones punta se calcula la DQO soluble efluente mediante (27) y la producción de biomasa heterótrofa activa mediante (28), utilizando los valores de Q y ST0 dados para esas condiciones. Utilizando estos valores en (42) se obtienen las necesidades 34

máximas de O2. Requisitos de nutrientes:

Para el proceso biológico de degradación de residuos es necesaria la presencia de ciertos nutrientes (N, P, Ca, Mg, etc). La mayoría de los nutrientes son necesarios en cantidades traza y suelen estar presentes en las aguas residuales. Sin embargo, muchas aguas residuales industriales son deficitarias en N y P, siendo necesaria su adición. Una estimación de las cantidades necesarias de estos nutrientes se basa en que el fango activado (X) contiene aproximadamente un 1.7 % de su peso seco como P y un 8.7 % como N. Por otra parte las concentraciones mínimas de N y P a mantener en el efluente se estiman normalmente como 1.0 y 0.5 mg/L respectivamente. Por lo tanto, las cantidades necesarias son:

Nitrógeno : 0.087 Q ∆X + Q

Fósforo : 0.017 Q ∆X + Q 0.5

g/día

(43)

g/día

(44)

estando Q∆X en g/día y Q en m3/día. Las cantidades de N y P disponibles pueden calcularse directamente a partir de la concentración total de nitrógeno Kjedahl (NKT) y de fósforo presentes en el agua alimento. Para la adición de nutrientes suelen utilizarse urea, H3PO4 o (NH4)3PO4. 2.4.3.5. Diseño del tanque de fangos activados.

Una vez calculado el volumen de reacción necesario, las dimensiones de los tanques vienen fijadas por el sistema de aireación que se desea utilizar. Respecto del calado deben tenerse en cuenta las siguientes recomendaciones: - Aireadores superficiales: De 3 a 5 m. Según el modelo presentan distinto alcance en profundidad. - Difusores: De 3 a 6 m. Presentan mayor eficacia en la transferencia de oxígeno a mayor calado, aunque aumenta el consumo energético. Respecto de las dimensiones en planta, hay que tener en cuenta que los aireadores superficiales siempre estarán en el centro de un cuadrado, mientras que los tanques que utilizan difusores admiten en principio cualquier forma, aunque se suelen construir con forma rectangular. 2.4.4. Reactores de flujo en pistón.

La característica de estos reactores es la variación a lo largo de él de la DQO, de los microorganismos y de las características del proceso biológico en general. Es de esperar que la diferente proporción de sustrato a biomasa (F/M) produzca el desarrollo de microorganismos diferentes. 35

En general se considera que la proliferación de los microorganismos filamentosos causantes del fenómeno de bulking es más frecuente en los sistemas de mezcla completa que en los sistemas con bajo grado de mezcal axial, baja dispersión y mayores gradientes de concentración de sustrato a lo largo del reactor, que es el caso de los reactores de flujo de pistón. Las elevadas concentraciones de materia orgánica al comienzo del reactor favorecen el crecimiento de las bacterias formadoras de flóculos, tal y como se explicó al hablar de los selectores cinéticos. Sin embargo en este tipo de reactores es posible la producción de cortocircuitos, como resultado de los cuales puede obtenerse en la salida del tanque un efluente deficientemente tratado. Así mismo son más sensibles que los RCTA a cargas puntuales inhibitorias. Oxígeno requerido

Oxígeno aportado

t= l/v Figura 17.- Distribución de la demanda de O2 en un reactor de flujo en pistón.

Habitualmente se construyen en forma de canal con una relación de longitud a anchura mínima de 5:1 y dimensionado para conseguir una velocidad de 1.5 m/min. Las profundidades son, como máximo, de 4.5 m y la anchura entre 4.5 y 9 m. Con estas normas se proyectaron los primeros tanques para el tratamiento de fangos activados, que fueron durante mucho tiempo los que constituían la gran mayoría de las realizaciones. Por eso en muchos países se le llama a este esquema "proceso convencional". La distribución de la demanda de oxígeno a lo largo del reactor presenta la forma que se muestra en el gráfico (Figura 17). En esta figura se ha incluido la línea del oxígeno aportado asumiendo una aportación uniforme a lo largo del reactor, pudiéndose apreciar que en una zona inicial la cantidad de oxígeno aportado sería deficitaria. En la práctica la discrepancia entre el oxígeno aportado y el requerido no sería tan marcada ya que existe una difusión longitudinal en el tanque, con lo que la distribución del oxígeno aportado no sería constante sino que tendería a adaptarse a la curva del oxígeno requerido.

36

Para evitar este inconveniente se utiliza una modificación denominada "Aireación proporcional", en la que los difusores no se distribuyen uniformemente sino adaptándose a los requisitos de oxígeno de una forma más o menos escalonada, tal como indica la Figura 18. Oxígeno aportado

Oxígeno requerido

t = l/v

Figura 18.- Aporte de O2 en un sistema de aireación proporcional.

En la actualidad se está tendiendo a la utilización de varios reactores en serie que por una parte permite reproducir el comportamiento de los sistemas de flujo de pistón, pero por otra permite un mejor control de la aireación de los reactores e incluso el alternar condiciones anaerobias, anóxicas o aerobias según se considere necesario. 2.4.5. Nitrificación en cultivos en suspensión

La discusión anterior del proceso de fangos activados se ha limitado a la degradación biológica aerobia de la materia orgánica carbonosa. Aunque este es el aspecto principal en el tratamiento de aguas residuales a menudo es también deseable estabilizar aquellos compuestos inorgánicos que pueden ejercer una demanda de oxígeno. El compuesto inorgánico más importante es el amoníaco, porque su presencia en el efluente de la planta puede estimular la disminución del oxígeno disuelto en la corriente receptora a través del proceso biológico de la nitrificación. En la nitrificación, el amoníaco se oxida biológicamente a nitrato. El nitrato que es el estado de oxidación final de los compuestos del nitrógeno, constituye un producto estabilizado. En la práctica, la nitrificación puede conseguirse en el mismo reactor utilizado en el tratamiento de la materia orgánica carbonosa o bien en un reactor separado de cultivo en suspensión dispuesto a continuación de un proceso convencional de fangos activados. Cuando la eliminación de la materia orgánica carbonosa y la nitrificación se llevan a cabo en el mismo reactor, el proceso se identifica a menudo como nitrificación de fase única. Cuando se usa una instalación separada para la nitrificación, ésta incluye, normalmente, un reactor y un tanque de sedimentación de la misma configuración general de diseño utilizada en el proceso de fangos activados. 37

Es importante resaltar que la nitrificación puede producirse en cualquiera de los procesos de cultivo suspendido, siempre y cuando se mantengan las condiciones de temperatura, oxígeno disuelto, edad del fango, etc. adecuadas para el crecimiento de las bacterias nitrificantes. Así, cuando la temperatura ambiental es elevada, es posible que se produzca la nitrificación del influente simplemente utilizando tiempos de retención celular correspondientes a un tratamiento convencional siempre que se mantenga la concentración de oxígeno en el tanque en un valor elevado. Por lo tanto, aunque el proceso se diseñe con la única finalidad de eliminar materia orgánica, es conveniente plantear las ecuaciones correspondientes al proceso de nitrificación, y la resolución conjunta de todas las ecuaciones proporcionará el mayor o menor grado de nitrificación que se obtendrá en el proceso de fangos activados. Si esta nitrificación es elevada, no considerar este proceso en el planteamiento del diseño conduciría, entre otros errores, a un infradimensionamiento del sistema de aireación. Ecuaciones bioquímicas de la nitrificación.

El nitrógeno amoniacal se transforma en nitrato en dos etapas mediante las bacterias nitrificantes. Estas bacterias se clasifican como autótrofas dado que utilizan el carbono inorgánico (CO2 o HCO3-) como fuente de carbono. El proceso de nitrificación se resume en las siguientes reacciones: Reacción 1ª fase: Nitrosomonas NH 4 + +

(45)

3 O2 → NO2 - + 2 H + + H 2 O 2

Reacción 2ª fase: Nitrobacter 1 NO2 + O2 → NO3 2

(46)

Reacción total: + + NH 4 + 2 O2 → NO3 + 2 H + H 2 O

(47)

Parte del N-NH4+ es asimilado en el tejido celular. Una reacción de síntesis representativa de esta asimilación autótrofa es:

4 CO 2 + HCO 3 - + NH 4 + + H 2 O → C5 H 7 NO 2 + 5 O 2

(48)

Como reacción global del proceso de conversión autótrofa del ión amonio a nitrato, se ha propuesto la siguiente reacción:

22 NH 4 + + 37 O 2 + 4 CO 2 + HCO 3 - → C5 H 7 NO 2 + 21 NO 3 - + 20 H 2 O + 42 H +

38

(49)

Como ya se ha comentado, la nitrificación se da en la mayoría de los tratamientos biológicos aerobios cuando las condiciones ambientales y de funcionamiento son las adecuadas. La velocidad de crecimiento de las bacterias Nitrobacter es considerablemente mayor que la de los Nitrosomonas, por lo que la velocidad de nitrificación se modela generalmente utilizando la conversión de amoníaco a nitrito como fase limitante. 2.4.5.1. Análisis del proceso de nitrificación.

Las expresiones cinéticas utilizadas para representar la eliminación de sustrato en el proceso de fangos activados son aplicables al proceso de nitrificación, aunque con una fuerte dependencia de las condiciones ambientales. La eliminación de amonio viene dada por la suma del consumo correspondiente al proceso de nitrificación y el asociado al crecimiento celular. Utilizando para el crecimiento de microorganismos autótrofos una expresión cinética tipo Monod (ecuación equivalente a la (9)), la velocidad de consumo de amonio en el proceso de nitrificación viene dada por: r NH =

- µ mA S NH X A

(50)

Y A ( K NH + S NH )

donde: rNH = velocidad de utilización de amonio, g N- NH4+/m3 d. µmA = velocidad de crecimiento específico de bacterias autótrofas, d-1. YA = coeficiente de producción máxima, definido como masa de microorganismos autótrofos formados por masa de amonio oxidado, g/g N-NH4+. KN = constante de semisaturación, g N-NH4+/m3. SNH = concentración de NKT soluble, g DQO/m3. XA = microorganismos autótrofos, g DQO/m3. Para el caso de reactores de mezcla completa, las ecuaciones obtenidas son: Tiempo de retención celular:

θc =

V X SST V X SSV V XA V X AI = = = Q ∆X SST Q ∆X SSV Q ∆X A Q ∆X AI

(51)

donde: Q ∆XA = producción de biomasa autótrofa activa, g DQO/d. Q ∆XAI = producción de biomasa autótrofa inerte, g DQO/d. Balance de sustrato:

El NKT es consumido en el proceso de nitrificación y como nutriente para el crecimiento de las bacterias autótrofas y heterótrofas. Asumiendo que un 8.7 % del peso de la biomasa es nitrógeno, el balance de NKT viene dado por:

39

Q ( NH T 0 − S NH ) =

µ mN S NH V X A + 0.087 Q∆X Y A ( K NH + S NH )

(52)

siendo Q∆X la producción total de biomasa dada por la ecuación: Q∆X = Q∆X H + Q∆X HI + Q∆X A + Q∆X AI

(53)

Balance de microorganismos:

Producción de biomasa autótrofa activa: Q ∆X A =

V XA = YA (Q ( NH T0 - S NH ) - 0.087 Q∆X ) − b A V X A θc

(54)

Producción de biomasa autótrofa inerte (debris): Q∆X AI =

V X AI = f DA b A V X A θc

(55)

donde: bA = coeficiente de desaparición de biomasa autótrofa , d-1. fDA = fracción de la materia celular autótrofa que tras su muerte queda como residuo orgánico no biodegradable = 0.1. Teniendo en cuenta la definición de tiempo de retención celular (51) y las ecuaciones (29) y (55), la producción total de biomasa viene dada por: Q∆X =

( 1 + θC f DH b H ) V X H + ( 1 + θC f DA b A ) V X A θC

(56)

Balance de fangos:

Producción de fangos totales expresados en DQO: Q∆X T = Q X I 0 + Q∆X H + Q∆X HI + Q∆X A + Q∆X AI

(57)

Producción de fangos totales expresados en SST: biomasa activa y debris más los sólidos suspendidos no volátiles y los volátiles no biodegradables que entran al reactor.

Q∆XSST = Q XSSNV0 + Q XSSVNB0 + iTSSXI (Q∆X HI + Q∆X AI ) + iTSSBM (Q∆X H + Q∆X A ) siendo: iTSSXI : factor de conversión de DQO inerte a SST. iTSSBM : factor de conversión de biomasa expresada como DQO a SST. 40

(58)

Se ha comprobado que los siguientes factores ejercen un efecto importante sobre el proceso de nitrificación: - Concentración de oxígeno disuelto. Se ha observado que la concentración de OD influye en la velocidad específica de crecimiento máxima, µmA de los microorganismos nitrificantes. - Temperatura. La temperatura tiene una gran influencia sobre las constantes del proceso de nitrificación. Para valores bajos de la temperatura, la velocidad del proceso se hace tan pequeña, que es difícil conseguir que se lleve a cabo la nitrificación, siendo necesario trabajar con tiempos de retención celular muy elevados. - pH. La tasa máxima de nitrificación se produce para valores del pH entre 7.2 y 9 aproximadamente. Para sistemas combinados de eliminación del carbono/nitrificación, la influencia del pH se incluye mediante el siguiente factor de corrección para µmA:

F pH = (1 - 0.833 (7.2 - pH))

(59)

Para aguas residuales urbanas una detallada revisión bibliográfica, así como una recopilación y análisis de datos de estaciones depuradoras reales, han permitido establecer como expresiones de los parámetros cinéticos del proceso de nitrificación en cultivo suspendido las que aparecen en la Tabla 8. Tabla 8.- EXPRESIONES DE LOS PARÁMETROS NITRIFICACIÓN PARA AGUAS RESIDUALES URBANAS.

Parámetro

Base

DEL

DE

Expresión

µmA

d

1.111(T-20) OD/(0.5+OD)

YA

g cel (DQO)/g N-NH4+

0.24

bA

d-1

0.15 1.111(T-20)

KNH

g N-NH4+/m3

1.0

-1

PROCESO

OD : Oxígeno disuelto en g/m3 T: temperatura en ºC

2.4.6. Cálculo del proceso conjunto de eliminación de materia orgánica y nitrificación.

Al igual que se detalló en el apartado 2.4.3.4. para la eliminación de materia orgánica, el diseño del proceso de nitrificación con cultivo suspendido en un reactor de mezcla completa, se lleva a cabo fijando la edad del fango y estableciendo la concentración de sólidos (SST ó SSV) en el reactor. En el proceso de cálculo que se desarrolla a continuación se ha fijado el valor de los SST. Para asegurar la adecuada sedimentabilidad del fango producido será necesario comprobar que el valor de la carga másica está comprendido dentro de los intervalos recomendados para los distintos procesos (Tabla 6). Datos del problema: Q STo SI0

= caudal a tratar, m3/día. = DQO total biodegradable del influente, g/m3. = DQO soluble no biodegradable influente, g/m3. 41

NHTo = NKT total en el caudal influente, g/m3. XSSNVo = SSNV en el influente, g/m3. XSSVNBo= SSV no biodegradables en el influente, g/m3. Se seleccionan los valores de: θC XSST

= días. = concentración de SST en el reactor, g/m3.

Se suponen conocidos µmH, YH, Ks, bH, , µmA, YA, KNH y bA y las características del agua residual a tratar. Se pretende calcular: SS = DQO soluble del efluente, g/m3. SNH = NKT soluble del efluente, g/m3. XH = microorganismos heterótrofos en el reactor, g/m3. XA = microorganismos autótrofos en el reactor, g/m3. Q∆X = producción de biomasa activa e inerte, g/día. Q∆XSST= fangos totales producidos, g/día. CmT = Carga másica, kg DBO5/kg SST/día. V = volumen del reactor, m3. r = relación de recirculación. MOT = necesidades de oxígeno, g/día. DQO biodegradable soluble en el efluente:

SS =

K S ( θ c−1 + b H )

(32)

−1 c

µ mH − ( θ + b H )

NKT soluble en el efluente:

Despejando el producto VXA de las ecuaciones (52) y (54), teniendo en cuenta la expresión (56) e igualando los dos términos de la derecha de las dos expresiones obtenidas, es posible obtener una expresión de SNH en función de dicho tiempo de retención y de los parámetros cinéticos. S NH =

K NH ( θ c−1 + b A )

(60)

µ mA − ( θ c−1 + b A )

Biomasa heterótrofa producida:

Q∆X = Q∆X H + Q∆X HI =

V XH + f DH b H V X H θc

(34)

Biomasa autótrofa producida:

42

Se calcula el producto VXA despejándolo de (54) teniendo en cuenta (56):

V XA =

YA (Q θ C ( NH T 0 −S NH ) − 0.087 ( 1 + θ C f DH b H ) V X H ) 1 + 0.087 YA (1 + θ C f DA b A ) + θ C b A

(61)

Conocido VXA, la producción total de biomasa autótrofa se calcula mediante: Q∆X A + Q∆X AI =

V XA + f DA b A V X A θc

(62)

Mediante la ecuación (58) se calcula la producción de fangos totales expresados como SST (Q∆XSST). Carga másica:

Utilizando su definición: CmT =

Q STo f V XSST

=

Q STo f

(35)

θ c Q∆ XSST

y se comprueba que está comprendido dentro del intervalo que asegura una adecuada sedimentabilidad (Tabla 6). Volumen del reactor:

De la definición de tiempo de retención celular (26), fijado el valor XSST, se obtiene directamente el valor del volumen mediante: V=

Q∆ X SST θc X SST

(36)

Microorganismos en el reactor:

Biomasa activa heterótrofa (XH): se obtienen directamente, conocidos el producto VXH y el volumen V. Biomasa activa autótrofa (XA): se obtienen directamente, conocidos el producto VXA y el volumen V. Debris heterótrofas (XHI): de la ecuación (37):

43

X HI =

Q ∆X HI θ c V

(37)

Debris autótrofas (XAI): de la ecuación (51): X AI =

Q ∆X AI θ c V

(63)

Calidad del agua de salida:

DQO: viene dada por la suma de la DQO soluble biodegradable efluente, la soluble no biodegradable y la suspendida asociada a los sólidos suspendidos que se escapan del decantador secundario (SSefl). S T = S S + S I 0 + SS efl

Q ∆X T Q∆X SST

(38)

DBO5: si se conoce la relación f entre DBO5 y DBOL, es posible estimar la DBO5 efluente del tratamiento, mediante la expresión: STDBO 5 = SS f + SSefl

(Q∆X H + Q∆X A ) f Q∆X SST

(64)

NKT: se calcula como la suma del NKT soluble efluente y el suspendido asociado a los sólidos suspendidos que se escapan del decantador secundario (SSefl). Se asume que el NKT está asociado a la biomasa activa, pero no a la inerte ni a XIo. NH T = S NH + SS efl

( Q ∆X H + Q ∆X A ) 0.087 Q∆X SST

(65)

NO: la concentración de nitratos se calcula como la suma del inicial más el NKT oxidado, calculado mediante la ecuación (52): S NO = S NOo +

µ mA S NH X A θ Y A (K NH + S NH )

(66)

Relación de recirculación:

Se obtiene efectuando un balance de SST entre la entrada y la salida del reactor (Figura 16). r = (1 -

θ θc

)

X SST X Tr - X SST

(41) 44

Necesidades de oxígeno de las bacterias heterótrofas:

La cantidad de O2 necesario para condiciones medias de caudal y DQO, se obtiene aplicando un simple balance de DQO al sistema:

MO H = Q (STo - SS ) − (Q∆X H + Q∆X HI )

(42)

Para condiciones punta se calcula la DQO soluble efluente para esas condiciones mediante (27) utilizando los valores de Q y ST0 dados para esas condiciones. Utilizando estos valores en (42) se obtienen las necesidades máximas de O2. Necesidades de oxígeno de las bacterias autótrofas:

El consumo de oxígeno para la nitrificación viene dado por: MO A = 4.57 Q ( NH To - S NH - 0.087

Q ∆X ) − ( Q ∆X A + Q ∆X AI ) Q

(67)

siendo el factor 4.57, la cantidad en gramos de oxígeno necesaria para la oxidación completa de 1 g de NKT. Como en el caso de las bacterias heterótrofas, para condiciones punta se calcula el NKT soluble efluente para esas condiciones mediante el balance de sustrato (52) utilizando los valores de Q y SNH0 dados para esas condiciones. Utilizando estos valores en (67) se obtienen las necesidades máximas de O2. Necesidades totales de oxígeno:

Vienen dadas por la suma de las necesidades para las dos poblaciones de microorganismos: MOT = MO H + MO A

(68)

Balance de fósforo:

Una estimación del fósforo consumido se basa en considerar que el fango activado (X) contiene aproximadamente un 1.7 % de su peso seco como P. Por lo tanto, el fósforo soluble efluente del reactor, vendrá dado por:

SP = PT0 − 0.017

Q∆X Q

(69)

Por lo que el fósforo total efluente del proceso será:

45

PT = S P + SS efl

Q ∆X Q∆X SST

0.017

(70)

Control del pH de operación.

Se recomienda mantener un pH de 7.2 ó superior. Cada mg/L de N-NH4+ oxidado provoca una disminución de 7.14 mg/L de alcalinidad expresada como CaCO3. La alcalinidad final, tras la nitrificación, puede estimarse como:

Alk r = Alko - (NO - NOo) ⋅ 7.14

mg/L

(71)

Tabla 9.- EFECTOS DE LA EFICACIA DE LA TRANSFERENCIA DE OXIGENO Y LA ALCALINIDAD RESIDUAL SOBRE EL pH DE OPERACIÓN.

Alcalinidad residual como CaCO3 mg/L 50 75 100 125 150 175 200

pH para una eficacia de transferencia dada, % 6% 9% 12 % 6.9 6.7 6.6 7.1 6.9 6.8 7.2 7.0 6.9 7.3 7.1 7.0 7.4 7.2 7.1 7.4 7.3 7.2 7.5 7.3 7.2

18 % 6.5 6.7 6.8 6.9 7.0 7.0 7.1

En el caso de aireadores superficiales esta alcalinidad residual debe mantenerse por encima de los 50 mg/L. Los difusores y la aireación mediante oxígeno puro, provocan una mayor disminución en el pH, lo que hace necesaria una mayor alcalinidad residual para mantener el pH por encima del valor deseado. El efecto de la eficacia en la transferencia de oxígeno y la alcalinidad residual sobre el pH de operación se muestra en la Tabla 9. En general, si la alcalinidad residual es menor que 50 mg CaCO3/L, el ajuste del pH de operación puede llevarse a cabo mediante la adición de Na2CO3 ó de Ca(OH)2. Requisitos de nutrientes:

Se estiman mediante los correspondientes balances, pudiéndose calcular las cantidades de N y P disponibles directamente a partir de los valores de NHTo y PTo. 2.4.7. Oxidación total.

El proceso de oxidación total utiliza los mismos esquemas de flujo que el de mezcla completa o el de flujo en pistón, pero con tiempos de retención hidráulicos en el tanque de 46

aireación de 18 horas o mayores. Este proceso opera a bajas cargas másicas (elevados valores de la edad del fango) lo que provoca la falta de suficiente alimento para el mantenimiento de todos los microorganismos presentes. Los microorganismos, por lo tanto, compiten por el alimento existente utilizando incluso su propia masa celular. Esta situación altamente competitiva da lugar a un efluente altamente tratado con una baja producción de fangos. Sin embargo, los efluentes de estas plantas pueden tener concentraciones significativas de flóculos punta de alfiler. Los sistemas de oxidación total no incluyen clarificador primario. También muchas son plantas compactas utilizadas por pequeñas comunidades. Las principales desventajas de este sistema son los elevados requisitos de oxígeno en el reactor y los grandes volúmenes de tanque necesarios para conseguir elevados tiempos de retención. La gran ventaja es que la línea de fangos queda reducida a un espesado y a una deshidratación del fango, simplificando así la explotación de la planta. 2.4.8. Canales de oxidación.

Los canales de oxidación (Figura 19) son una variante de la oxidación total. El agua residual se hace circular alrededor de un canal circular u oval, mediante aireadores mecánicos de eje horizontal o sistemas de bombeo situados en uno o más puntos a lo largo del canal. La velocidad del licor mezcla se mantiene entre 0.2 y 0.37 m/s para evitar la sedimentación de sólidos.

Figura 19.- Esquema de canal de oxidación.

Típicamente, los canales de oxidación utilizan aireadores de cepillo, de disco o de chorro para airear y provocar simultáneamente el flujo del líquido. 2.4.9. Valores medios de los parámetros de operación en procesos de fangos activados.

En la práctica, en el diseño de las estaciones depuradoras de aguas residuales se suelen adoptar, para los diferentes parámetros que definen la planta (edad del fango, tiempo de retención hidráulica, concentración de microorganismos, relación de recirculación, etc), unos valores sancionados por plantas ya construidas (Tabla 10).

47

Tabla 10.- VALORES MEDIOS DE LOS PARAMETROS EN PROCESOS DE FANGOS ACTIVADOS

PROCESO Oxidación total Alta carga Convencional (mezcla com.) Convencional (flujo en pistón) Aireación proporcional Canales de oxidación

θc (a) 20 - 30 5 - 10 5 - 15

Cv (b) 0.1 - 0.4 1.6 - 1.6 0.8 - 2.0

XT (c) 3-6 4 - 10 2.5 - 4.5

θ (d) 18 - 36 0.5 - 2 3-9

r 0.75 - 1.50 1.0 - 5.0 0.25 - 1.0

5 - 15

0.3 - 0.6

1.5 - 3.0

4-8

0.25 - 0.5

0.2 - 0.5

1.2 - 2.4

0.2 - 1.0

1.5 - 3

0.05 - 0.15

10 - 30

5 - 30

3-6

8 - 36

0.75 - 1.50

(a) días, (b) kg DBO5 /m3/d, (c) kg SST/m3, (d) horas

Esta tabla se ha confeccionado a partir de información encontrada en distintos libros y manuales. En ella se muestran los valores típicos de la concentración de sólidos totales en el reactor en vez de la de microorganismos, ya que este parámetro es mucho más fácil de determinar en una planta en operación. Por otra parte, se ha visto en los métodos de cálculo propuestos, que éstos permiten una cierta flexibilidad en el diseño. Se aconseja que en los cálculos se incluyan unas comprobaciones que permitan comparar los resultados obtenidos con los propuestos en la tabla mencionada. En general, se comprobará que éstos resultan muy conservadores. 2.4.10. Oxidación por contacto-estabilización.

El proceso de contacto-estabilización se desarrolló para aprovechar las propiedades de adsorción del fango activado. Un esquema del funcionamiento se recoge en la Figura 20. Se ha postulado que la eliminación de la DQO tiene lugar en dos etapas en el proceso de fangos activados. La primera es la fase de adsorción durante la cual se adsorben en el fango la mayor parte de las materias coloides y finamente suspendidas. En la segunda fase, oxidación o estabilización, la materia orgánica adsorbida es asimilada por los microorganismos. En los fangos activados descritos, estas dos fases tienen lugar en un solo tanque, mientras que el esquema contacto-estabilización se basa en llevar a cabo cada una de estas fases en reactores separados. La finalidad es disminuir el volumen del tanque de aireación, manteniendo la misma cantidad de fango en el sistema. Para ello se coloca un tanque de aireación en la conducción de fango recirculado como se muestra en la Figura 20. El fango que sale de este tanque (tanque de estabilización) presenta una gran tendencia a adsorber compuestos orgánicos. El agua residual se mezcla con un fango activado de retorno y es aireada en el tanque de contacto durante 20 a 60 minutos. Este es el período en que tiene lugar la adsorción a que se ha aludido antes así como la degradación de la fracción soluble (DQO fácilmente biodegradable). El fango se separa a continuación del efluente tratado por sedimentación y es aireado durante 3 a 6 horas. Este es el verdadero período de síntesis celular. El fango de retorno es purgado, en uno de los dos puntos señalados en la figura, o en los dos, para mantener 48

constante la concentración de sólidos en los dos tanques.

Influente

Efluente Tanque de contacto

Sedimentador

Recirculación

Purga Tanque de estabilización

Figura 20 .- Sistema de contacto-estabilización.

Este esquema puede resultar especialmente ventajoso cuando la materia orgánica biodegradable que entra al tratamiento biológico está en forma fundamentalmente suspendida o coloidal. De esta manera, la fracción de materia orgánica que sería necesario eliminar en el tanque de contacto (fracción soluble), sería muy pequeña, pudiéndose alcanzar los requisitos de vertido. La mayor parte de la materia orgánica (fracción suspendida) es adsorbida por la biomasa, y es degradada en el tanque de estabilización. Por esta razón, normalmente en este proceso se prescinde de un tratamiento primario. El cálculo detallado de este tipo de plantas se realiza haciendo uso de programas de simulación. Los valores típicos de los parámetros de operación son: θc = 5 - 15 días; kg DBO5 C v = 0.96 - 120 3 m día

c θ = 0.5 - 1 horas; e θ = 3 - 6 horas;

X = 2000 - 4000 mg/L SSVLM; Xr = 7000 - 10000 mg/L SSVLM

r = 0.25 - 1

siendo θc y θe el tiempo de retención hidráulico del tanque de contacto y de estabilización respectivamente y r la razón de recirculación. 2.4.11. Sistema Adsorción-Bioxidación (A+B).

En este sistema de tratamiento el agua residual pasa por dos tanques de tratamiento biológico diferentes, cada uno con su propio sedimentador y recirculación de fangos. El esquema de este sistema se muestra en la Figura 21 en la que pueden observarse las dos etapas, cada una de ellas con microorganismos y condiciones de operación diferentes. 49

El tanque de adsorción (A) trabaja a alta carga, tratando de favorecer el proceso de biofloculación, aumentando el rendimiento en la eliminación de sólidos suspendidos del decantador, que hará el papel de decantador primario. De esta forma se descarga el tratamiento biológico, aunque a costa de aumentar la producción de fango primario. En el segundo tanque, de bioxidación (B), se trabaja a carga media o baja, según se quiera nitrificar o no. Q-Qw1-Qw2 Adsorción V1 X1

Dec 1

r1 Q

Bioxidación V2 X2

Dec 2

r2 Q

Qw2

Qw1

Figura 21 .- Esquema del sistema A+B ƒ

En la primera etapa (A): - El porcentaje de eliminación de DBO5 debe mantenerse en el intervalo 50 - 60%. - Se "tamponan" las variaciones en el influente, produciéndose una entrada a B bastante homogénea. Así mismo, las posibles entradas de tóxicos afectarán principalmente al primer tanque, el cual, dada la baja edad del fango con la que trabaja, se recuperará rápidamente, una vez eliminada dicha entrada.

ƒ

En la segunda etapa (B): - La sedimentabilidad del fango es muy buena. - El volumen de tanque necesario es menor que el convencional, produciendo un ahorro de costes de inversión del 20 - 25%.

El cálculo riguroso de estas instalaciones se realiza haciendo uso de simuladores, considerando dos procesos de fangos activados en serie. En este esquema hay que prestar especial atención al cálculo de las necesidades de oxígeno en el tanque B en condiciones de caudal punta, pues al no ser el tiempo de retención en el tanque A muy elevado, la punta de caudal y calidad puede llegar a ser muy significativa en el segundo tanque, presentando unos requisitos de aireación muy elevados. 2.4.12. Lagunas aireadas.

50

Una laguna aireada es un estanque con una profundidad entre 1 y 4 m que el agua residual atraviesa de forma continua. La base del estanque debe ser impermeable, bien porque el terreno es impermeable de forma natural o porque se ha impermeabilizado con arcillas compactadas o con láminas de polietileno de alta densidad. El oxígeno generalmente es suministrado por agitadores superficiales sobre pontones flotantes, por difusores colocados sobre cadenas flotantes, por difusores de chorro, venturis, etc.. Estos dispositivos mantienen la materia orgánica y la biomasa en suspensión. La concentración de sólidos en la laguna es mucho menor que la que se utiliza en las unidades de fangos activados convencionales. La diferencia fundamental con el proceso de fangos activados es que en las lagunas normalmente no se lleva a cabo la recirculación de los lodos. Sin embargo se pueden recircular para mejorar el rendimiento en los meses de invierno. Tras la laguna siempre se incluye una etapa de sedimentación. La función esencial de estas lagunas es la metabolización de la materia orgánica. El rendimiento dependerá del tiempo de retención. EL efluente se decantará antes de su vertido con objeto de separar el agua tratada de los fangos biológicos.

Diseño.

El diseño se realiza de idéntica forma a como se ha descrito para el proceso de fangos activados pero sin recirculación. Como en los fangos activados, el parámetro básico de diseño será la edad del fango o tiempo de retención celular. Este se habrá de elegir de forma que se consiga una materia sedimentable y como quiera que se trata de un tanque o depósito de flujo disturbado, se habrá de tomar un margen de seguridad para prever las líneas de cortocircuito que hagan que algunas porciones pasen por la laguna con menos tiempo del preciso para la estabilización. Los valores típicos de θc para las lagunas aireadas oscilan entre 3 y 6 días para lagunas con recirculación y entre 6 y 8 días o incluso mayores para sistemas sin recirculación. Nótese que si la concentración de biomasa en el alimento es despreciable, la edad del fango coincide numéricamente con el tiempo de retención hidráulico. Una vez seleccionado el valor de θc, conocido el caudal, es posible calcular los valores del volumen, de las concentraciones de materia orgánica y NKT en el efluente, de la producción de microorganismos y de las necesidades de oxígeno, mediante las ecuaciones planteadas para el proceso de fangos activados. En el diseño de estas lagunas es necesario además tener en cuenta el efecto de la temperatura y las necesidades de energía de mezclado. Temperatura.

Los efectos más importantes son debidos a la reducción de la eficiencia producida por una disminución de la actividad biológica y a la formación de hielo. 51

El efecto de la temperatura sobre la actividad biológica se calcula por la ecuación: K T = K 20 θ

T - 20

(72)

en la que: KT = constante de reacción a T ºC. = constante de reacción a 20 ºC. K20 θ = coeficiente comprendido entre 1.06 - 1.09 T = temperatura en ºC. Considerando la temperatura del agua residual entrante, la temperatura del aire, el área de la laguna y el caudal del agua residual y realizando el correspondiente balance de energía en régimen estacionario, se obtiene la siguiente expresión que permite estimar la temperatura en la laguna. Ti - T w =

(T w - T a ) f h A Q

(73)

En esta ecuación: = temperatura del agua residual entrante (ºC). Ti = temperatura del agua en la laguna (ºC). Tw = temperatura del aire ambiente (ºC). Ta A = área de superficie en contacto (m2). h = coeficiente de transferencia de calor (kcal/h m2 ºC) entre el ambiente exterior y la laguna. A efectos estimativos puede utilizarse un valor de 20 kcal/h m2 ºC. Q = caudal del agua residual (m3/día). f = factor de proporcionalidad = 0.024 El factor de proporcionalidad tiene en cuenta los efectos de intercambio de calor, así como el efecto del aumento del área superficial debido a la aireación, viento y humedad. Con objeto de calcular la temperatura de la laguna, la ecuación anterior puede escribirse así: Tw =

A h f Ta + Q Ti Ahf +Q

(74)

Si se dispusiese de datos climatológicos, la temperatura de la laguna podría determinarse mediante un análisis térmico, suponiendo que la laguna esta completamente mezclada. Cuando sea previsible la aparición de hielos, sus efectos podrán reducirse al mínimo aumentando la profundidad de la laguna, con lo que se reduce el área, como se observa en la ecuación propuesta. Sin embargo, al aumentar la profundidad será mas difícil el mantenimiento de un régimen mezclado. Si la profundidad es mayor de 3.6 metros, será preciso utilizar aireadores con tubos de aspiración. Energía de mezclado.

Las necesidades de energía de mezclado se establecen entre 4 W/m3, para lagunas parcialmente mezcladas, y 20 W/m3, para lagunas de mezcla completa. 52

Carga orgánica.

Los valores típicos para la carga orgánica en estos sistemas debe estar entre: - Sistemas con recirculación: 0.07 – 0.15 kg DQO soluble biodegradable /m3 día - Sistemas sin recirculación: 0.04 – 0.07 kg DQO soluble biodegradable/m3 día 2.5. Desnitrificación en cultivos en suspensión.

Los procesos de desnitrificación son procesos anóxicos, término que se utiliza para indicar ausencia de oxígeno disuelto en el medio, aunque pueden existir otros aceptores de electrones como el NO3-. Las bacterias heterótrofas pueden crecer en condiciones de ausencia de oxígeno y presencia de nitrato como aceptor final de electrones. La reducción de nitratos a nitrógeno gas supone una pérdida de nitrógeno del sistema, por lo que a este proceso se le conoce como desnitrificación. Los procesos de desnitrificación pueden llevarse a cabo de forma independiente del proceso de oxidación de la materia orgánica carbonosa, en reactores independientes, utilizando metanol u otro compuesto como fuente de carbono orgánico para la etapa de desnitrificación o en sistemas combinados de oxidación del carbono-nitrificación y desnitrificación siendo, en este caso, el agua residual la fuente de carbono. Los esquemas de las instalaciones utilizadas para llevar a cabo el proceso de desnitrificación con cultivo suspendido son semejantes a los utilizados en el proceso de fangos activados convencional, utilizando como reactores, tanto tanques de mezcla completa como de flujo en pistón. 2.5.1. Reacciones de la desnitrificación.

La mayoría de las bacterias capaces de reducir el nitrato utilizándolo como aceptor de electrones, son heterótrofas facultativas (los géneros principales son Pseudomonas, Micrococcus, Achromobacter y Bacillus), aunque existen algunas bacterias autótrofas que también son capaces de hacerlo. Existen muchas bacterias con capacidad para cambiar su metabolismo pasando de utilizar oxígeno como aceptor final de electrones a utilizar nitrato. La utilización de oxígeno se ve favorecida frente a la de nitrato, por lo que si existen ambos compuestos, no se producirá la desnitrificación. La reacción de reducción del nitrato a nitrógeno gas, utilizando metanol como fuente de carbono, puede representarse mediante las siguientes ecuaciones: Reacción 1ª fase: 6 NO3 - + 2 CH 3 OH ⎯ ⎯→ 6 NO 2 - + 2 CO2 + 4 H 2 O Reacción 2ª fase:

(75)

6 NO 2 - + 3 CH 3 OH ⎯ ⎯→ 3 N 2 + 3 CO 2 + 3 H 2 O + 6 OH -

(76)

Reacción total: 6 NO 3 - + 5 CH 3 OH ⎯ ⎯→ 5 CO 2 + 3 N 2 + 7 H 2 O + 6 OH 53

(77)

Reacción de síntesis (Mc. Carty): 3 NO3 - + 14 CH 3 OH + CO2 + 3 H + ⎯ ⎯→ 3 C5 H 7 O2 N + H 2 O

(78)

Mc. Carty, propuso la siguiente ecuación empírica para describir la reacción global de eliminación de nitrato: + ⎯→ 0.065 C5 H 7 O 2 N + 0.47 N 2 + 0.76 CO 2 + 2.44 H 2 O NO 3 + 1.08 CH 3 OH + H ⎯

(79)

Cabe resaltar el consumo de protones y por tanto el aumento de la alcalinidad asociado a esta reacción. 2.5.2. Análisis del proceso de desnitrificación. Balance de materia orgánica. Q (STo - SS ) µ mH ηNO SS = (80) V XH YH ( Ks + SS ) donde: YH = coeficiente de producción máxima de los microorganismos heterótrofos en condiciones anóxicas (el mismo valor que para condiciones aerobias). ηNO = factor de corrección para el crecimiento en condiciones anóxicas. Valor típico 0.8. µmH = velocidad de crecimiento específica de los microorganismos heterótrofos en condiciones anóxicas. En este caso no depende de la concentración de oxígeno disuelto sino de la concentración de nitratos. Para aguas residuales urbanas viene dada por:

µ mH = 4 ⋅ 1.072 ( T − 20 ) SNO

S NO 0.1 + S NO

(81)

= concentración de N-NO3- en g/m3.

Balance de nitrato.

Dado que cada gramo de nitrato acepta tantos electrones como 2.86 g de oxígeno, el consumo de nitratos vendrá dado por: 2.86 Q (SNOo − S NO ) = Q (STo - SS ) − (Q∆X H + Q∆X HI )

(82)

Balance de microorganismos heterótrofos.

La producción de biomasa heterótrofa activa y la de biomasa heterótrofa inerte (debris) debida al proceso de desnitrificación, vienen dadas por las ecuaciones (83) y (84), que son similares a las (28) y (29) ya vistas en el proceso estrictamente aerobio. Q∆X H = Q YH ( ST0 - S S ) - b H Vanox X H

(83)

54

Q∆X HI = f DH b H Vanox X H

(84)

En las ecuaciones (83) y (84), Vanox es el volumen del reactor que se encuentra en condiciones anóxicas. Influencia de la temperatura.

La influencia de la temperatura se considera mediante la aplicación de un factor de corrección al parámetro µmH, tal como se describió para la eliminación de materia orgánica, por parte de las bacterias heterótrofas en condiciones aerobias. Influencia del pH.

El intervalo de pH óptimo está entre 7 y 9 aproximadamente, situándose la condición óptima alrededor de 7.5. Valores del pH por debajo de 7 pueden provocar un aumento de la producción de óxidos nitrosos, especialmente de N2O como productos finales de la desnitrificación. Influencia del oxígeno.

El oxígeno inhibe el proceso de desnitrificación ya que es utilizado por los microorganismos como aceptor de electrones antes que el nitrato. Sin embargo en condiciones de exceso de DQO (dador de electrones), la presencia de ciertas cantidades de oxígeno pueden ser toleradas sin que aumente significativamente la concentración de nitratos en el efluente. Cálculo del proceso de eliminación de materia orgánica en condiciones anóxicas.

El esquema de cálculo para el diseño del reactor anóxico necesario para obtener un valor máximo de SNO, a partir de unos valores de Q, STO y SNOo dados, puede ser el siguiente: Resolver simultáneamente las ecuaciones (80) y (82) tras sustituir en ellas las ecuaciones (83) y (84), fijando como valor de SNO el máximo deseado. Se obtiene el valor del producto (Vanox XH ) y SS . - Si los valores del producto (Vanox XH ) y SS son positivos, los valores obtenidos son los adecuados para el diseño y basta dar a XH un valor razonable y con ello se obtendrá el valor de Vanox necesario. - Si los valores del producto (Vanox XH ) y SS son negativos esto indica que el valor de STO es insuficiente para desnitrificar hasta el valor de SNO deseado. El valor de SNO mínimo obtenible se obtendrá resolviendo simultáneamente las ecuaciones (80) y (82) tras sustituir en ellas ecuaciones (83) y (84), fijando SS en un valor muy bajo (p.e. 5 mg/l). Se obtiene el valor del producto (Vanox XH ) y el mínimo valor posible de SNO. Basta dar a XH un valor razonable y con ello se obtendrá el valor de Vanox necesario. 2.6. Eliminación biológica de fósforo.

El objetivo principal de las plantas de tratamiento de aguas residuales viene siendo la eliminación de los compuestos de carbono orgánico. Sin embargo la tendencia actual es 55

incluir la eliminación de nitrógeno y/o fósforo. Las concentraciones permisibles en las aguas tratadas dependen de las características del medio receptor, estableciéndose en las directrices de la CE valores máximos para zonas sensibles de 1 mg P/L para plantas de 100.000 h.e. o mayores. En todas las plantas depuradoras convencionales se produce una eliminación de fósforo en el tanque de aireación, asociada a la utilización de este elemento como nutriente para el crecimiento de los microorganismos. Así mismo, se ha observado que determinados tipos de bacterias son capaces de almacenar fósforo intracelularmente en forma de gránulos de polifosfatos (bacterias acumuladoras de polifosfatos, PAOs), dando lugar a una eliminación neta de fósforo cuando son sometidas a una alternancia de condiciones anaerobias y aerobias. Bajo condiciones anaerobias, el fango activado descarga grandes cantidades de fosfatos al agua. Si el fango activado es aireado de nuevo, el fosfato es absorbido en cantidades mayores que la descarga, dando lugar a una eliminación neta del mismo (Figura 22). En condiciones anaerobias la materia orgánica fácilmente biodegradable es descompuesta por las bacterias acidogénicas (aeromonas) a ácidos grasos de cadena corta, esta transformación puede realizarse en la propia red de alcantarillado, en el fondo de los decantadores secundarios o en cualquier tanque del proceso que se mantenga en condiciones anaerobias. Los ácidos grasos de cadena corta (fundamentalmente ácido acético) son absorbidos por las acumuladoras y almacenados como poli-hidroxi-butirato (PHB) y otros poli-hidroxi-

alcanoatos (PHAs). Dado que las bacterias acumuladoras no pueden ganar energía bajo condiciones anaerobias, la energía necesaria para el almacenamiento de los ácidos grasos, es obtenida de la descomposición de los polifosfatos. Durante este proceso se produce la descarga de fosfatos al medio. Las bacterias acumuladoras no son capaces de crecer en condiciones anaerobias, pero son capaces de almacenar sustrato intracelularmente en estas condiciones, lo que supone una ventaja competitiva frente a otras bacterias aerobias. Figura 22. - Concentración de fosfato durante el proceso de eliminación biológica.

56

Bajo condiciones aerobias, las bacterias acumuladoras pueden utilizar el sustrato almacenado (PHA) dando lugar a un crecimiento de estas bacterias. Así mismo, utilizan parte de este sustrato almacenado para acumular fósforo intracelularmente en forma de polifosfatos, asegurando las reservas de energía necesarias para la etapa anaerobia. El fósforo sale del sistema con la purga de fango que se realiza tras la etapa aerobia (fango rico en polifosfatos). Este proceso (Figura 23) permite un incremento en la eliminación neta de fósforo (del orden de 3 a 4 veces) mayor que el producido por la sola síntesis celular de las bacterias heterótrofas no acumuladoras de polifosfatos.

Figura 23 .- Representación esquemática de la eliminación de fósforo.

Todo esto implica que la presencia de nitratos (como aceptores de electrones) puede permitir que las bacterias no acumuladoras metabolicen el sustrato fácilmente degradable reduciendo la cantidad de ácidos grasos de cadena corta disponibles para las bacterias acumuladoras de polifosfatos y que tiene como consecuencia una disminución en la eliminación de fósforo. Por las mismas causas tampoco es deseable una presencia de oxígeno en esta zona (ya que también es un aceptor de electrones). 2.6.1. Reacciones de la eliminación biológica de fósforo.

La degradación de polifosfato bajo condiciones anaerobias puede representarse de forma simplificada mediante la ecuación: 2 C2 H 4O2 + ( HPO3 ) + H 2 O ⎯ ⎯→ (C2 H 4O2 ) 2 + PO 4−3 + 3 H + poli − P mat. org. almacenada

(85)

Bajo condiciones aerobias, la toma de fósforo viene dada de forma simplificada por: ⎯→ (C2 H 4O2 )2 + 0.2 PO 4−3 + 1.2 O2 + 0.16 NH 4+ ⎯ 0.16 C5 H 7 NO 2 + 1.2 CO2 + 0.2 ( HPO3 ) + 0.44 OH − + 1.44 H 2O poli − P

57

(86)

En las ecuaciones (85) y (86) se ha supuesto que la materia orgánica utilizada es ácido acético, acumulado intracelularmente como PHB. La reacción (86) puede darse también en condiciones anóxicas, utilizando nitratos como aceptor de electrones y produciendo nitrógeno gas. 2.6.2. Ecuaciones cinéticas del proceso de eliminación biológica de fósforo. Condiciones anaerobias.

La velocidad de toma de acético puede representarse simplificadamente mediante una expresión del tipo Monod:

rA = q PHA

X PP / X PAO SA X PAO K A + S A K PP + X PP / X PAO

(87)

donde: qPHA = velocidad de toma de acético específica máxima para las bacterias PAO, d-1. = constante de semisaturación para la toma de acético, g DQO/m3. KA = concentración de ácido acético, g DQO/m3. SA XPP = concentración de polifosfato acumulado intracelularmente, g P-PO4/m3 XPAO = concentración de bacterias acumuladoras de polifosfato, g DQO (biomasa)/m3. KPP = constante de semisaturación para la relación XPP/XPAO, g P-PO4/ g DQO. La expresión (87) representa evidentemente la velocidad de acumulación de PHB o PHA. Ambos se acumulan en el interior de la membrana celular, incrementando por tanto el contenido en SS, representándose la suma de ambos por XPHA (g DQO /m3). De esta expresión se deduce que la velocidad de toma de acético se incrementa cuando la concentración de SA aumenta y cuando la relación XPP/XPAO aumenta. Paralelamente, la velocidad de suelta de fósforo, como ortofosfato, viene dada por la velocidad de toma de acético multiplicada por el coeficiente estequiométrico YPO4 (g de P liberado/ g de acético tomado):

rPO 4 l = YPO 4 q PHA

X PP / X PAO SA X PAO K A + S A K PP + X PP / X PAO

(88)

Condiciones aerobias.

En condiciones aerobias el XPHA almacenado intracelularmente es utilizado como sustrato por las bacterias PAO para realizar dos procesos simultáneamente: - Acumulación intracelular del ortofosfato disuelto en forma de polifosfato. - Crecimiento por formación de nueva materia celular. La velocidad de toma de fósforo puede representarse de forma simplificada mediante una expresión de tipo Monod: 58

rPO 4 t = q PP

S PO 4 X PHA / X PAO K MAX − X PP / X PAO X PAO K PS + S PO 4 K PHA + X PHA / X PAO K IPP + ( K MAX − X PP / X PAO )

(89)

donde: qPP = velocidad de toma de fósforo específica máxima para las bacterias PAO, d-1. SPO4 = concentración de ortofosfato, g P-PO4/m3. KPS = constante de semisaturación para el ortofosfato, g P-PO4/m3. KPHA = constante de semisaturación para la relación XPHA / XPAO . XPHA = concentración de PHA acumulado intracelularmente, g DQO/m3. KMAX = máxima valor posible de la relación XPP / XPAO, g P-PO4/ g DQO. KIPP = constante de semisaturación para la diferencia KMAX-XPP/XPAO, g P-PO4/ g DQO. Como se deduce de la ecuación (89), la velocidad de toma de fósforo depende de los valores de la concentración de SPO4 y de las relaciones XPHA / XPAO y XPP / XPAO. Cuanto mayor sea el valor de la concentración de SPO4 y de la relación XPHA / XPAO mayor será la velocidad de toma. Por el contrario cuanto mayor sea la relación XPP / XPAO menorr será la velocidad de toma, estando limitado el máximo valor de la relación XPP / XPAO por KMAX. La velocidad de crecimiento de las bacterias PAO puede representarse de forma simplificada mediante una expresión de tipo Monod:

rPAO = µ mPAO

S PO 4 X PHA / X PAO X PAO K P + S PO 4 K PHA + X PHA / X PAO

(90)

donde: µmPAO : velocidad de crecimiento específica máxima para las bacterias acumuladoras de polifosfatos, d-1. = constante de semisaturación para el fósforo en el crecimiento de PAO, g P-PO4/m3. KP Como se deduce de la ecuación (90), la velocidad de crecimiento de las bacterias PAO depende de los valores de la concentración de SPO4 y de la relaciones XPHA / XPAO. Cuanto mayor sea el valor de la concentración de SPO4 y de la relación XPHA / XPAO mayor será la velocidad de crecimiento.

2.6.3. Influencia de los nitratos.

Conviene evitar la presencia de nitratos en la zona anaerobia ya que inhiben la liberación de fósforo, pues permiten a las bacterias heterótrofas desnitrificantes asimilar los ácidos grasos de cadena corta, impidiendo su toma por las bacterias acumuladoras. En la zona aerobia las bacterias acumuladoras no podrán ni crecer ni acumular polifosfato, puesto que no disponen de sustrato y por tanto acabaran desapareciendo del sistema..

2.6.4. Capacidad de almacenamiento de fósforo

La eliminación biológica de fósforo es un fenómeno que se encuentra relacionado con la presencia de DQO fácilmente biodegradable. Debido a esto, por debajo de unos valores 59

mínimos de la relación DQO/PT no es posible conseguir una buena eliminación del fósforo. Los valores mínimos que se encuentran en la bibliografía para esta relación no coinciden totalmente. Se han propuesto valores mínimos de 10 para la relación DQO/PT. No obstante, otros estudios dan valores variables para este valor mínimo en función del esquema utilizado. En todo caso, las bacterias pueden contener como máximo un 50% de polifosfato, que se corresponde con un 15-20% de contenido en fósforo. Tabla 11.- VALORES TÍPICOS DE LOS PARÁMETROS DEL PROCESO DE ELIMINACIÓN BIOLÓGICA DE FÓSFORO.

Parámetro

Base

Valor (20 –10 ºC)

µPAO

d

1 – 0.67

qPHA

g SA (DQO)/g PAO (DQO)/ d

3-2

qPP

g PP/g PAO (DQO)/ d

1.5 -1

YPO4

g P/g SA (DQO)/ d

0.4

-1

3

KA

g SA (DQO)/m

KPP

3

4

g PP/m

0.01

3

KPS

g P/m

0.2

KP

g P/m3

0.01

KPHA

g PHA (DQO)/g PAO (DQO)

0.01

KMAX

g PP/g PAO (DQO)

0.34

KIPP

g PP/g PAO (DQO)

0.02

2.7. Plantas de tratamiento de aguas residuales para la eliminación biológica de nutrientes.

Los problemas de eutrofización creados por el vertido de aguas residuales con un contenido en nutrientes elevado han dado lugar al desarrollo de métodos para su eliminación. Esta eliminación se abordó inicialmente por vía biológica para el nitrógeno y por precipitación química para el fósforo. Posteriormente se ha ido introduciendo la vía biológica para el fósforo, dada la menor producción de fangos obtenida por este método. Se han desarrollado diversos esquemas de proceso orientados a la eliminación biológica simultánea de materia orgánica y nutrientes, existiendo esquemas orientados a la eliminación de un solo nutriente (bien nitrógeno o bien fósforo) o de los dos simultáneamente. Los procesos de eliminación de nutrientes son más complejos que los de eliminación de materia orgánica, siendo necesaria la combinación de al menos dos etapas: aerobia y anóxica en el caso del nitrógeno, y aerobia y anaerobia en el caso del fósforo. Los de eliminación simultánea de ambos nutrientes requieren de al menos tres etapas: anaerobia, anóxica y aerobia. Teniendo siempre presente el cumplimiento de las restricciones que se impongan al 60

vertido, existe un conjunto de situaciones en las que puede resultar adecuado la utilización de un tratamiento biológico con eliminación de materia orgánica y nitrógeno o de materia orgánica y fósforo. Los procesos de eliminación de materia orgánica y nitrógeno se aplican cuando: - La concentración de fósforo en el agua residual es baja o se utiliza un método físicoquímico para la eliminación de fósforo. - Es necesaria la nitrificación del efluente. La desnitrificación supone un ahorro de energía al utilizarse los nitratos como aceptores de electrones en el proceso de oxidación de la materia orgánica en lugar de oxígeno, reduciéndose las necesidades de aireación. Así mismo se evitan los problemas de flotación de fangos en el decantador secundario que aparecerían si la concentración de nitratos en este tanque es elevada. Los procesos de eliminación de materia orgánica y fósforo se aplican cuando: - El medio receptor presente problemas de eutrofización (zona sensible) y exista alguna otra fuente de nitrógeno además del vertido de agua residual. - Existan algas capaces de fijar el nitrógeno atmosférico (cianofíceas), por lo que se limita su crecimiento disminuyendo todo lo posible la concentración de fósforo presente. 2.7.1. Eliminación biológica de nitrógeno.

Para que se produzca este fenómeno es necesaria la conjunción de dos procesos: nitrificación y desnitrificación. Este proceso de nitrificación-desnitrificación constituye el método más adecuado para la eliminación del nitrógeno ya que presenta una elevada eficacia de eliminación, una alta estabilidad y fiabilidad, un fácil control del proceso, unas bajas necesidades de espacio y un coste no muy elevado. Este método se realiza en una o dos etapas, dependiendo de si el nitrógeno en el agua residual a tratar está en forma de amoníaco o de nitrato. En el primer caso se necesitan dos etapas: una primera aerobia para la transformación del amoníaco en nitrato NO3- (nitrificación) y una segunda anóxica, para la conversión de los nitratos en nitrógeno gas (desnitrificación). Si el nitrógeno del agua residual se encuentra ya en forma de nitrato, sólo se precisa la etapa de desnitrificación. 2.7.1.1. Proceso de nitrificación.

El nitrógeno presente en un agua residual tratada se encuentra mayoritariamente en forma amoniacal. El vertido de un agua residual con un contenido en nitrógeno amoniacal (N-NH4+) a un medio acuático, puede producir un agotamiento de los recursos de oxígeno de las aguas receptoras al producirse la oxidación del amoníaco a nitrato. Una forma de evitar este agotamiento de oxígeno consiste en oxidar el nitrógeno amoniacal a nitrato antes de su descarga. Así mismo, el N-NH4+ presente en el agua tratada reacciona con el cloro utilizado como desinfectante (si es el caso) dando lugar a la formación de cloraminas y tricloruro de nitrógeno de menor poder desinfectante que el cloro. Por último el N-NH4+ es tóxico para la 61

vida de los peces. El proceso de nitrificación es el utilizado para evitar estos problemas. Como ya se comentó al estudiar los procesos de eliminación biológica de materia orgánica mediante cultivo suspendido, la nitrificación puede producirse en cualquiera de estos procesos, siempre y cuando se mantengan las condiciones de temperatura, oxígeno disuelto, etc. adecuadas para el crecimiento de las bacterias nitrificantes. En todo caso, para asegurar que el proceso de nitrificación se lleva a cabo adecuadamente, deben realizarse ciertos ajustes de funcionamiento adicionales a los establecidos para la estabilización de la materia orgánica: - Debe aportarse el oxígeno adicional para la oxidación del N-NH4+ a nitrato. - La carga másica de operación debe ser menor, o lo que es equivalente el tiempo de retención celular debe ser mayor. Las bacterias responsables de la nitrificación son estrictamente autótrofas, presentando una tasa de crecimiento mucho menor que las bacterias heterótrofas encargadas de la degradación de la materia orgánica. Por ello requieren un tiempo medio de retención celular mayor. - El proceso de nitrificación da lugar a una disminución del pH, por lo que debe controlarse este parámetro adicionando cal o sosa en aquellas casos en que la alcalinidad del agua sea insuficiente. La inclusión de la nitrificación en el proceso convencional de fangos activados, puede dar lugar a problemas con la sedimentabilidad del fango. En estos casos es conveniente utilizar unos criterios de diseño del clarificador más restrictivos en cuanto a cargas se refiere. La nitrificación en dos etapas sucesivas permite separar ésta del proceso de degradación de la materia orgánica carbonosa, que se realiza en una primera etapa. De esta forma es posible optimizar el rendimiento de ambas etapas. Estos procesos funcionan en forma idéntica a los de degradación de la materia orgánica carbonosa, por lo que sus características de diseño son prácticamente idénticas a las del proceso de fangos activados. La estabilidad de la nitrificación es mayor en sistemas de en dos etapas sucesivas que en el proceso combinado, aunque los costes son mayores al duplicar el número de reactores y de clarificadores. En climas fríos el proceso combinado requiere grandes reactores, por lo que en estas circunstancias el proceso de nitrificación en dos etapas sucesivas puede ser una alternativa. Una adecuada selección del tratamiento exige considerar diversos factores, tales como: - Si la planta es nueva o se debe adaptar una ya existente. - El carácter estacional o no de las limitaciones exigidas al efluente. - La variación de la temperatura a lo largo del año. - La concentración de N-NH4+ deseada en el efluente. - La relación existente entra los criterios de calidad exigidos a los distintos parámetros del efluente - Los costes. 2.7.1.2. Proceso de desnitrificación.

Normalmente este proceso se lleva a cabo con la finalidad de eliminar nitrógeno. Sin 62

embargo ésta puede no ser la única razón. En los sistemas en los que se lleva a cabo el proceso de nitrificación, el incluir una etapa de desnitrificación permite un ahorro de energía al utilizar los nitratos como aceptores de electrones en vez de oxígeno. Por otra parte el proceso de nitrificación supone un consumo de alcalinidad, mientras que el de desnitrificación produce un aumento de la misma, evitándose disminuciones del pH. Por último, la presencia de concentraciones importantes de nitratos en el sedimentador secundario puede provocar la flotación de los fangos debido a procesos de desnitrificación con formación de nitrógeno gas que asciende arrastrando a los flóculos. La desnitrificación puede realizarse en sistemas independientes con fuente exterior de carbono, en los que el carbono orgánico no está presente al haber sido eliminado en una fase anterior. Como fuente exterior de carbono para que se produzca la eliminación del nitrato normalmente se utiliza metanol debido a su bajo coste y a su elevado contenido en carbono. Dado que cualquier exceso de carbono que se añada por encima del utilizado en el proceso dará lugar a un aumento de la DQO del efluente, debe calcularse cuidadosamente las necesidades con el fin de no sobrepasarlas. En estos sistemas el proceso de decantación viene a continuación del de desnitrificación, por lo que el nitrógeno desprendido durante el proceso de desnitrificación puede quedar retenido en los sólidos biológicos, dando problemas de flotación de los fangos. Para evitar este problema se incluye entre el reactor y los tanques de sedimentación una etapa de liberación del nitrógeno. La eliminación de las burbujas de nitrógeno fijadas puede llevarse a cabo por aireación de las conducciones que conectan el reactor biológico con los sedimentadores o por aireación del fango durante un corto período de tiempo (30 a 60 minutos) en un tanque independiente. La utilización de una fuente externa de carbono puede evitarse llevando a cabo la etapa de desnitrificación en presencia del carbono orgánico del agua alimento, en una etapa previa al proceso combinado de eliminación de materia orgánica y nitrificación. Se han desarrollado diversos esquemas de tratamiento en los cuales la oxidación del carbono y la desnitrificación se combinan en un proceso único consiguiendo así una reducción del aire necesario para lograr la nitrificación y la eliminación de la materia orgánica carbonosa, se evita el costo de las fuentes suplementarias de carbono orgánico necesarias para realizar la desnitrificación, y se puede prescindir de los clarificadores intermedios necesarios en un sistema de fases independientes. 2.7.1.3. Esquemas del proceso de eliminación biológica del nitrógeno.

En el proceso de tratamiento de aguas residuales la instalación típica para la eliminación biológica del nitrógeno consiste en dos tanques en serie (proceso LudzackEttinger modificado (Figura 24). El primer tanque recibe el agua procedente del tratamiento primario (si existe), el de recirculación de fangos y el caudal de recirculación interna procedente del segundo tanque, en el cual todo el nitrógeno se encuentra en forma de nitratos. Aquí se realiza parte de la degradación de la materia orgánica, utilizando para ello los nitratos como aceptores de electrones, que se reducen a nitrógeno gaseoso. Este tanque se mantiene

Recirculación de nitratos

Anóxico

Aerobio

63 Recirculación de fangos

mezclado, pero sin suministro de oxígeno externo (condiciones anóxicas). La materia orgánica necesaria para que se de este proceso es suministrada por el agua residual procedente del tratamiento primario.

Figura 24.- Esquema del proceso Ludzack-Ettinger modificado para la eliminación biológica de nitrógeno

En el segundo tanque, que se mantiene en condiciones aerobias, se produce simultáneamente la degradación de la materia orgánica y la oxidación del nitrógeno a nitrato. Desde este mismo tanque se recircula un importante caudal al tanque anóxico, donde como ya se ha dicho se efectúa la reducción a nitrógeno gas de los nitratos recirculados. La eliminación de nitrógeno conseguida en la totalidad del proceso depende de la magnitud de esta recirculación, que generalmente es muy elevada. El agua que sale de este tanque, tras su decantación, es el resultado final del tratamiento biológico. Los fangos decantados son recirculados al tanque anóxico.

Figura 25.- Esquema BARDENPHO.

Existen diversas variantes sobre este esquema. Uno de los primeros esquemas utilizados fue el BARDENPHO (Figura 25). Estos sistemas son resistentes a problemas de bulking y presentan una buena eliminación de nitrógeno cuando la recirculación de nitratos es la adecuada. 2.7.2. Eliminación de fósforo.

64

La eliminación de fósforo se abordó inicialmente por precipitación química dada la gran sencillez de su aplicación práctica. Sin embargo, poco a poco se ha ido introduciendo la vía biológica para el fósforo, ya que supone un ahorro de reactivos, así como una menor producción de fangos y con mayor contenido en fósforo, lo que los hace apropiados para uso agrícola. 2.7.2.1. Eliminación del fósforo por precipitación química.

La adición de los reactivos necesarios para la precipitación química puede efectuarse antes de la decantación primaria o en el tratamiento secundario, previamente a la decantación. El control de este tipo de procesos es sencillo, planteando como principal problema una gran producción de fangos. Si en el agua residual están presentes sustancias tóxicas que pueden precipitar éstas se concentrarán en los fangos, lo que puede impedir la degradación biológica de los mismos o dificultar su vertido posterior. Los reactivos normalmente utilizados son: cal, sulfato de aluminio, aluminato sódico, cloruro de aluminio y cloruro férrico. 2.7.2.2. Eliminación biológica de fósforo.

La eliminación biológica de fósforo requiere la alternancia de una fase anaerobia y una aerobia, llevándose a cabo simultáneamente la eliminación de fósforo y de materia orgánica. La eliminación biológica de fósforo también puede combinarse con los procesos de nitrificación-desnitrificación, pero no sólo con nitrificación pues la presencia de nitratos impide que se obtengan condiciones anaerobias. El esquema básico para la eliminación conjunta de materia orgánica y fósforo por vía biológica es el que aparece en la Figura 26, como puede verse el primer tanque es anaerobio evitando la presencia en él de nitratos como aceptor de electrones.

Anaerobio

Aerobio

Recirculación de fangos

Figura 26.- Esquema básico para la eliminación conjunta de materia orgánica y fósforo por vía biológica

Cuando los requisitos de vertido son muy restrictivos puede ser necesario combinar la eliminación biológica de fósforo con la precipitación química. Así mismo puede ser necesario incluir una etapa final de filtración sobre arena, para eliminar el fósforo presente en los sólidos suspendidos que se escapan del decantador secundario. 65

2.7.3. Eliminación conjunta de nitrógeno y fósforo.

La eliminación biológica de nutrientes conlleva una elevada eliminación de materia orgánica cuando el funcionamiento del sistema es el adecuado. Esto es debido a que, cuando la nitrificación es completa, el sistema opera en unas condiciones tales que el efluente presenta valores de la DQO muy bajos. Los principales objetivos a conseguir son: - Una eficacia aceptable en la eliminación de N y P. - Control de problemas de espumas o bulking. - Minimización de los tamaños de los reactores. El esquema más sencillo para la eliminación conjunta de N y P es el A2/O (Figura 27) que introduce un tanque anóxico entre el tanque anaerobio y el aerobio del proceso de eliminación de P. En el tanque anóxico no existe oxígeno disuelto, pero sí nitratos procedentes de la recirculación de un importante caudal de agua desde el final de la zona aerobia. Estos nitratos son reducidos por las bacterias a nitrógeno gas en el proceso de degradación de la materia orgánica.

Figura 27.- Esquema A2/O.

Para evitar que los polifosfatos almacenados pasen nuevamente al agua y para evitar problemas con la sedimentabilidad del fango, es necesario que los fangos biológicos se mantengan en condiciones aerobias en el decantador secundario. Esto se consigue disminuyendo el tiempo de retención en el decantador, por lo que se recomienda que la extracción de los fangos se realice por succión.

66

Figura 28.- Esquema UCT.

En el esquema A2/O, el fango recirculado es conducido al tanque anaerobio. Esto puede producir un aumento de la concentración de nitratos en dicho tanque. El esquema UCT (University of Cape Town) evita este problema mediante la recirculación de los fangos al tanque anóxico (Figura 28). Una compartimentación del tanque anóxico permite tratar separadamente la desnitrificación de los fangos recirculados y del licor mezcla procedente del tanque aerobio. Esto es lo que se hace en el esquema UCT modificado (Figura 29).

Figura 29.- Esquema UCT modificado.

Otra alternativa para tratar separadamente los nitratos del licor mezcla y del fango recirculado es el esquema JHB (Johanesbourg) en el cual el fango recirculado pasa por un reactor anóxico antes de ser conducido al tanque anaerobio (Figura 30). Este proceso es particularmente interesante cuando las relaciones DBO5/NKT y DBO5/P-PO4 del afluente son desfavorables. Esto es debido a que, por una parte, casi toda la materia orgánica del afluente puede ser utilizada por las bacterias acumuladoras de polifosfatos (lo que mejora la eliminación de fósforo). Por otra parte, el fango recirculado es desnitrificado sin mezclar con el efluente, ya que la elevada concentración del fango permite un buen grado de desnitrificación por respiración endógena.

67

Figura 30.- Esquema JHB.

Por último, el proceso ISAH (Institut für Sieldlungswasserwirtschaft und Abfalltechnikder Universitat Hannover) presenta una ligera variación. Si en el tanque donde se desnitrifica el fango recirculado es necesario más sustrato, es posible aportar parte del efluente del tanque anaerobio (Figura 31).

Figura 31.- Esquema ISAH. 2.8. Digestión aerobia de fangos.

La digestión de los fangos biológicos procedentes de la depuración de las aguas residuales tiene como objetivos básicos: - Producir un producto estable que pueda ser llevado a vertedero o bien utilizado como fertilizante. - Reducir la masa y el volumen que debe verterse.

La digestión aerobia efectúa las dos funciones indicadas mediante microorganismos aerobios y facultativos, usando oxígeno y obteniendo energía de la materia orgánica biodegradable y, fundamentalmente, de la degradación del protoplasma celular (fase endógena). Los productos finales de esta digestión son dióxido de carbono, agua y materias no degradables. También se oxida parte del amoníaco a nitritos y nitratos. Sólo el 75 – 80 % del tejido celular puede ser oxidado. El 20 - 25% restante lo constituyen los compuestos orgánicos y componentes inertes no biodegradables. En realidad, la digestión aerobia debe contemplarse como una extensión del proceso de fangos activados en el que se lleva a cabo la degradación de la materia orgánica suspendida biodegradable presente en el fango junto con la degradación de las células en condiciones endógenas. 68

La digestión aerobia es utilizada normalmente en plantas de tamaño medio o pequeño. El proceso se realiza normalmente con bajas cargas orgánicas y largos tiempos de retención. Si sólo se lleva a cabo la digestión del fango biológico, el oxígeno requerido no es muy elevado, especialmente si se utilizan tiempos de retención elevados en el proceso biológico previo. La cantidad final de fangos es reducida, pues se produce una sustancial disminución de la cantidad de sólidos durante la fase de respiración endógena. La mezcla de fangos primarios y secundarios provoca un incremento en las necesidades de oxígeno del proceso de digestión aerobia de hasta nueve veces el necesario para la digestión aerobia de sólo fangos secundarios, ya que habrá oxidación directa de la materia orgánica contenida en el fango primario. 2.8.1. Criterios de diseño.

Para un correcto diseño de un sistema de digestión aerobia es necesario considerar una serie de factores que se detallan a continuación. El primero, cantidad y características de los fangos a digerir, depende de las características del agua bruta y del proceso de depuración utilizado. Para ello pueden consultarse los capítulos anteriores. Los otros factores son: tiempo de retención hidráulico para una eficacia de eliminación dada, criterios de carga del proceso, necesidades de oxígeno, necesidades de energía para el mezclado, condiciones ambientales y funcionamiento del proceso. En la Tabla 12 se recogen valores típicos de diseño para estos digestores.

Tabla 12.- VALORES TÍPICOS DE DISEÑO PARA DIGESTORES AEROBIOS.

Parámetro Tiempo de retención hidráulica, (días) a 20 °C a Fango activado en exceso únicamente Fango activado de plantas sin decantación primaria Fango primario más activado o de filtro percolador b Carga de sólidos, kg de sólidos volátiles/m3/d Necesidades de oxígeno, kg/kg destruido Tejido celular c DBOl en el fango primario Necesidades energéticas para el mezclado Aireadores mecánicos, kW/103 m3 Mezclado con aire, m3/103 m3 . min Nivel de oxígeno disuelto en el líquido, mg/L

Valor 10 - 15 12 – 18 15 - 20 1.6 - 4.8 ∼ 2.3 1.1 - 1.3 20 - 40 20 - 40 1-2

Los tiempos de retención indicados deben aumentarse para temperaturas por debajo de los 20 °C. Si el fango no puede ser extraído durante ciertos períodos (p. ej., fines de semana, tiempo lluvioso) debe preverse una capacidad adicional de almacenamiento. b Se utilizan tiempos de retención similares a los primarios únicamente. c El amoníaco producido durante la oxidación carbonosa se oxida a nitrato. a

2.8.2. Espesamiento.

69

La concentración de los fangos es un factor importante tanto en el diseño como en el manejo de la planta. Su máxima influencia se produce sobre el tiempo de retención. A mayor concentración de fangos en la entrada al digestor aerobio mayor tiempo de retención para un volumen de reactor dado. A mayor tiempo de retención mayor estabilización de los fangos y mayor reducción de volumen. Sin embargo es necesario hacer un balance económico ya que normalmente no se compensan los costes del espesador. 2.8.3. Diseño del tratamiento.

El diseño de la digestión aerobia de fangos está basado en la obtención del tiempo de retención necesario para alcanzar una reducción dada del contenido en SSV presentes. El tiempo de retención necesario es función de las características del fango. Para un fango normal son necesarios entre 12 y 15 días para obtener una estabilización suficiente de los fangos biológicos. Si además se desea que el material resultante tenga unas características muy buenas para la deshidratación, pueden ser necesarios 10 días más. La eliminación de SV es lineal hasta un valor de un 40% aproximadamente en un tiempo de retención de 10 - 12 días. A partir de esos valores la tasa de eliminación disminuye mucho. En general puede decirse que a 20 °C de temperatura no cabe esperar una reducción de sólidos significativa a partir de 20 días de tiempo de retención. Las reducciones típicas de SSV varían del 35 al 45% en 10 a 15 días a temperaturas de 20 °C o mayores. Una forma simplificada de llevar a cabo el diseño de este tipo de sistemas se basa en no considerar la biomasa autótrofa proveniente del tratamiento secundario previo (si existe) y considerar que se producirá la nitrificación completa. La Figura 32 esquematiza un proceso de digestión continua de fangos. Estableciendo un balance de microorganismos heterótrofos en el reactor se obtiene: Qi X H - Qi X H 0 = Qi YH (ST 0 - SS ) - b H X H V

(91)

V , SS , XH Qi ,ST0,XH0

Qi ,SS,XH

Figura 32.- Esquema de reactor de digestión aerobia de fangos.

ST0 es la DQO biodegradable de los fangos, excluida la asociada a los microorganismos heterótrofos procedentes del tratamiento secundario, g/m3. Se obtiene sumando la DQO biodegradable soluble y suspendida contenida en los fangos primarios más la DQO biodegradable soluble contenida en los secundarios. XH0 es la concentración en el caudal de fango a tratar de microorganismos heterótrofos procedentes del tratamiento biológico, g DQO/m3. Los valores a utilizar para los parámetros cinéticos son los mismos que para el 70

proceso de fangos activados. El porcentaje de SSV eliminado para el caso del tratamiento conjunto de fangos primarios y secundarios viene dado por: (SSVinf luentes ) - (SSVefluentes ) SSVinf luentes siendo: ESSV =

(92)

SSVinf luentes = Q X SSVNB 0 + Q∆X ⋅ i TSSBM + Q ⋅ X SSVB 0 ⋅ E p

(93)

SSVefluentes = Q X SSVNB0 + (Q∆X + Q∆X HIdigaer + Q i (X H − X H 0 )) ⋅ i TSSBM

(94)

donde: ESSV : fracción de SSV eliminados en la digestión. XSSVNB0 : concentración de SSVNB a la entrada a la planta, g/m3. XSSVB0 : SS volátiles biodegradables en el agua de entrada a la planta, g/m3. Q∆X : producción total de biomasa (activa e inerte) en el proceso de fangos activados, g/d. : fracción de SS eliminados en la decantación primaria. Ep De las ecuaciones (91) a (94), admitiendo que SS es despreciable, pueden obtenerse los valores de V y XH, que definen el diseño y la operación del sistema. Tiempo de retención celular.

El tiempo de retención celular, que coincide con el de retención hidráulica, viene dado por: θc = θ =

V Qi

(95)

Producción de biomasa heterótrofa.

Q∆X H + Q∆X HIdig aer = Q i ( X H − X H 0 ) + f DH b H V X H

(96)

siendo Q∆XHIdig aer la producción de debris de heterótrofas en la digestión aerobia en g/d. Necesidades de oxígeno.

Las necesidades de oxígeno para la digestión aerobia pueden aproximarse asumiendo, como ya se ha comentado, nitrificación total. El oxígeno necesario para oxidar la materia orgánica viene dado por: MO H = Qi (ST 0 − SS ) − Q i ( X H − X H 0 ) − Q∆X HIdig aer 71

(97)

El oxígeno necesario para oxidar todo el NKT a nitrato viene dado por: MO A = 4.57 (Q NH 0 E NKT + 0.087 (Qi ( X H 0 − X H ) - Q∆X HIdig aer ))

(98)

siendo: 4.57 = g de O2 necesarios para la nitrificación/ g de N procedente de la degradación de los SSV. ENKT = fracción de NKT eliminada en la decantación primaria. NH0 = concentración de NKT a la entrada de la planta, (g/m3). 0.087 = fracción en peso de N en la biomasa. Las necesidades totales para la digestión vendrán dadas por la suma de las dos contribuciones: MOT = MO H + MOA

(99)

Una aproximación más conservativa del valor del oxígeno necesario se puede realizar considerando 2.3 Kg O2 / Kg de SSV eliminado, incluyendo este valor las necesidades de O2 para la nitrificación. En base a experiencias de funcionamiento, se ha comprobado que si se mantiene la concentración de oxígeno disuelto en el digestor en 1 - 2 mg/L y el tiempo de retención es superior a 10 días, el fango puede deshidratarse sin dificultad. Para suministrar el oxígeno necesario se utilizan bien aireadores superficiales o difusores. 2.8.4. Temperatura y alcalinidad.

Una disminución de la temperatura provoca una disminución en la cantidad de sólidos eliminados. Este problema puede evitarse aumentando el volumen del tanque con el correspondiente incremento en el costo de construcción y explotación. Generalmente en climas muy fríos es necesario admitir unos grados de eliminación de sólidos muy distintos en épocas frías y calientes, pues los incrementos de volumen en el tanque resultan antieconómicos. En el proceso digestión aerobia se produce la oxidación del nitrógeno amoniacal (nitrificación), produciéndose una disminución de la alcalinidad del agua. Si la alcalinidad presente no es suficiente, se puede producir una disminución no deseable del pH. Para evitar estas condiciones desfavorables de pH, puede ser necesario la adición de cal u otros reactivos. 2.8.5. Métodos operativos.

Los métodos operativos usuales son discontinuo y continuo. Método discontinuo.

El método discontinuo supone la separación discontinua del fango digerido. El fango a digerir se introduce en un tanque provisto de un sistema de aireación. En el tanque se encuentra fango ya digerido de forma que sólo se introduce un volumen de fango sin digerir 72

del 7 al 15% del volumen del mismo. Durante un período de tiempo variable, según el grado de digestión deseado, se somete todo el fango a una aireación y mezcla intensivas. Posteriormente y tras un período de reposo de 2 a 4 horas se extrae el líquido sobrenadante en un volumen similar al llenado inicialmente y se introduce un volumen similar de fango sin digerir, repitiéndose el proceso (Figura 33).

Figura 33.- Esquema de tratamiento aerobio discontinuo.

La nitrificación completa del nitrógeno amoniacal que aparece en la degradación de los SSV, impide que se den condiciones anaerobias durante los períodos de reposo del fango, al utilizarse los nitratos formados como aceptores de electrones (desnitrificación). Así mismo, este proceso de desnitrificación permite recuperar la alcalinidad consumida en la nitrificación durante la digestión aerobia. En todo caso, los tiempos de reposo no deben ser muy superiores a las 2 horas. Este sistema de digestión aerobia discontinua sólo se utiliza en plantas medias o pequeñas. Método continuo.

En el método continuo es necesario disponer de un espesador después del digestor para efectuar la separación que en el método discontinuo se efectuaba en el propio tanque de digestión. El esquema de operación es totalmente análogo al del proceso de fangos activados pero sin recirculación de fangos. El fango espesado suele tener concentraciones en sólidos del orden de 2 - 3%. Es conveniente concentrar el fango digerido al máximo, para disminuir el volumen de fangos a transportar a su vertido final. Esto hace que se usen muy frecuentemente sistemas de deshidratación como los filtros banda o las centrífugas. Si el fango va a eras de secado, no es necesario el espesado previo. El filtrado de las eras es recirculado a cabeza de planta.

73

2.8.6. Calidad del sobrenadante.

En general el sobrenadante se caracteriza por una baja DQO soluble y un alto contenido en SS. Esto hace que no sea conveniente su vertido directo con el efluente depurado. Normalmente se recircula hacia el tanque de sedimentación primaria, si lo hay, o directamente al tanque de aireación. Este sobrenadante contiene el N y P procedente de la mineralización de los SSV. 2.8.7. Características del tanque de digestión.

El número de tanques de digestión conviene que sea de dos, para permitir su reparación y mantenimiento sin interrumpir la marcha de la planta. Los tanques generalmente son rectangulares, con características similares a los tanques de fangos activados de mezcla completa. El resguardo debe ser como mínimo de 0.9 a 1.2 m, fundamentalmente, para prever la formación de espumas y evitar su vertido. El aumento de volumen del tanque sobre el valor calculado, si bien da una mayor seguridad de operación exige más energía para mezcla y más pérdida de calor. 2.8.8. Sistemas de aireación.

Los sistemas básicos utilizados para la aireación y mezclado del tanque en los procesos de digestión aerobia del fango son los dos usualmente utilizados en los sistemas de fangos activados. 2.8.8.1. Difusores de aire.

El diseño es en todo similar a lo visto en el caso de los difusores para fangos activados. Generalmente para satisfacer las necesidades de oxígeno es suficiente con 15 a 20 Nm3/min de aire por 1000 m3 de tanque. Para asegurar una buena mezcla son necesarios de 20 a 40 Nm3/min de aire por 1000 m3 de tanque. Frente a los aireadores mecánicos superficiales, las ventajas de los difusores de aire son: - Mayor transferencia de oxígeno para la misma potencia y más fácil control de la cantidad transferida. - La formación de espumas no afecta a la transferencia de oxígeno. - Este sistema tiende a calentar el tanque de digestión. - Menor pérdida de alcalinidad asociada a la nitrificación, debido a un menor arrastre del CO2 del sistema. 2.8.8.2. Aireadores mecánicos superficiales.

Estos aireadores presentan una eficacia de transferencia de oxígeno relativamente alta aunque siempre menor que los difusores, constituyendo un método eficaz y de fácil mantenimiento. Se suelen utilizar unidades de baja velocidad. La ventaja fundamental de los aireadores mecánicos superficiales es su fácil y económico mantenimiento. Sus desventajas son: 74

- Peor control de la oxigenación incluso con variadores de velocidad. - Su eficiencia en la transferencia de oxígeno esta afectada seriamente por la aparición de espumas. - Provocan una elevada turbulencia superficial lo que puede originar espumas y aerosoles. - Las pérdidas de calor durante la temporada fría pueden ser muy importantes. - Formación de hielos durante el invierno debido a las salpicaduras. 2.9. Tratamientos anaerobios de cultivo en suspensión

Un proceso biológico se define como anaerobio cuando no está presente ni oxígeno ni nitrato. Este tipo de procesos es llevado a cabo por un amplio grupo de microorganismos que actúan de forma simbiótica. Los principales microorganismos implicados son bacterias. La mayor parte de las bacterias que interviene son estrictamente anaerobias, por lo que la presencia de oxígeno en el medio provoca su desaparición (bacterias metanogénicas). Los procesos anaerobios se dan en tres pasos sucesivos (Figura 34): Hidrólisis. Proceso de transformación de moléculas de gran tamaño en moléculas pequeñas, realizada mediante la acción de enzimas extracelulares producidas por microorganismos. Tiene lugar la hidrólisis tanto de la materia particulada como de la disuelta. Este proceso es realizado fundamentalmente por las bacterias acidogénicas (heterótrofas anaerobias). Estos procesos son normalmente más lentos que los de crecimiento biológico, por lo que suelen convertirse en los limitantes. Fermentación. Proceso de transformación de la materia orgánica compuesta por moléculas de tamaño pequeño, fundamentalmente disuelta, en un conjunto de ácidos volátiles de cadena corta (los más comunes son el acético, el propiónico y el butírico), gases (principalmente anhídrido carbónico, hidrógeno y nitrógeno), nuevas células y otros productos. Metanogénesis. Proceso que consiste en la conversión, por acción de bacterias anaerobias estrictas, que reciben el nombre de metanogénicas, de los ácidos orgánicos volátiles y el hidrógeno en metano y otros productos simples (anhídrido carbónico, agua, amonio).

Partículas suspendidas y moléculas disueltas de gran tamaño Hidrólisis (Bacterias acidogénicas) Pequeñas moléculas disueltas Fermentación (Bacterias acidogénicas) Ácido acético + hidrógeno Metanogénesis (Bacterias metanogénicas) Metano + anhídrido carbónico

75

Figura 34.- Esquema simplificado de las distintas fases de los procesos anaerobios 2.9.1. Reacciones básicas de los procesos anaerobios.

El proceso de fermentación, a partir del cual se produce fundamentalmente ácido acético e hidrógeno, puede ser representado en forma simplificada asumiendo como fuente de materia orgánica la glucosa, por las ecuaciones siguientes: 5 C 6 H 12 O 6 → 2 CH 3 CHOH − COOH + 4 CH 3 CH 2 COOH + 3 CH 3 COOH + CH 3 CH 2 OH + 4 CO 2 + 2 H 2 + H 2 O

(100)

Expresión que puede ser escrita en forma simplificada como: C 6 H 12 O 6 → 3 CH 3 COOH

(101)

La producción de metano se realiza por medio de dos procesos: CH 3 COOH → CH 4 + CO 2

(102)

4 H 2 + CO 2 → CH 4 + 2 H 2 O

(103)

De forma simplificada la conversión de glucosa en metano puede ser escrita como: C 6 H 12 O 6 → 3 CH 4 + 3 CO 2

(104)

En esta última expresión la relación molar entre dióxido de carbono y metano es 1. Este valor puede diferir en función de las características de la materia orgánica involucrada, pudiendo ser tanto mayor como menor que 1. Dado que una parte muy importante del dióxido de carbono se mantiene disuelto el contenido de metano en el gas producido es mayor que el obtenido por medio de la ecuación que representa la reacción correspondiente. 2.9.2. Análisis de los procesos anaerobios de cultivo en suspensión.

Si se desprecia la producción de metano a partir de H2 y CO2, los distintos procesos reflejados en la Figura 34 pueden ser descritos con ecuaciones simplificadas. Hidrólisis

La velocidad de hidrólisis de la materia orgánica suspendida original puede ser representada por una ecuación del tipo: rhXS = k hXS

X S / X acid K XS + ( X S / X acid )

X acid

(105)

donde: 76

= velocidad de hidrólisis de XS, g DQO/m3 d. = velocidad máxima de hidrólisis de XS, d-1. = DQO suspendida o disuelta de gran tamaño molecular biodegradable, g DQO/m3 d. = constante de semisaturación de la relación XS / Xacid para el proceso de hidrólisis. = concentración de bacterias acidogénicas, g DQO/m3. El resultado del proceso de hidrólisis descrito por la ecuación (105) da lugar a un incremento en el contenido de la materia orgánica soluble que por fermentación puede ser transformada en ácidos volátiles de cadena corta, Sf. La cantidad de Sf generada por este proceso coincide con la de XS hidrolizada, por lo que rhXS = - rhSf (velocidad de generación de Sf por hidrólisis).

rhXS κhXS XS KXS Xacid

Fermentación

Como resultado del proceso de fermentación se produce un crecimiento de las bacterias acidogénicas que son las responsables de este proceso. La velocidad de crecimiento de estas bacterias puede describirse matemáticamente en forma similar a la ya vista para bacterias heterótrofas: racid = µ acid

Sf K Af + S f

X acid

(106)

donde: racid = velocidad de crecimiento de las bacterias acidogénicas, g DQO/m3 d. µacid = velocidad máxima específica de crecimiento de las bacterias acidogénicas, d-1. KAf = constante de semisaturación de Sf para el proceso de fermentación, g DQO/m3 La velocidad de fermentación o de desaparición de Sf para transformarse en SA (ácidos grasos volátiles de cadena corta) y bacterias acidogénicas, puede ser descrita por una ecuación cinética del tipo: rFSf = −

µ acid Sf Yacid K Af + S f

X acid

(107)

donde: rFSf = velocidad de fermentación de Sf en SA, g DQO/m3 d. Yacid = coeficiente de producción de biomasa acidogénica por unidad de Sf fermentada, g DQO biomasa formada/ g DQO Sf fermentada. La velocidad de generación de SA por fermentación se obtiene directamente del balance de DQO, pues Sf se transforma en Xacid y SA, mediante la expresión: rFSA = (

Sf 1 − 1 ) µ acid Yacid K Af + S f

X acid

(108)

Metanogénesis

El resultado del proceso de fermentación es un incremento en el contenido de ácidos volátiles de cadena corta, SA, que por el proceso de metanogénesis son transformados en metano, dióxido de carbono y otras sustancias. 77

La velocidad de crecimiento de las bacterias metanogénicas, utilizando como sustrato para ello los ácidos volátiles de cadena corta, SA, puede ser descrita por una ecuación del tipo: rmet = µ met

SA ⎤ ⎡ K Am ⎢1 + S + K ⎥ A AI ⎦ ⎣

−1

X met

(109)

donde: rmet = velocidad de crecimiento de las bacterias metanogénicas, g DQO/m3 d. µmet = velocidad máxima específica de crecimiento de las bacterias metanogénicas, d-1. KAm = constante de semisaturación para SA en el proceso de metanogénesis, g DQO/m3 KAI = constante de inhibición para SA en el proceso de metanogénesis, g DQO/m3 Xmet = concentración de bacterias metanogénicas, g DQO/m3. La ecuación (109) tiene en cuenta el efecto de inhibición que una excesiva concentración de SA puede tener sobre el proceso de metanogénesis. Esta expresión simplifica el efecto real pues el efecto de inhibición puede darse por una excesiva concentración de SA (sin disminución significativa de pH en aguas de suficiente alcalinidad) o por la disminución del pH asociada a una concentración no muy elevada de SA (en aguas de baja alcalinidad). Por este motivo el valor de la constante de inhibición KAI es muy variable (alto para aguas con alcalinidades elevadas y bajo para aguas con alcalinidades bajas). La velocidad de desaparición de SA para transformarse en SCH4 (metano) y bacterias metanogénicas, puede ser descrita por una ecuación cinética del tipo:

rmSA

µ S ⎤ ⎡ K = met ⎢1 + Am + A ⎥ Ymett ⎣ SA K AI ⎦

−1

X met

(110)

donde: rmSA = velocidad de eliminación de SA en el proceso de metanogénesis, g DQO/m3 d. Ymet = coeficiente de producción de biomasa metanogénica por unidad de SA eliminada, g DQO biomasa formada/ g DQO Sf fermentada. La velocidad de generación de SCH4 por metanogénesis se obtiene directamente del balance de DQO, pues SA se transforma en Xmet y SCH4, mediante la expresión: rmSCH 4

S ⎤ ⎡ K 1 =( − 1) µ met ⎢1 + Am + A ⎥ Ymet SA K AI ⎦ ⎣

−1

X met

(111)

La mayor parte del metano producido se recoge como gas, aunque una pequeña parte queda disuelto y sale con el efluente. La producción de CO2 se obtiene del correspondiente balance de carbono puesto que SA se transforma en metano y bacterias metanogénicas. El contenido de carbono en las bacterias metanogénicas es de 0.031 g de C/g de DQO biomasa. Una parte muy importante 78

del CO2 (del orden del 66 %) queda disuelto y sale con el efluente, el resto se obtiene como gas y sale del sistema junto con el metano y otros gases. 2.9.3. Coeficientes de producción de biomasa en los procesos anaerobios

El coeficiente de producción es diferente para cada uno de los distintos grupos de bacterias involucradas en este tipo de procesos. - Para las bacterias acidogénicas el coeficiente de producción Yacid es del orden de 0.15 - 0.25 g DQO biomasa/g DQO soluble eliminada - Para las bacterias metanogénicas el coeficiente de producción Ymet es del orden de 0.04 – 0.05 g DQO biomasa/g DQO SA eliminado. - En conjunto para la totalidad del proceso el coeficiente de producción de biomasa es del orden de 0.20 - 0.30 g DQO biomasa/g DQO eliminada. El coeficiente de producción de biomasa observado es lógicamente menor que el anterior siendo del orden de 0.05 0.10 g DQO biomasa/g DQO eliminada. 2.9.4. Coeficientes cinéticos en los procesos anaerobios

Un valor orientativo de los distintos coeficientes que aparecen en las ecuaciones (105) a (111) puede verse en la Tabla 13. Tabla 13. - VALORES ORIENTATIVOS DE LOS PARÁMETROS CINÉTICOS DE LOS DISTINTOS PROCESOS ANAEROBIOS

Parámetro

Base

µacid

d-1

KAf

Valor 1-3 3

g DQO (Sf) /m

15 – 150

κhXS

d

20 – 50

KXS

g DQO (XS) / g DQO (Xacid)

70 – 100

bacid

d-1

0.17 – 0.35

µmet

d-1

0.1 – 0.5

KAm

g DQO (SA) /m3

KAI bmet

-1

25 - 150

3

g DQO (SA) /m

200 - 800

-1

d

0.01 – 0.03

2.9.5. Necesidades de nutrientes y alcalinidad en los procesos anaerobios

Las necesidades de nitrógeno y fósforo para síntesis de los microorganismos son similares a las de los procesos aerobios (0.087 g de N/g de DQO biomasa, 0.017 g de P/g de DQO biomasa). Las necesidades de azufre son mucho mayores que las correspondientes al caso de los procesos aerobios, pues son de 0.011 g de S/g DQO biomasa. 79

El proceso de fermentación provoca una reducción de la alcalinidad, y el de metanogénesis un incremento. El conjunto de ambos procesos da lugar a una ligera disminución de alcalinidad. En aguas con baja alcalinidad esta disminución puede provocar una bajada significativa del pH que inhiba el proceso de metanogénesis y por tanto detendrá el proceso anaerobio de eliminación de DQO. 2.9.6. Influencia de distintas variables ambientales sobre los procesos anaerobios. Temperatura

La ecuación que expresa la dependencia de la temperatura del proceso anaerobio es la habitual en los procesos biológicos de eliminación de materia orgánica para los organismos heterótrofos (10). La dependencia de la temperatura para los tratamientos anaerobios puede verse en la Figura 35.

Figura 35.- Evolución de la máxima velocidad específica de eliminación del sustrato con la temperatura en tratamientos anaerobios.

Debido a que la máxima velocidad de crecimiento de los microorganismos anaerobios es muy baja es necesario utilizar tiempos de retención hidráulico y celular muy grandes, por lo que incrementar la temperatura del proceso y, por tanto su velocidad, puede permitir menores costes. Como además los procesos anaerobios producen metano que puede utilizarse como fuente de energía es muy normal el calentamiento en estos procesos para reducir los volúmenes de los tanques. pH

El rango adecuado de pH para los procesos anaerobios esta entre 6 y 8. Las bacterias metanogénicas son muy sensibles a los bajos pH, disminuyendo muy rápidamente su velocidad de crecimiento para pH inferior a 6, quedando detenido el proceso para pH igual o inferior a 5.5. 80

El proceso de fermentación produce una disminución de pH tanto mayor, para una misma concentración de ácidos en el proceso, cuanto menor sea la alcalinidad del agua. Una forma indirecta de tener en cuenta la posible inhibición que un bajo pH provoca en la metanogénesis es utilizar una ecuación como la (109) que tiene en cuenta el efecto de los ácidos producidos sobre la velocidad de crecimiento. Pero dado que el verdadero inhibidor no son los ácidos sino el pH el valor de la constante de inhibición, KAI, será variable en función de la alcalinidad del agua, valor alto para agua con alta alcalinidad y valor bajo para agua con baja alcalinidad. 2.9.7. Tipos de reactores anaerobios.

Ya se han indicado las características fundamentales del tratamiento anaerobio: sensibilidad a las condiciones de temperatura y pH, conseguir fuertes eficiencias, etc. Cabe destacar el tiempo de retención celular, que en este caso es muy grande debido a un crecimiento biológico muy bajo (del orden de diez veces menor que en los procesos aerobios). Normalmente éste es el principal inconveniente, ya que tradicionalmente se han diseñado los digestores sin recirculación con lo que el tiempo de retención celular coincide con el de retención hidráulica (θc = θ). Para conseguir aumentar el tiempo de retención celular sin incrementar el tamaño de los reactores puede seguirse dos caminos: 1.- Recirculación: separando la biomasa del efluente, por cualquier procedimiento (decantación, flotación) e incorporándola de nuevo al proceso. 2.- Filtrado: reteniendo la biomasa dentro del proceso, utilizando filtros o cualquier otro tipo de soporte sólido, como se verá en el apartado 3.8. Teniendo en cuenta el esquema de operación de los diferentes sistemas, los procesos convencionales o en medio líquido se podrían clasificar en: a) Mono-etapa. b) Contacto. c) Sistemas múltiples. a) El digestor mono-etapa (Figura 36) consiste esencialmente en un reactor continuo de tanque agitado. Se admite que la concentración de biomasa en la salida es la misma que en el interior del reactor. Por ello, si la carga orgánica de la corriente a tratar es baja, la velocidad de crecimiento de los microorganismos en el reactor puede ser menor que la velocidad de salida de éstos. Este reactor no permite el tratamiento de cargas volumétricas elevadas (Kg DQO/m3 digestor/día). Es un sistema adecuado para el tratamiento de efluentes concentrados (2 - 8% de sólidos), con una cantidad significativa de sólidos no biodegradables. La homogeneización del digestor puede conseguirse de diferentes modos: recirculando el contenido del reactor entre la zona superior e inferior, recomprimiendo el gas de salida y haciéndolo burbujear dentro del digestor, mediante agitación mecánica, etc. 81

El efluente de este digestor suele ser conducido a una segunda etapa, denominada digestor secundario, donde se produce la decantación y espesado de los fangos. Esta etapa es utilizada normalmente como depósito del gas producido. Su principal aplicación se encuentra en el tratamiento de los fangos procedentes de otros procesos de tratamiento de aguas.

Figura 36.- Digestor mono-etapa.

b) El proceso de contacto (Figura 37) permite mantener una mayor concentración de microorganismos en el sistema debido a la recirculación de los lodos de salida que se concentran en el decantador. Por ello, en este sistema, el tiempo de retención celular en el fermentador es superior al tiempo de residencia hidráulico, utilizándose tiempos de residencia hidráulicos inferiores al tiempo de generación de las bacterias metanogénicas. Este esquema de tratamiento permite trabajar con cargas orgánicas mayores. Esta carga está limitada por la cantidad de biomasa que se puede retener en el reactor que, a su vez, depende de la eficacia de los sistemas de reciclado y decantación de los lodos.

Figura 37.- Proceso de contacto.

Por ello este sistema es adecuado para tratar efluentes con cargas medias-altas y admite 82

unos sólidos en suspensión elevados. La eficacia del decantador depende de numerosos factores, entre otros de la presencia de metano y dióxido de carbono en el efluente. Al entrar al clarificador se produce un desprendimiento de estos gases que tendería a hacer flotar a sólidos en suspensión. Para resolver estos problemas de sedimentación se han propuesto varias soluciones, como el favorecer una desgasificación previa al sedimentador en un recipiente en el cual se pueden practicar varias operaciones: agitación, hacer el vacío, someter la corriente a un choque térmico, adición de cenizas para aumentar la densidad, o incluso, realizar un stripping con aire. La relación de recirculación se encuentran normalmente en el intervalo 2 - 4. La concentración de SSV se suele mantener entre 3000 y 4000 mg/L. c) Sistemas múltiples. Dado que la digestión anaerobia tiene lugar debido a la acción de diversos grupos bacterianos, se desarrolló el concepto de sistema en "dos etapas", el que se realizan las etapas acidogénica y la metanogénica en digestores diferentes, (Figura 38), aplicando al digestor de acidificación un tiempo de residencia hidráulico inferior al tiempo de generación de las bacterias metanogénicas que es, con mucho, superior al de las bacterias acidogénicas.

Figura 38.- Sistema en dos etapas.

Teóricamente el proceso es atractivo puesto que permitiría lograr una mayor eficacia de tratamiento, una reducción del tamaño global de la instalación y sobre todo una mayor estabilidad del sistema, pues se mantiene en el segundo fermentador una población bacteriana adaptada a la degradación de compuestos cuya acumulación hace que se produzca la desestabilización del digestor (en particular ácido propiónico). Bajo el punto de vista biológico, sin embargo, el proceso de separación de fases es cuestionado por los especialistas en ecología bacteriana de los digestores. Es por ello que hay autores que proponen una revisión del concepto de separación de fases, una vez comprobada la importancia de los fenómenos de transferencia de hidrógeno y acetato entre las especies. Así se ha propuesto que la primera fase que tenga por objeto la hidrólisis y la producción de compuestos orgánicos intermedios y la segunda fase sea acetogénica y metanogénica. 83

2.10. Digestión anaerobia de fangos.

Los primeros digestores anaerobios, denominados convencionales, exigían grandes volúmenes pues sus tiempos de retención oscilaban entre 30 y 60 días. En este tipo de digestores se producía una estratificación. En el fondo se encontraba el fango digerido y sobre él la zona de digestión. Por último el sobrenadante, formado por agua y una capa superior con partículas ligeras, grasas, aceites, espumas, etc. Los digestores actuales (Figura 39) suelen estar diseñados de forma que en ellos se produce una mezcla completa, bien con agitadores bien por burbujeo del propio gas producido. La mezcla completa provoca condiciones más favorables para la digestión anaerobia, lo que permite reducir notablemente los tiempos de retención a 15 - 20 días si se desea un grado de digestión normal o 20 - 25 días si se desea una estabilización total del fango. Tras la mezcla completa es necesaria una segunda cámara que permita separar el fango digerido del sobrenadante, a la que se denomina digestor secundario o depósito tampón.

Figura 39.- Esquemas de digestores anaerobios de fangos.

En cualquiera de los dos casos expuestos la cámara de digestión debe mantenerse a una temperatura entre 30 y 40 ºC para digestión mesofílica y entre 50 y 57 ºC para el caso de digestión termofílica. Esto se consigue utilizando parte del gas metano producido como fuente de calor, ya que se produce más energía de la necesaria. La complejidad técnica y el coste económico que se deduce de lo expuesto hace que la digestión anaerobia de fangos sólo se lleve a cabo en plantas de tamaño medio a grande. Como primera aproximación puede tomarse 35.000 como número mínimo de habitantes equivalentes para utilizar la digestión anaerobia de fangos. El diseño de un sistema de digestión anaerobia de fangos supone considerar una serie de factores. El primero es evidentemente la cantidad y características de los fangos a digerir, que depende de las características del agua bruta y del proceso de depuración utilizado. Para ello pueden consultarse los apartados anteriores.

84

2.10.1. Espesado previo.

La concentración de sólidos en el fango que se introduce en el digestor anaerobio afecta al proceso biológico de digestión y, por tanto, al tamaño del digestor. El fango primario tiene concentraciones de sólidos que oscilan entre el 5 y el 10%. En el fango activado estas concentraciones varían entre el 1 y el 3%. En general es recomendable el uso de espesadores previos a la digestión anaerobia. Las ventajas del espesamiento previo son: - Menores necesidades de calor. - Menores requisitos de energía para mezclado, por el menor volumen. - Menor dilución del sustrato biológico. - Mejor control del proceso. Por la mejor dilución de la solución tampón alcalina y, por tanto, mayor estabilidad. - Menor producción de sobrenadante, lo que hace factible su recirculación a cabeza de planta.

El espesamiento hace posible pues trabajar con mayores cargas orgánicas, disminuyendo el volumen total del digestor. La máxima concentración de sólidos en el fango de sedimentación que es factible obtener sin un coste económico prohibitivo oscila sobre 10 - 12%. Esta limitación es debida a la dificultad de bombear y mantener mezclados fangos más espesos. El espesamiento de los fangos puede realizarse por gravedad, flotación o centrifugación. 2.10.2. Diseño del tratamiento.

El diseño de este tratamiento se realiza de forma muy similar a la digestión aerobia, estableciendo el tiempo de retención necesario para conseguir una eliminación de SSV dada. Las ecuaciones se van a desarrollar para el caso más habitual de que el tratamiento biológico previo sea aerobio. En la digestión de estos fangos hay que tener presente que por una parte se produce una eliminación de SSV biodegradables que incluyen los microorganismos aerobios procedentes del tratamiento biológico previo, y simultáneamente se generan microorganismos anaerobios. Considerando como esquema del proceso el de la Figura 39, y planteando los correspondientes balances de sustratos y microorganismos anaerobios, se llega a un sistema explícito de ecuaciones cuya resolución permite establecer, para un valor del tiempo de retención celular dado, que en este caso coincide con el hidráulico, las concentraciones finales de los distintos componentes del modelo así como la producción de metano esperada. Una vez terminado el cálculo se comprueba que el porcentaje final de eliminación de SSV en el fango es el adecuado. En caso contrario, se modifica el valor del tiempo de retención y se reinicia el cálculo. Cabe recordar que en los procesos anaerobios se consideran dos tipos de bacterias, las acidogénicas (Xacid) que lleva a cabo los procesos de fermentación y de producción de ácidos volátiles, y las metanogénicas (Xmet) que convierten estos últimos en metano. A la vez se distinguen tres sustratos: DQO suspendida biodegradable (XS), materia orgánica soluble 85

fermentable (Sf) y los ácidos volátiles (SA). Los subíndices 0 indican valor en la entrada al digestor. En los balances se asumirán dos hipótesis: -

No entran bacterias acidogénicas en el sistema. La concentración de ácidos volátiles en el influente es despreciable.

Balance de microorganismos acidogénicos (Xacid):

Qi Xacid0 − Qi Xacid + V µ acid

Sf X acid − V b acid Xacid = 0 K Af + S f

(112)

Asumiendo Xacid0 ≅ 0, dividiendo toda la ecuación resultante por V Xacid y despejando Sf, se obtiene:

1 + b acid ) θ Sf = 1 µ acid − ( + bacid ) θ K Af (

(113)

donde es conocido el valor de: θ = V/Qi =tiempo de retención celular = tiempo de retención hidráulico Balance de materia orgánica suspendida hidrolizable (XS):

Qi XS0 − Qi XS − V K hxs

X S / X acid X acid = 0 K xs + X S / X acid

(114)

Balance de materia orgánica soluble fermentable (Sf):

Qi Sf 0 − Qi Sf − V

µ acid Sf X S / X acid X acid = 0 X acid + V K hxs K xs + X S / X acid Yacid ( K Af + S f )

(115)

De las ecuaciones (113), (114) y (115) puede obtenerse el valor de la concentración de Xacid:

Xacid =

− ( F E + A B − C) + ( F E + A B − C) 2 − 4 F B ( A E + D ) 2 ( A E + D)

donde: A = (1+θ bacid)/Yacid B = XS0+Sf0-Sf C = θ Khxs B D = θ Khxs A 86

(116)

E = Kxs – A F = Sf – Sf0 Balance de microorganismos metanogénicos (Xmet):

Qi Xmet0 − Qi X met + V µ met (1 +

K Am S A −1 + ) X met − V b met Xmet = 0 SA K AI

(117)

Asumiendo Xmet0 ≅ 0, dividiendo toda la ecuación resultante por V Xmet y despejando SA, se obtiene:

SA =

− K AI (1 − G ) + ( K AI (1 − G )) 2 − 4 K Am K AI

(118)

2

donde: G = 1+KAm/SA+SA/KAI = θ µmet/(1+ θ bmet) Balance de ácidos volátiles (SA):

Qi SA 0 − Qi SA − (

µ met K S (1 + Am + A ) −1 − b met (1 − f Dmet )) V X met + Ymet SA K AI

µ acid Sf 1 (( −1) + b acid (1 − f Dacid ))V X acid = 0 Yacid ( K AI + Sf )

(119)

Asumiendo SA0 ≅ 0, dividiendo toda la ecuación resultante por V y despejando Xmet, se obtiene:

− X met =

µ acid S f SA 1 + X acid (( − 1) + b acid (1 − f Dacid )) θ Yacid ( K Af + S f ) µ met K S (1 + Am + A ) −1 − b met (1 − f Dmet ) Ymet SA K AI

(120)

Producción de fangos como DQO:

Q∆ Xacid = Qi Xacid

(121)

Q∆ XacidI = V bacid f Dacid Xacid

(122)

Q∆ X met = Qi Xmet

(123)

Q∆ X metI = V bmet f Dmet X met

(124) 87

Q∆X = Q∆ Xacid + Q∆ XacidI + Q∆ X met + Q∆X metI

(125)

Q∆ XS = Qi XS

(126)

Q∆ XT = Q∆ XI 0 + Q∆ XS + Q∆ Xacid + Q∆ XacidI + Q∆ Xmet + Q∆X metI

(127)

Q∆ XSST = Q∆ XSSNV + Q∆ XSSVNB + i TSSXSQ∆ XS + i TSSBM(Q∆ Xacid + Q∆ Xmet) + i TSSXI (Q∆ XacidI + Q∆X metI ) Q∆ XSSV = Q∆ XSST − Q∆ XSSNV

(128)

(129)

Porcentaje de reducción de SSV

ESSV =

Q i i TSSXS ( XS0 − X S ) − Q∆ X Q i i TSSXS XS0 + Q∆ XSSVNB

100

(130)

Porcentaje final de SSV

FSSV =

Q∆ XSSVNB + Q i i TSSXS X S + Q∆ X Q∆ XSSNV + Q∆ XSSVNB + Q i i TSSXS XS + Q∆ X

100

(131)

Si tras resolver las ecuaciones (112) a (131) el valor de ESSV es adecuado (> 45%), el proceso puede darse por terminado. En caso de ser insuficientes será necesario realizar nuevamente los calculo para un valor de θ mayor. Los valores habituales de θ están en el entorno de los 20 días. El diseño de la digestión anaerobia debe cumplir tres criterios más, además del % de eliminación de SSV. Estos criterios son: − Carga volumétrica de SSV a la entrada ≤ 2 Kg/m3.d − Carga volumétrica de SST a la entrada ≤ 6 Kg/m3.d − θc > θc min fijado por el usuario. Por lo tanto se escogerá el mayor de los cuatro volúmenes calculados, recalculando para dicho volumen el valor de todas las variables. El digestor secundario o depósito tampón se diseña fijando el tiempo de retención, normalmente en 6 días. Para un agua residual urbana los valores de los parámetros cinéticos y estequiométricos del proceso de digestión anaerobia de fangos pueden, verse en la Tabla 14.

88

Tabla 14. - PARÁMETROS ESTEQUIOMÉTRICOS Y CINÉTICOS TÍPICOS DE LA DIGESTIÓN ANAEROBIA DE FANGOS DE UN AGUA RESIDUAL URBANA (20ºC)

Parámetro

Base

Valor

Yacid

g DQO (Xacid) / g DQO (Sf)

0.15

µacid

-1

1.4

d

3

KAf

g DQO (Sf) /m

50

κhXS

d-1

20

KXS

g DQO (XS) / g DQO (Xacid)

70

-1

bacid

d

0.30

fDacid

g DQO (XacidI) / g DQO (Xacid)

0.2

Ymet

g DQO (Xmet) / g DQO (SA)

0.03

µmet

d

0.1

KAm

g DQO (SA) /m3

30

KAI

g DQO (SA) /m3

200(baja alcalinidad)–800(alta alcalinidad)

-1

-1

bmet

d

0.03

fDmet

g DQO (XacidI) / g DQO (Xacid)

0.2

El tiempo de retención en los digestores varía entre 11 y 20 días. Esta variación es función del porcentaje de materia volátil en el fango sin digerir y del porcentaje de reducción de sólidos deseado. Una idea de los tiempos de retención convenientes puede verse en la Figura 40. La carga orgánica usual en un digestor oscila entre 1.6 a 2.5 Kg SV/m3d siendo un valor habitual 2 Kg SV/m3d (valor sugerido en el párrafo anterior como criterio de diseño).

Figura 40.- Porcentaje de reducción de SSV en función del tiempo de retención, T = 35 ºC.

89

2.10.3. Temperatura.

Hay dos tramos de temperatura para los que el rendimiento de la digestión anaerobia es importante. El primero, denominado mesofílico, comprende el intervalo 30 - 38 ºC y valor más utilizado se sitúa hacia los 35 ºC. El segundo se denomina termofílico y su intervalo de operación es normalmente 50 - 60 ºC, aunque 54 ºC suele ser la temperatura más alta a la que se mantiene un digestor. El mantenimiento de temperaturas elevadas permite, no solo tiempos de retención menores, sino producciones de gas metano mayores. Generalmente los digestores funcionan dentro del tramo mesofílico y con una temperatura próxima a los 35 ºC, debiendo utilizarse para cambiar los valores de la Tabla 14 un valor del coeficiente η de 1.072 para las bacterias acidogénicas y de 1.089 para las metanogénicas. 2.10.4. Calidad del sobrenadante.

En los digestores de mezcla completa los fangos son separados del sobrenadante por gravedad en el segundo tanque (digestor secundario). El sobrenadante se extrae a través de una toma colocada a una altura fija. El sobrenadante tiene una DQO muy alta, de 2000 a 6000 mg/L y unos SS elevados, de 4000 a 15000 mg/L. Se recircula generalmente a la unidad de depuración biológica principal y debe ser tenido en cuenta en el diseño. 2.10.5. Diseño de los digestores.

Los elementos del tanque de digestión deben diseñarse de forma que se minimicen los efectos de las variaciones en la carga de fangos, pero con un límite económico. 2.10.5.1. Número de tanques.

Es deseable que el número de tanques de digestión (primarios) sea al menos dos, pues permite una mayor flexibilidad en el funcionamiento y hacer frente a posibles problemas mecánicos o de otro tipo que puedan presentarse. Si el digestor primario necesario es de pequeño tamaño suelen construirse los dos digestores, primario y secundario, iguales e intercambiables (así se tiene siempre un primario, aunque el secundario es mayor de lo necesario). 2.10.5.2. Tipos de cubiertas.

En la digestión anaerobia se utilizan tanques cubiertos con el fin de recoger el gas, minimizar olores, estabilizar la temperatura interna del digestor y mantener las condiciones anaerobias. Además, las cubiertas pueden soportar el equipo de mezclado. Se utilizan dos tipos básicos de cubiertas, fijas y flotantes (Figura 41). Si el digestor es único puede utilizarse tanto una como otra cubierta. Si hay un digestor primario y uno secundario el primario será de cubierta fija y el secundario fija o flotante.

90

Las cubiertas flotantes pueden ser de dos tipos. El primero apoya directamente sobre el fango y no permite almacenar prácticamente gas. El segundo tipo tiene unos faldones laterales en todo su contorno, lo que permite almacenar cantidades importantes de gas. Esto hace que se utilicen normalmente en los gasómetros, utilizados para el almacenamiento del gas producido. Las cubiertas flotantes generalmente se construyen de acero. Las cubiertas fijas, con formas plana o de domo, se construyen en hormigón armado, acero o poliéster reforzado con fibra de vidrio. Las cubiertas flotantes presentan las siguientes ventajas: - Más flexibilidad de funcionamiento, pues el volumen es variable. - Se minimiza el peligro de la mezcla de oxígeno y metano para formar una mezcla explosiva. - No se requiere un dispositivo para la rotura y mezcla de la capa de espuma, grasas, etc. - Se puede almacenar gas en la cubierta.

La desventaja básica de la cubierta flotante es su elevado coste. Todas las cubiertas deben llevar válvulas de seguridad contra presiones excesivas y vacío, tuberías para tomas de muestras y al menos dos pozos de entrada para reparaciones e inspecciones.

Figura 41.- Esquema de (a) digestor de cubierta fija, (b) digestor de cubierta flotante, y (c) gasómetro. 2.10.5.3. Geometría de los tanques.

La configuración de los digestores puede ser cilíndrica, rectangular u ovoide, siendo la cilíndrica la más común (Figura 41). Los tanques rectangulares solo se usan cuando existen problemas de espacio, aunque son difíciles de operar debido a sus malas características respecto del mezclado. Los diámetros de los tanques circulares oscilan entre 8 y 35 m y la profundidad en el centro entre 6 y 14 m. El fondo del tanque debe tener una pendiente mínima de 1:6 a 1:4 hacia los desagües o tomas de fondo para la evacuación de arenas.

91

Figura 42.- Esquema de digestor ovoide.

Con el fin de evitar los problemas asociados a la acumulación de arenas en el fondo y la flotación de espumas en la superficie se han desarrollado los digestores ovoides que presentan una capacidad de mezclado mayor, simplificando las operaciones de limpieza y mantenimiento (Figura 42). Estos digestores presentan una elevada relación altura/diámetro y una pronunciada pendiente que dan lugar a un mejor mezclado reduciendo la acumulación de espumas y arenas. En tanques con cubierta flotante la separación entre el nivel de trabajo del agua y la parte superior de la pared exterior del tanque es del orden de 0.8 m. En tanques con cubierta fija esta separación oscila entre 0.3 y 0.6 m. 2.10.5.4. Mezclado del digestor.

Como ya se ha comentado, la mezcla es necesaria en la digestión por las razones siguientes: -

Distribuir el fango sin digerir para permitir su más fácil digestión. Mantener la temperatura uniforme y evitar la estratificación. Distribuir el tampón alcalino y ayudar el control del pH. Minimizar la concentración de materias inhibidoras. Minimizar la formación de capas de espuma, costras, etc.

Los sistemas utilizados para la mezcla del contenido del digestor son muy variados. Un sistema se considera adecuado si la variación de concentración entre dos puntos cualesquiera del tanque no supera el 10%. No es necesario un funcionamiento continuo de los sistemas de mezcla. La mezcla completa del tanque de 3 a 6 veces al día durante períodos de 1 hora es en general suficiente. 92

El fango sin digerir debe introducirse cerca de los sistemas de mezcla. La potencia que se precisa introducir en el tanque varía entre 5 - 8 W/m3 en función del número de puntos de mezclado, oscilando entre 8 W/m3 para un solo punto y 5 W/m3 para cinco o más. Agitación mecánica.

Existe una gran variedad de sistemas en funcionamiento de entre los cuales cabe destacar el mezclado por grupos motobombas exteriores, en los que el fango es aspirado en distintos puntos del interior del digestor e introducido de nuevo a gran velocidad, provocando una turbulencia que asegura el mezclado (Figura 43 a). El tiempo necesario para remover todo el volumen del digestor debe ser inferior a las 4 horas. Se debe escoger un sistema de impulsión de los fangos tal que le suministre la potencia teórica, calculada para el volumen y número de puntos de mezcla considerados, e impulse un caudal tal que remueva el tanque en un tiempo inferior al fijado. Dado que es necesario el calentamiento externo del fango, se aprovecha su reintroducción para el mezclado del tanque. La entrada del fango recirculado se realiza mediante tubos que producen la descarga tangencialmente al fondo del depósito y en dirección contraria al centro para forzar un movimiento de remolino. A veces, también se colocan tuberías cuya descarga se efectúa tangencialmente a la pared y en sentido vertical hacia arriba.

(a) (b) Figura 43.- Sistemas de mezclado de digestores a) de agitación mecánica y b) por recirculación de gas. Recirculación de gas.

Es un método de mezclado que está empezando a ser muy común hoy día. El gas que es producido en el digestor primario es comprimido e impulsado de nuevo al digestor. Existen dos tipos de sistemas. El primero consta de un conjunto de difusores distribuidos uniformemente por el fondo, especialmente en el perímetro, que burbujean de forma continua. El segundo consta de un conjunto de tuberías de descarga colocadas a distintas profundidades y que son accionadas independientemente, pasando a su través todo el caudal de gas (Figura 43 b). 93

Para calcular el caudal de gas necesario, una vez establecida la potencia teórica a partir del número de puntos de mezcla y del volumen del tanque, se utiliza la expresión: Qg =

E

(132)

2.4 ⋅ 10130 P1 ln ( P2 / P1)

donde: Qg = caudal de gas a impulsar (m3/s). E = potencia teórica necesaria (W). 2.4 = cte empírica. P1 = presión absoluta del gas en la campana (m.c.a.) P2 = presión del gas en el punto de inyección = P1 + altura útil del agua (m.c.a.). 10130 = factor Pa/m.c.a. El gas es comprimido mediante un compresor, con calderín de almacenamiento y válvula de retención para impedir el retorno del gas producido en el interior del digestor. El compresor se selecciona tal que sea capaz de impulsar un caudal Qg con un ∆P = P2-P1. 2.10.5.5. Calefacción del digestor

La calefacción del digestor realiza para mantener la temperatura en el proceso de digestión. El diseño del sistema de calefacción se realiza mediante un balance térmico que debe tener en cuenta el calentamiento del fango y las pérdidas de calor. Pérdidas de calor

Las pérdidas de calor a través del tanque depende de su forma, material y temperatura interna y externa. Para tanques cilíndricos la forma más adecuada es aquella en que el diámetro es igual a la profundidad. Las pérdidas pueden expresarse como:

Q1 = ∑ (T 2 - T ai ) U i Si

(133)

donde: Q1 = pérdidas de calor en el tanque (kcal/h). Ui = coeficiente de transferencia de calor de la superficie i (kcal/m2 h ºC). Si = área exterior de la superficie i (m2). T2 = temperatura dentro del tanque (ºC). Tai = temperatura exterior de la superficie i (ºC). El coeficiente Ui depende del material y del espesor del tanque. Para una pared constituida por varios materiales puede calcularse mediante: 1 Ui

=∑

lj

(134)

kj

siendo lj = espesor del material j (m). kj = conductividad térmica del material j (kcal/m h ºC). 94

La temperatura en el interior del tanque suele ser de 35 ºC. La temperatura en el exterior del tanque puede tomarse como la media en el período de las dos semanas más frías del año. Tabla 15.- CONDUCTIVIDAD TÉRMICA PARA DISTINTOS MATERIALES.

Material Hormigón Acero Arcilla expandida Fibra de vidrio Aire (entre materiales) Tierra seca Tierra húmeda

k (kcal/m h ºC) 0.25 - 0.35 0.65 - 0.75 0.013 - 0.018 0.0052 - 0.0073 0.02 1.2 3.7

Necesidades de calor de los fangos sin digerir.

La expresión de las necesidades de calor del fango sin digerir es:

Q 2 = M C p ( T 2 - T1)

(135)

donde: Q2 = cantidad de calor requerido (kcal/h). M = caudal másico de fangos (kg/h). Cp = calor específico, kcal/kg/ºC (puede tomarse el del agua = 1 kcal/kg/ºC). T2 = temperatura del fango en el tanque ºC. T1 = temperatura del fango en la entrada ºC. Como temperatura del fango que penetra en el tanque puede tomarse la media de la temperatura del agua residual durante las dos semanas más frías del año. Sistema de calefacción.

Actualmente el calentamiento de los fangos se lleva a cabo mediante la recirculación continua de parte del fango que se calienta en un intercambiador de calor exterior. Es importante el mantenimiento de una temperatura suficientemente estable para que el proceso de la digestión se realice en condiciones óptimas. Por esta razón los intercambiadores de calor disponen de termostatos que mantienen la temperatura con un intervalo de ± 0.5 ºC, tomando como referencia la temperatura en el interior de varios puntos del tanque. 2.10.6. Gas producido.

El gas producido en la digestión anaerobia es una mezcla de metano (CH4), de dióxido de carbono (CO2) y pequeñas cantidades de nitrógeno, hidrógeno, ácido sulfhídrico y oxígeno. Su densidad relativa respecto del aire es de 0.86. 95

El gas con interés energético es el metano. El caudal de metano generado durante la digestión anaerobia de los fangos viene dado por la expresión siguiente: Q CH 4

1 − 1) µ met =V ( Ymet

⎡ K Am SA ⎤ ⎢1 + S + K ⎥ A AI ⎦ ⎣

−1

X met 35 10 −5 m 3 / d

(136)

En la ecuación (136) las unidades a utilizar son g, m3 y d, estando medidos los m3 de metano producidos a 0ºC y 1 atmósfera. La mayor parte del metano producido sale del digestor como gas, saliendo solo una pequeña parte disuelta con el fango digerido. El CO2 producido se puede calcular mediante el correspondiente balance de carbono, como se indicó en 2.9.2, sin embargo sólo una parte de él, del orden de un tercio, sale del digestor en forma de gas, saliendo el resto disuelto con los fangos digeridos. La proporción de CH4 en el gas oscila entre el 60 - 72 % en volumen, siendo un valor habitual un 67 %. El resto del gas es fundamentalmente CO2 con pequeñas cantidades de H2S y otros gases. La producción de gas varía en función del contenido en sólidos del fango sin digerir y la actividad biológica en el digestor. Valores típicos son de 500 a 750 L de gas/kg de SSV a la entrada y de 750 a 1100 L de gas/kg de SSV destruidos. La presión normal del gas dentro del digestor oscila entre 150 y 200 mm de agua. 2.10.7. Recogida y almacenamiento del gas

La recogida del gas se efectúa en el propio digestor. La zona de recogida debe estar siempre a presión positiva para evitar la mezcla de gas y aire, lo que puede provocar una explosión. La presión positiva está asegurada en el caso de las cubiertas flotantes. En las cubiertas fijas es necesario el paso del gas de la zona de almacenamiento a la de recogida. El almacenamiento del gas se efectúa en gasómetros de dos tipos, a presión y flotantes. En los gasómetros de cubierta flotante (Figura 41c) está limitado el recorrido máximo de la cubierta y disponen de una válvula de seguridad para presiones excesivas. Los gasómetros a presión precisan un compresor que introduzca el gas en su interior, donde se almacena a presiones que oscilan entre 140 y 170 kg/cm2. En ambos casos el material utilizado es acero. Las tuberías de gas deben disponer de válvulas para prever presiones excesivas y de trampas para fuego que impidan el paso de fuego de una unidad a otra. 2.10.8. El gas como fuente de energía

El gas puede utilizarse para producir calor, producir energía eléctrica con un motogenerador o ambas cosas. Si el gas se quema el calor producido se puede utilizar para mantener la temperatura deseada en el tanque de digestión. La energía del CH4 es de 38000 kJ/m3 en condiciones normales, lo que equivale a unos 25000 kJ/m3 para el biogás. Si se utiliza en un motor de explosión para producir energía es posible recuperar en 96

forma de calor más del 50% de la que se obtendría por simple quemado. En este caso es necesario eliminar del gas producido el ácido sulfhídrico pues provoca corrosiones muy fuertes en los motores. Esta eliminación se realiza utilizando "esponja de hierro" (óxido férrico mezclado con virutas de madera dura), a través del cual se hace pasar el gas. Aproximadamente 35 L de esponja de hierro eliminan 4 kg de ácido sulfhídrico. La esponja de hierro puede regenerarse exponiéndola al aire limpio. 2.10.9. Control del pH y la alcalinidad

Las bacterias metanogénicas presentes en la digestión anaerobia se ven altamente afectadas por pequeños cambios del pH, siendo el intervalo óptimo 6.8 - 7.2 (valores del pH fuera del intervalo 6 - 8 hacen al proceso inviable debido a la elevada toxicidad de las formas no ionizadas de los ácidos volátiles y del amoníaco predominantes por debajo y por encima respectivamente de estos pHs). La estabilidad del proceso depende de la capacidad tamponante del contenido del digestor, que viene dada por su alcalinidad. Los valores normales de la alcalinidad en el interior del digestor varían entre 1500 y 5000 mg/L como CaCO3, siendo el intervalo óptimo 2000 2500 mg/L. Cuanto mayor es la alcalinidad, mayor es la capacidad para resistir cambios en el pH. Los ácidos volátiles producidos por las bacterias acidogénicas tienden a disminuir el pH. En condiciones estables, las concentraciones de ácidos volátiles están en el intervalo 100 - 300 mg/L. Manteniendo un cociente ácidos volátiles/alcalinidad constante por debajo de 0.25 es posible mantener la capacidad tamponante del sistema. Valores de este cociente por encima de 0.8 indican que se ha producido una inhibición de la metanogénesis. Valores por encima de 0.3 0.4 indican que existen problemas y que deben tomarse medidas correctoras. Los reactivos normalmente recomendados para aumentar la alcalinidad del digestor son bicarbonato sódico, cal, carbonato sódico e hidróxido amónico, siempre y cuando las concentraciones de Ca, Na, K y NH4 no superen los niveles de inhibición del proceso. Es importante hacer notar que las medidas de la alcalinidad total incluyen una parte de los ácidos volátiles y otras especies como amonio y fosfatos que hay que excluir cuando se quiere establecer la capacidad para neutralizar dichos ácidos. Por lo tanto para asegurar una adecuada capacidad de tamponamiento es necesario calcular la alcalinidad como bicarbonato, que viene dada por la alcalinidad total menos la concentración de ácidos volátiles multiplicada por el factor 0.71. 2.10.10. Sustancias tóxicas

Cuando la concentración de ciertas sustancias tales como amoníaco, metales pesados, cationes metálicos ligeros y sulfuro sobrepasa determinados niveles, se puede producir una inhibición del proceso. El efecto más frecuente es la inhibición de la formación de metano, con la consiguiente acumulación de ácidos volátiles, disminución del pH y fallo del proceso. Un factor a tener en cuenta a la hora de establecer la toxicidad sobre los fangos es que sólo la fracción soluble de una sustancia está disponible para ser tomada por los microorganismos, aunque puede producirse la solubilización de sólidos conteniendo sustancias tóxicas. Otro factor es el de la aclimatación. Cuando las concentraciones de las sustancias tóxicas van aumentando progresivamente y se mantienen sin oscilaciones bruscas, los microorganismos pueden aclimatarse y el proceso no se ve afectado. Otros factores importantes son el 97

antagonismo (el efecto tóxico de una sustancia queda anulado en presencia de otra) y la sinérgesis (el efecto tóxico de una sustancia aumenta en presencia de otra). En la bibliografía existen numerosos datos sobre valores de concentraciones inhibidoras de distintas sustancias. Existe una gran discrepancia entre los valores de distintos autores debido probablemente a los efectos antes mencionados, siendo recomendable en cada caso recurrir a la experimentación. A modo orientativo se pueden aceptar los valores que se detallan a continuación. La presencia de cationes metálicos ligeros puede ser estimulante, de inhibición moderada y de inhibición severa. Las concentraciones de estos iones deben mantenerse en el intervalo de concentración estimulante. Los valores de la concentración severamente inhibidoras son de 8000 mg/L para el Ca, 3000 mg/L para el Mg, 12000 mg/L para el K y 8000 mg/L para el Na. Los efectos tóxicos del sulfuro soluble son evidentes para concentraciones por encima de 200 mg/L. La presencia de metales pesados es de gran importancia porque pueden inhibir el proceso de digestión y pueden limitar el vertido final de los fangos. La cantidad de metales pesados presentes en un fango depende del proceso de tratamiento y de su concentración en el agua a tratar. Cuanto mayor es la concentración inicial, mayor es el porcentaje eliminado. Los mecanismos de acumulación de los metales pesados en el fango son adsorción y precipitación, este último prevalece a pHs por encima de 7.2. Los metales pesados se adhieren a las partículas de fango haciendo difícil distinguir los niveles solubles de los insolubles, y por lo tanto de establecer los niveles de toxicidad, que resultan altamente dependientes del pH. Valores de la concentración de metal soluble que presenta inhibición del proceso incluyen: 0.5 mg/L Cu, 1.0 mg/L Zn, 3.0 mg/L Cr+6, y 2.0 mg/L Ni. Los efectos tóxicos del amonio pueden ser causados por sus dos formas químicas, NH3(g) y NH4+, apareciendo para valores de la concentración total de nitrógeno (NH3 + NH4+) de 1200 mg/L para valores del pH por encima de 7.4. 2.11. Lagunaje.

El tratamiento de aguas residuales conocido con el nombre de lagunaje es un proceso por el cual las aguas son vertidas en estanques de tierra impermeabilizados de configuraciones variadas, generalmente extensos y poco profundos, donde son tratadas por métodos totalmente naturales (Figura 44). El oxígeno necesario en los estanques se obtiene por reaireación natural a través de la superficie y de la reacción de fotosíntesis de las algas. El oxígeno producido por las algas es utilizado por las bacterias aerobias para la degradación de la materia orgánica presente en las aguas residuales. Los productos de esta degradación son utilizados de nuevo por las algas, existiendo por lo tanto una relación simbiótica entre algas y bacterias.

98

Figura 44.- Vista de lagunaje típico.

Las cuatro principales características del lagunaje son: - Tienen una gran inercia. El elevado tiempo de residencia del agua hace que las lagunas presenten una elevada resistencia a las variaciones bruscas de la carga orgánica o hidráulica. - La sedimentación primaria se produce al mismo tiempo que la degradación de la materia orgánica. - La degradación de la materia orgánica se consigue bien por oxidación aerobia, debida fundamentalmente a la actividad simbiótica de bacterias y algas, bien mediante procesos anaerobios. - No se utilizan medios mecánicos, bien sea de aireación o agitación, para mantener unas condiciones aerobias en las lagunas, por lo que los costes de mantenimiento son muy reducidos. 2.11.1. Tipos de lagunas.

La clasificación más frecuente de las lagunas de estabilización se basa en el dominio relativo de uno de los dos procesos (anaerobio y aerobio) de eliminación de la materia orgánica. En base a esto las lagunas se denominan anaerobias, facultativas y aerobias. Lagunas anaerobias. Trabajan con altas cargas orgánicas consiguiéndose la eliminación de la materia orgánica casi exclusivamente mediante procesos anaerobios. En estas lagunas la sedimentación de los sólidos sedimentables y la flotación natural de los flotantes son también operaciones importantes de tratamiento. Las lagunas anaerobias son alimentadas con agua residual bruta, aunque en algunas ocasiones el agua residual es sometida a un pretratamiento. Lagunas facultativas. Funcionan con cargas orgánicas más reducidas que las anteriores, permitiendo el desarrollo de algas en las capas superiores donde se dan unas condiciones aerobias debido al oxígeno aportado por las propias algas en su fotosíntesis. En las capas inferiores el oxígeno disuelto está ausente. De esta manera se forman dos zonas, una inferior en la que, en ausencia de oxígeno disuelto, se producen fenómenos de descomposición anaerobia, y una superior en la que se produce una oxidación aerobia de la materia orgánica. La actividad bacteriana se desarrolla en simbiosis con la producción de oxígeno por la actividad fotosintética de las algas. Hay además una zona de transición entre las dos zonas

99

anteriores, designada zona facultativa, cuyas fronteras varían con diversos factores (energía luminosa, viento, etc). En una serie de lagunas, las facultativas pueden ser unidades primarias o secundarias, recibiendo en este último caso el efluente parcialmente clarificado de las lagunas anaerobias. Lagunas aerobias o de maduración. Estas lagunas se destinan al tratamiento del efluente de las lagunas facultativas con el objetivo principal de eliminar los microorganismos patógenos. Son totalmente aerobias y dado que la mayor parte de la materia orgánica es eliminada en las lagunas previas funcionan con cargas orgánicas muy reducidas. 2.11.2. Mecanismos y factores que intervienen en el proceso de tratamiento.

Los fenómenos que tienen lugar en el lagunaje son el resultado de un conjunto de operaciones físicas y procesos químicos y biológicos que interaccionan de un modo complejo. Los procesos anaerobio y aerobio de descomposición de la materia orgánica, que son los más importantes en juego, pueden ser representados mediante ecuaciones químicas simplificadas. La descomposición anaerobia se ha visto con detalle en el apartado 2.9. Como ya se ha visto, la oxidación aerobia es un proceso en el que a partir de materia orgánica y oxígeno las bacterias llevan a cabo la síntesis celular. El oxígeno utilizado por las bacterias proviene de la actividad fotosintética de las algas que a partir de anhídrido carbónico y agua sintetizan materia orgánica y liberan oxígeno. El anhídrido carbónico utilizado en la fotosíntesis proviene fundamentalmente de la actividad bacteriana. Existe pues una asociación entre algas y bacterias que recibe el nombre de simbiosis y cuyo esquema se representa en la Figura 45. ALGAS NUEVAS

LUZ ALGAS CO2 NH4+ PO43-

O2

BACTERIAS

MATERIA ORGANICA

NUEVAS BACTERIAS

100

Figura 45.-Representación esquemática de la actividad simbiótica de algas y bacterias.

El mecanismo representado en el esquema anterior justifica las variaciones horarias de los valores de oxígeno disuelto y pH observadas en estas lagunas. Durante la noche el dióxido de carbono producido por las bacterias no es utilizado por las algas al no haber fotosíntesis, por lo que el pH de la laguna disminuye. Durante el día, además del consumo del dióxido de carbono, se produce amoníaco como producto de la degradación de materia orgánica nitrogenada, contribuyendo a un aumento del pH. Por ello, las balsas del sistema de lagunaje pueden ser básicas durante el día y ácidas durante la noche. Unas variaciones muy marcadas del pH a lo largo del día pueden ser problemáticas para las algas y las bacterias.

El funcionamiento de las lagunas depende, fundamentalmente, de los siguientes factores: Temperatura. Tanto el proceso de degradación de la materia orgánica como el de eliminación de los organismos patógenos es muy dependiente de la temperatura, dándose un crecimiento logarítmico de las velocidades de eliminación con la temperatura del agua de la laguna, la cual es, normalmente, cerca de dos a tres grados superior a la temperatura media del aire en invierno, y unos dos o tres grados inferior en verano. Este parámetro es de especial interés para el correcto funcionamiento de la laguna.

La temperatura de diseño en invierno se toma como la temperatura media del mes más frío, es decir, la media mensual de las medias de las temperaturas máximas y mínimas diarias. Como se verá en el apartado siguiente, las cargas orgánicas recomendadas para el diseño de lagunas anaerobias y facultativas no varían con la temperatura por debajo de los 10 ºC. La temperatura de diseño en verano debe tomarse como 3 grados inferior a la temperatura media del mes más fresco de ese período. Mezcla. Depende del viento y del calor solar. La mezcla por agitación del agua de una laguna permite que se verifiquen una serie de fenómenos vitales para el buen funcionamiento de las lagunas, una disminución de los cortocircuitos hidráulicos y de la formación de "zonas muertas" y la obtención de una distribución vertical relativamente uniforme de las concentraciones de DBO5, oxígeno disuelto y algas (en las lagunas facultativas y de maduración). Características climáticas. Un clima casi constante es la situación ideal de funcionamiento de las lagunas, dado que los procesos de eliminación de la materia orgánica y de los microorganismos patógenos, particularmente de las bacterias de origen fecal, dependen como se ha dicho, de la temperatura, según una relación de proporcionalidad directa.

Ya que las bacterias responsables de los procesos de mineralización de la materia orgánica operan en la zona mesofilíca las temperaturas altas no afectarán al funcionamiento de las lagunas. Por el contrario, las bajas temperaturas disminuirán la velocidad de degradación. En el caso de las lagunas anaerobias y de las zonas de fondo de las facultativas, la actuación de las bacterias metanogénicas, cesa prácticamente para temperaturas inferiores a 15 ºC. 101

Por otro lado la función fotosintética depende de la insolación que a su vez está afectada por la nubosidad y la latitud. pH. Este parámetro es particularmente importante en el caso de las lagunas anaerobias donde, debido al equilibrio que debe mantenerse entre bacterias productoras de ácidos y de metano, el pH debe ser superior a 6. De hecho, las bacterias metanogénicas son muy sensibles a las condiciones ácidas del medio y es importante garantizar las condiciones para que se forme una población abundante y saludable de estas bacterias pues, en caso contrario apenas se procesa la fase de fermentación ácida. Tiempo de retención hidráulico. Este factor es muy importante sea cual sea el tipo de laguna considerada, aunque sólo se utiliza como parámetro de diseño en el caso de las lagunas de maduración.

Para las lagunas anaerobias el volumen de la laguna, y por tanto el valor del tiempo de retención, se calcula a partir de la carga orgánica volumétrica. Tiempos de retención inferiores a los calculados acarrean diversos inconvenientes, especialmente, mayores riesgos de producción de olores desagradables, peor calidad bacteriológica del efluente y menor eficiencia en la eliminación de materia orgánica. En el caso de las lagunas de maduración, cuyos tiempos de retención más utilizados varían entre 5 y 7 días, de acuerdo con el número de lagunas de este tipo asociadas en serie y con los objetivos del tratamiento, el tiempo de retención es el factor más importante en la eficiencia en la eliminación de los microorganismos patógenos. Otros factores como la radiación ultravioleta y la concentración de algas, también afectan la eliminación de microorganismos. La temperatura y la concentración de algas ejercen un papel relevante en la eliminación de las bacterias patógenas, aumentando ésta con el aumento de dichos factores, pero la destrucción de virus está más afectada por la radiación ultravioleta. Los tiempos de retención de las lagunas facultativas son bastante mayores que los de cualquier otro tipo de lagunas, aunque este parámetro no sea utilizado como criterio de proyecto. El funcionamiento de estas lagunas depende, principalmente, de la carga orgánica superficial, o sea, de la superficie de la laguna y no del volumen. Profundidad de las lagunas. La altura del agua en las lagunas puede ser también un factor de gran importancia en su funcionamiento.

En el caso de las lagunas facultativas, la altura útil varía, normalmente, entre 1 y 2 m, con un intervalo óptimo entre 1.5 y 2.0 m. De hecho, las alturas inferiores a 1.0 m no evitan el desarrollo de vegetación enraizada en el fondo, lo que provoca la aparición de mosquitos, etc. Por otro lado profundidades superiores a 2.0 m dan lugar a que la zona de anoxia esté situada muy próxima a la superficie lo que determina un funcionamiento predominantemente anaerobio en vez de aerobio. Aunque las lagunas de maduración consiguen mantener condiciones de aerobiosis hasta profundidades del orden de los 3.0 m, normalmente, son proyectadas y construidas con profundidades iguales a las de las facultativas que les anteceden (1.2 a 1.5 m), lo que facilita la destrucción de los virus, la cual es más eficiente cuanto menor es la profundidad de la laguna, lo que está de acuerdo con la influencia de la radiación ultravioleta en su eliminación, mencionada anteriormente. 102

Las lagunas anaerobias se construyen con unas alturas útiles entre 2.0 y 4.0 m siendo el valor más utilizado normalmente el de los 3.0 m. Otros factores a considerar son las cargas orgánicas aplicadas, las características físicas, químicas y biológicas de las aguas residuales efluentes (nutrientes, inhibidores, etc). 2.11.3. Tipos de asociaciones de lagunas de estabilización.

Es un hecho comprobado que el efluente de una serie de lagunas es de mejor calidad que el de una única laguna con un volumen igual a la suma de la serie de lagunas. Por otro lado, la máxima eficiencia en una serie de lagunas se consigue cuando las lagunas funcionan con el mismo tiempo de retención. Considerando los tres tipos de lagunas mencionados las asociaciones de lagunas en serie más corrientes dentro del campo del tratamiento de aguas residuales urbanas, son las siguientes: -

Laguna anaerobia - Laguna facultativa - Laguna/s de maduración Laguna anaerobia - Laguna facultativa Laguna facultativa - Laguna/s de maduración En latitudes medias es la última alternativa la más utilizada.

Si el efluente de las lagunas de estabilización se destina al riego sin restricciones (número de coliformes fecales inferior a 1000/100 mL) la asociación de lagunas debe incluir, como mínimo, una de las series siguientes: - Laguna anaerobia - Laguna facultativa - 2 lagunas de maduración con un tiempo de retención de 7 días cada una. - Laguna anaerobia - laguna facultativa - 3, o más, lagunas de maduración con un tiempo de retención de 5 días.

Con vistas a facilitar las operaciones de mantenimiento de una instalación de lagunas de estabilización es conveniente considerar dos o más líneas paralelas de lagunas. El caudal a través de cada línea nunca debe exceder los 5.000 m3/día, criterio éste confirmado por la práctica. 2.11.4. Criterios de dimensionamiento de las lagunas de estabilización.

Un análisis crítico de los factores que intervienen en el funcionamiento de las lagunas de estabilización, dado su elevado número y el que algunos de ellos sean totalmente incontrolables, permite comprender la razón de que no existan unos criterios de dimensionamiento de aplicación universal. Existe una gran variedad de métodos de dimensionamiento, que están más en forma de reglas empíricas que de criterios racionales. A continuación se muestran los criterios más utilizados para la Europa mediterránea. Lagunas anaerobias. Existe una cierta reticencia a utilizar lagunas anaerobias por temor a

103

problemas de olores. Sin embargo, si se construyen a una distancia del núcleo poblacional superior a los 200 m y se diseñan adecuadamente, no se producen estos problemas. Estas lagunas son dimensionadas en función de la carga orgánica volumétrica, Lv (g DQO biodegradable / m3.día), relación entre la DQO biodegradable del afluente y el tiempo de retención. Los valores de este parámetro dependen de la temperatura de diseño (T ºC), recogiéndose en la bibliografía las siguientes expresiones para su cálculo: para T < 10 °C

L v = 150

(137)

L v = 30 T - 150

para 10 < T < 20°C

(138)

L v = 450

para T > 20 °C

(139)

Para este intervalo de cargas, las eliminaciones de DQO se encuentran entre el 40 y el 60 %, valores que corresponden fundamentalmente a la materia orgánica que se encuentra suspendida y por tanto acaba sedimentando. Una vez seleccionada la carga, se escoge la profundidad (intervalo usual: 2 - 4 m), y conocidos el caudal y la DQO biodegradable del influentes, se determina la superficie. Lagunas facultativas. Al contrario que en el caso anterior, lo importante en este caso es proveer de un área superficial conveniente para que la producción fotosintética de oxígeno sea suficiente y para que el efecto mezcla inducido por el viento actúe a unas profundidades razonables. Por ello los criterios de dimensionamiento más comunes se asientan en la carga orgánica superficial, Ls, relación entre la carga de DBO5 afluente y el área de la laguna.

En la bibliografía se han propuesto diversas expresiones para el cálculo del valor de proyecto de la carga orgánica superficial, Ls (kg DQO biodegradable /ha.d): para T < 10 °C

Ls = 150

para 10 < T < 20 °C

Ls = 15 T

Ls = 75 (1.072 )

(140)

T

Ls = 515 (1.107 - 0.0002 T )

para T > 20 °C

T - 25

(141)

(142)

para T > 10 °C

(143)

Las ecuaciones (140), (141) y (142) son las recomendadas para su uso en la Europa Mediterránea, mientras que la (140) (143) son tentativas globales de ecuaciones de diseño. En todas ellas T es la temperatura de diseño en ºC. Una vez se ha seleccionado la carga orgánica superficial y escogida la profundidad (intervalo normal 1.5 - 2.0 m) la superficie de la laguna se determina mediante la fórmula:

104

A = 10 S i Q/ L s

(144)

donde: = DQO biodegradable del agua residual en g/m3 Si Q = caudal en m3/d = carga orgánica superficial en kg DQO biodegradable /ha.d Ls Lagunas de maduración. El número de lagunas de maduración y el tiempo de retención hidráulica a considerar en cada caso depende de la calidad bacteriológica del efluente que se pretenda conseguir, que a su vez es función de su uso posterior: vertido al mar o a un cauce natural, o reutilización para riego. Dado que la eliminación de bacterias patógenas de origen fecal, verificada en cualquiera de los tres tipos de lagunas considerada, obedece a una cinética de primer orden, el número de coliformes fecales por 100 mL de efluente de una serie de n lagunas, Ne, viene dado por la fórmula: Ne =

Na (1 + K b t 1) (1 + K b t 2 ) K (1 + K b t n )

(145)

donde: = número de coliformes fecales por 100 mL en el afluente del sistema de lagunas. Na = tiempo de retención expresado en días de la laguna i. ti = es la constante de eliminación de coliformes fecales, expresada en días-1, función de Kb la temperatura: K b T = 2.6 (1.19 )

T - 20

(146)

El valor de Ne para riego restringido es de 100000 y 1000 para riego no restringido. En el vertido al mar hay que considerar el efecto de la dilución y las directivas sobre la calidad del agua para baño y cría de moluscos. En el vertido a ríos es necesario establecer el valor que permita no superar en el agua del río los 1000 CF/ 100 mL, cuando esta agua es utilizada para riego no restringido. 2.11.5. Ventajas y desventajas del lagunaje.

El proceso de tratamiento de aguas residuales mediante lagunas de estabilización presenta, cuando se le compara con los procesos biológicos convencionales, bastantes ventajas, de las que las más importantes son: - Eficiencias de eliminación de organismos patógenos bastante superiores a las de los procesos convencionales. - Gran capacidad de adaptación a las variaciones bruscas de caudal y de las cargas aplicadas. - Independencia total de los recursos energéticos convencionales. - Técnicas de construcción simples, estando prácticamente limitadas a movimientos de tierra. - Coste de inversión más bajo que el de los procesos convencionales. - Técnicas de mantenimiento simples, que no exigen operarios con cualificación técnica alta. - Capacidad de tratar ciertos tipos de aguas residuales industriales.

105

- Posibilidad de utilizar las últimas lagunas de la serie, particularmente las de maduración para la acuicultura. - Posibilidad de reutilización de las aguas residuales para riego.

Los sistemas de lagunas de estabilización presentan algunas desventajas, especialmente las siguientes: - Eficiencias de eliminación de materia orgánica inferiores a las de los procesos convencionales. - Limitadas posibilidades de actuación sobre el proceso. - Necesidad de áreas de implantación muy elevadas. - Costes de explotación similares a los de los procesos convencionales. - Elevadas concentraciones de sólidos suspendidos en los efluentes del sistema de lagunas, debidas a cantidades apreciables de algas, que pueden ser perjudiciales para la calidad del medio receptor. - Necesidad de un vaciado periódico de las lagunas y una evacuación de los fangos depositados en el fondo. - Pueden darse olores desagradables y proliferaciones de mosquitos. 2.11.6. Consideraciones sobre el diseño.

En la Tabla 16 se recogen valores típicos de los parámetros de operación para los distintos tipos de lagunas que se han indicado. Tabla 16.- VALORES TÍPICOS DE LOS PARÁMETROS DE OPERACIÓN DE LOS DISTINTOS TIPOS DE LAGUNAS.

Parámetro Régimen de flujo Tamaño, ha Operación Profundidad, m pH Temperatura, ºC T. óptima, ºC kg DBO5/ha día Conversión DBO5, % Productos de la conversión Algas, mg/L SS, mg/Lb

Aerobia (maduración) Mezclado intermitente 1- 4 múltiples Serie- paralelo 1.2 - 1.5 6.5 - 10.5 0 - 30 20 < 15 60 - 80

Facultativa

Anaerobia

......

......

0.8 - 4 múltiples Serie- paralelo 1-2 6.5 - 9.0 0 - 50 20 100 - 300 80 - 95

0.2 - 0.8 múltiples Serie 2-4 6.8 - 7.2 6 - 50 30 200 - 500 50 - 95

Algas,CO2, tejido celular

Algas,CO2, CH4,tejido celular 20 - 80 40 - 100

Algas,CO2, CH4, tejido celular 0–5 80 - 160

5 - 10 10 - 30

Lagunas aireadas Mezcla completa 0.8 - 4 múltiples Serie- paralelo 2-6 6.5 - 8.0 0 - 40 20 80 - 95 CO2, tejido celular

80 - 250

a.-Valores típicos. b.-Microorganismos, algas y sólidos suspendidos no eliminados del afluente. Estos valores corresponden a una DBO5 soluble del afluente de 200 mg/L y, salvo para las lagunas de maduración, en una concentración de sólidos suspendidos en el influente de 200 mg/L.

106

3. PROCESOS DE SOPORTE SÓLIDO. 3.1. Introducción.

En los procesos de soporte sólido la biomasa no se encuentra suspendida en el agua sino fija sobre algún medio soporte formando una película. El medio soporte puede encontrarse fijo en una columna, y el agua fluye formando una fina película, o puede girar alrededor de un eje, moviéndose dentro del fluido, dando lugar a los dos tipos fundamentales de tratamientos mediante cultivo fijo: filtros percoladores y contactores biológicos rotatorios (RBC). El espesor de la película de biomasa (biopelícula) oscila entre 0.1 y 2 mm y consta de una capa superficial donde el proceso que se realiza es idéntico al de los fangos activados (la materia llega al sistema por transporte convectivo), y una interna donde el transporte de sustrato, aceptor de electrones y nutrientes se produce por transporte molecular (difusión). Por ello, los modelos que se han desarrollado para representar el comportamiento de la biopelícula consideran tanto la reacción bioquímica como los procesos de transferencia de materia. Esta capa biológica es un sistema muy complejo y su composición no es homogénea. La proporción de biomasa activa es mayor en la superficie que en el interior donde se acumulan mayores cantidades de debris. En todo caso se produce una migración continua de productos desde el interior hasta el exterior, donde son arrastrados del sistema por los esfuerzos cortantes superficiales. Esto permite, así mismo, mantener constante el espesor total de la capa. Si no fuera así, cuando el espesor aumentara excesivamente, el sustrato no podría alcanzar la capa interna y los microorganismos situados en ella se desprenderían del soporte, siendo arrastrados por el agua. En la Figura 46 se muestra una representación esquemática de la biopelícula.

Figura 46.- Representación esquemática de la biopelícula.

En procesos de biomasa fija (filtros percoladores o biodiscos) se llevan a cabo los procesos combinados de oxidación del carbono y nitrificación. La nitrificación se da cuando los parámetros de funcionamiento tienen unos valores adecuados. Generalmente, para ello 107

basta con reducir la carga orgánica aplicada. 3.2. Filtros percoladores.

Los filtros percoladores (o lechos bacterianos) constan de un medio poroso a través del cual se hace pasar el agua a depurar. El sistema se asemeja en todo a una filtración sobre medio poroso, pero se realiza en régimen de no saturación, no produciéndose en estos sistemas filtración mecánica. De esta manera es posible el paso del aire en contracorriente con el agua, suministrándose el oxígeno necesario para que tenga lugar el proceso biológico. El efluente de la decantación primaria es alimentado mediante distribuidores de caudal desde la parte superior del filtro (Figura 47).

Figura 47.- EDAR de filtros percoladores en construcción.

Los filtros percoladores constituyen un tratamiento secundario aplicable en todas las aguas susceptibles de ser depuradas mediante un proceso biológico aerobio. Históricamente se ha considerado que los filtros percoladores no permitían alcanzar los mismos rendimientos que los procesos de cultivo suspendido, aplicándose a situaciones con límites de vertido del orden de 30 a 45 mg/l de DBO5 y SS. Sin embargo si estos sistemas son diseñados y operados adecuadamente pueden alcanzar rendimientos similares a los de los sistemas de cultivo en suspensión. Los filtros percoladores han sido muy utilizados como paso previo a un tratamiento biológico convencional de aguas muy cargadas de materia orgánica, pues permiten eliminar un porcentaje muy elevado de la DBO con un gasto de energía mucho menor. Este es el caso de las aguas residuales de las industrias de procesado de alimentos. 108

La cantidad de biomasa producida es controlada por medio del sustrato disponible. La cantidad de biomasa fija sobre la superficie del medio aumenta con la carga orgánica hasta alcanzar un espesor máximo. Este espesor máximo es controlado por factores físicos como la velocidad de dosificación hidráulica, tipo de medio, tipo de materia orgánica, temperatura, etc. La operación correcta de estos filtros implica un desprendimiento continuo y uniforme de los fangos, evitando la acumulación de exceso de biomasa. Los fangos producidos son recogidos en el decantador secundario. La recirculación del efluente permite frecuentemente aumentar la eficiencia del filtro. Un aumento del caudal mejora la distribución del agua y reduce la posibilidad de zonas no suficientemente mojadas, manteniendo la máxima capacidad de tratamiento del filtro. Además, una velocidad mayor mantiene los esfuerzos cortantes necesarios para el desprendimiento de la biomasa en exceso de forma regular. Los filtros percoladores pueden clasificarse en función de las cargas hidráulicas y orgánicas aplicadas (Tabla 17). La carga hidráulica se define como el caudal total, incluida la recirculación, dividido por el área del filtro y la carga orgánica como Kg de DQObiodegradable/día partido por el volumen total del filtro, incluyendo en la DQO, la rercirculada (dada su difícil evaluación, en la práctica suele ignorarse). En función de los valores de las variables anteriores los filtros percoladores pueden clasificarse en alta carga, baja carga, carga intermedia y filtros de desbaste. Tabla 17.- VALORES TÍPICOS DE DISEÑO PARA FILTROS PERCOLADORES.

Baja carga

Carga intermedia

Tipo de filtro percolador Alta carga

Características Carga hidráulica (m3/m2/d) Carga orgánica (kgDQObiod./m3/d) Recirculación Desprendimiento de fangos Profundidad (m) DQObiod elimin. (%) Grado nitrificación

Material granular

Material plástico

Filtro de desbaste

1-4

4 - 10

10 - 40

15 - 90

60 - 180

0.12 - 0.35 Mínima

0.35 - 0.7 Usual

0.7 – 3.5 Siempre

≤7 Usual

> 2.3 Rara vez

Intermitente 1.8 - 2.5 80 - 85

Intermitente 1.8 - 2.5 50 - 70

Continuo 0.9 - 2.5 40 - 80

Continuo 3 - 13 65 - 85

Continuo 0.9 - 6 40 - 65

Mucho

Algo

No

Escasa

No

Una ventaja importante de los filtros percoladores es la posibilidad de adaptarse a variaciones de caudal o carga orgánica mediante la recirculación de parte del agua depurada. De esta forma un filtro percolador puede, a lo largo de su vida útil, pasar de funcionar como filtro de baja carga a filtro de alta carga, con rendimientos de depuración no muy diferentes.

109

3.2.1. Factores que afectan al diseño y rendimiento.

El número de factores es muy grande, por lo que sólo se citarán los más importantes. 3.2.1.1.

Las características del agua residual.

El cálculo de la carga orgánica aplicada se hará en base a la DQO soluble biodegradable del agua de entrada. En el caso de incluir nitrificación, será necesario conocer el NKT presente. Asimismo, el caudal permitirá conocer la carga hidráulica aplicada. Un punto especialmente importante es conocer la parte de carga orgánica presente en forma soluble, pues los filtros percoladores eliminan por oxidación bioquímica y síntesis celular fundamentalmente materia orgánica soluble. La eliminación de materia orgánica coloidal o suspendida se produce mediante un proceso combinado de floculación biológica y adsorción. En los casos en que la carga orgánica sea fundamentalmente disuelta los filtros percoladores son desaconsejables, por el gran tamaño del filtro necesario para la eliminación de la materia orgánica disuelta. El agua residual ideal para el uso de un filtro percolador debería tener la materia orgánica soluble suficiente para que los microorganismos generados en su eliminación garantizaran la biofloculación y posterior decantación de la materia orgánica suspendida que el filtro percolador no elimina. La cantidad de sustancias suspendidas es también importante, pues su presencia en gran cantidad puede provocar el atascamiento del filtro. En los casos en que la proporción de sólidos suspendidos sea elevada es necesario, bien un pretratamiento o bien utilizar medios filtrantes de alta porosidad, como son los medios plásticos. 3.2.1.2. Tipos de medios filtrantes.

Se pueden distinguir dos tipos básicos de medios filtrantes. El primero que se utilizó fue el medio formado por piedra partida o rodada. Actualmente se utilizan casi exclusivamente medios artificiales formados por material plástico, sobre todo para aguas industriales con altas cargas orgánicas. Tabla 18.- CARACTERÍSTICAS DE LOS MEDIOS FILTRANTES.

Medio Gravas de río Pequeñas Grandes Escorias de hornos Pequeñas Grandes Plástico Convencional Alta sup. especif. Madera

Tamaño nominal mm

Masa/volumen kg/m3

Superficie específica m2/m3

Porosidad

25 - 65 100 - 120

1250 - 1450 800 - 1000

55 - 70 40 - 50

40 - 50 50 - 60

50 - 80 75 - 125

900 - 1200 800 - 1000

55 - 70 45 - 60

40 - 50 50 - 60

600 x 600 x 1200a 600 x 600 x 1200a 1200x 1200 x 500a

30 - 100 30 - 100 150 - 175

80 - 100 100 - 200 40 - 50

94 - 97 94 - 97 70 - 80

a Tamaño del módulo

110

Las dos propiedades más importantes de un medio filtrante son la porosidad y la superficie específica. Una mayor superficie específica permite aceptar mayores cargas orgánicas e hidráulicas, sin incremento del volumen total, con una mayor transferencia de oxígeno. La mayor porosidad actúa en el mismo sentido, a igual superficie específica. Una ventaja suplementaria es la mayor dificultad de atascamiento cuando los sólidos suspendidos son elevados.

Figura 48.- Tipos de rellenos normalmente utilizados en los filtros percoladores.

Los medios filtrantes realizados con material plástico tienen mayor superficie específica y porosidad, por lo que proporcionan mejores resultados que la piedra partida. Así mismo los medios filtrantes de material plástico puedan soportar alturas entre 3 y 13 m, mientras que para piedra partida las alturas del filtro oscilan entre 0.9 y 2.5 m. Los rellenos plásticos presentan un menor riesgo de colmatado por los sólidos suspendidos presentes en las aguas residuales y requieren una estructura de soporte más barata debido a su baja densidad. Por contra estos rellenos son más caros y, si la altura es elevada, es necesario tener en cuenta el coste suplementario de bombeo que tal altura supone. Las características físicas de los medios filtrantes comúnmente utilizados se indican 111

en la Tabla 18, mostrándose algunos de ellos en la Figura 48. En el caso de los filtros de alta carga de material plástico la recirculación se efectúa fundamentalmente por motivos distintos de los anteriores. Debido a la mayor profundidad de estos filtros es necesario un caudal mínimo para que se produzca el desarrollo de la capa biológica a lo largo de toda la profundidad. Este caudal mínimo oscila entre 0.3 y 0.7 L/m2/s dependiendo de la configuración geométrica del medio. Generalmente un aumento de la recirculación que incremente el caudal sobre el mínimo, no aumenta la eliminación de materia orgánica en el filtro. En estos filtros la recirculación se utiliza para mantener el caudal mínimo en todo momento. La razón de recirculación varía entre 0.5 y 4. Se ha comprobado que valores de la recirculación superiores a 4 no aumentan la eficiencia de los filtros y son, por tanto, antieconómicos. 3.2.1.3. Distribución del caudal.

La utilización de recirculación para mejorar la eficiencia de mojado del relleno puede no ser necesaria si se disminuye la velocidad de giro del distribuidor. Este hecho viene siendo observado desde hace mucho tiempo, pero no se ha considerado en el diseño hasta recientemente. La reducción de la velocidad de giro del distribuidor permite mejorar la eficacia del filtro, controlar la aparición de moscas y olores y reducir la acumulación de exceso de biomasa. Estos efectos se han observado tanto para cargas orgánicas e hidráulicas bajas como elevadas, por lo que pueden deberse a la periodicidad de dosificación y al volumen de agua dosificado. Se define la intensidad instantánea de dosificación (SK) como los mm de agua aplicada por paso del brazo distribuidor, cociente entre la carga hidráulica (mm/min) y el producto (nº de brazos ⋅ rpm). El valor óptimo del parámetro SK no está aún bien definido debiendo ser ajustado en cada planta. El valor de diseño depende de la carga orgánica variando entre 10 y 400 mm/paso para cargas entre 0.1 y 2.35 kg DQObiodegradable soluble/m3.d. 3.2.1.4. Cargas hidráulicas y orgánicas.

La influencia de la carga hidráulica y la orgánica por separado es una cuestión no claramente resuelta. En los medios filtrantes de piedra partida existen fórmulas propuestas por diversos autores, que resaltan la importancia de las cargas hidráulicas u orgánicas. Sin embargo ninguna de estas fórmulas es aplicable con toda generalidad. Investigaciones más recientes concluyen que la carga orgánica volumétrica es el criterio dominante en el control de la eficiencia, presentando la carga hidráulica una baja o nula influencia. Esta conclusión es consistente con la teoría de los fangos activados, siendo la retención de las células y no del líquido el factor que controla la eliminación de materia orgánica. Si se define una superficie del soporte, un espesor de biomasa aerobia medio y una concentración media de sólidos en la biomasa, la carga orgánica por unidad de volumen es 112

equivalente a la carga másica (kg DBO5/kg SSLM.d). El tiempo de retención celular puede estimarse basándose en la cantidad de fango producido. 3.2.1.5. Ventilación.

La ventilación de los filtros es fundamental a la hora de mantener las condiciones aerobias necesarias para asegurar un tratamiento efectivo. Si el paso de aire es posible, la diferencia de temperatura entre el aire y el agua residual es suficiente para producir la necesaria aireación. Sin embargo, en muchos casos, esta diferencia es mínima originando un flujo de aire insuficiente. Esto suele ocurrir durante las mañanas y tardes en primavera y otoño o en climas cálidos. Es fundamental, en todo caso, asegurar el fácil paso del aire a través del fondo del filtro. Para ello deben seguirse las siguientes recomendaciones: - Los drenes inferiores de recogida y evacuación de agua se llenarán solamente hasta su mitad para el caudal de cálculo. - Todos los drenes inferiores estarán ventilados, mediante rejillas, en sus dos extremos. - Las ranuras del fondo deben tener una superficie libre mínima del 15% del área del filtro. - Por cada 4 metros de perímetro del filtro existirán, al menos, 0.1 m2 de rejilla abierta al exterior para la ventilación de los drenes así como 1 - 2 m2/1000 m3 de lecho. Generalmente la ventilación natural es suficiente para que el proceso de depuración biológica se realice adecuadamente. Sólo en filtros muy profundos o con una carga hidráulica muy elevada puede ser necesaria la ventilación forzada. 3.2.1.6. Temperatura.

La temperatura influye notablemente en la calidad del efluente de los filtros biológicos. Pueden citarse las siguientes conclusiones obtenidas de un estudio sobre 17 filtros percoladores operando en condiciones reales: - La eficiencia en invierno es notablemente inferior a la de verano. - Las bajas temperaturas afectan mucho más a las plantas que recirculan el agua. La recirculación del agua provoca en los meses de invierno un enfriamiento del agua tratada, disminuyendo notablemente la eficiencia del filtro. - Para cargas orgánicas inferiores a 160 g DQObiodegradable soluble /m3/d las variaciones estacionales de eficiencia son pequeñas. - Cuando la temperatura del agua y del aire son similares se produce una disminución de la eficiencia, tanto si existe recirculación como si no. La relación entre eficiencia y temperatura puede evaluarse mediante la expresión siguiente debida a Howland: ET = E20 θ

T - 20

(147)

donde: θ = constante; puede tomarse entre 1.015 y 1.045. = eficiencia a la temperatura T. ET = eficiencia a 20 °C. E20 T = temperatura (°C). 113

3.2.1.7. Esquemas básicos de filtros percoladores. Las disposiciones más corrientes adoptadas en estos elementos son las que se indican en la

Figura 49.

Fil.I Filtro

Fil. I

Fil. II

Sed I

Sed I

Sed II

Fil. II

Sed Sed II

Figura 49.- a) Filtración simple. b) Filtración doble alternante. c) Filtración en dos etapas. Filtración simple. Se puede operar con recirculación o sin ella, según el grado de calidad deseado. Si la DQO soluble biodegradable del influente supera los 700 mg/L se recomienda la recirculación. Filtración doble alternada. El primer filtro elimina la mayor parte de la DQO soluble biodegradable. El segundo ejerce una acción de acabado. Consecuentemente los mayores espesores de fango se producen en el primer filtro. Periódicamente la circulación del agua se alterna según se indica en la figura, consiguiendo un funcionamiento más regular del sistema formado por los dos filtros. Filtración en dos etapas. El primer filtro tiene una misión de desbaste. Normalmente es un filtro de material plástico que elimina de un 60 a un 70% de la DQO. El segundo filtro actúa como limpiador del efluente y el crecimiento del espesor de la capa de fango es pequeño.

3.3. Contactores biológicos rotativos (RBC).

Son un procedimiento de depuración biológica en el que la biomasa se fija en un 114

soporte inerte en forma de film biológico. Los sistemas más difundidos son los biocilindros y los biodiscos. En la Figura 50 se muestra un ejemplo de una EDAR de biodiscos en funcionamiento.

Figura 50.- EDAR de biodiscos.

Los biocilindros son cilindros perforados, con diámetros entre 2 y 5 m, que en su interior contienen un material soporte, generalmente de plástico con formas muy variadas. En los biodiscos (Figura 51), el soporte está constituido por discos de material plástico (poliestireno y cloruro de polivinilo) ensamblados sobre un eje horizontal.

Figura 51.- Módulo de biodiscos formado por un eje con cuatro etapas (Cortesía de ENVIREX).

Para ambos el esquema de funcionamiento es el mismo. Giran lentamente sobre su eje, manteniendo alrededor del 40% de la superficie sumergida. 3.3.1. Descripción del proceso.

Como se ha indicado, el crecimiento biológico se produce adherido a la superficie de los discos y forma una capa en toda el área mojada en los mismos. Por la rotación de los discos, 115

alternativamente la biomasa entra en contacto con el sustrato orgánico del agua residual y posteriormente con la atmósfera en la que absorbe el oxígeno. Este giro mantiene la biomasa en condiciones aerobias. Al mismo tiempo sirve de mecanismo para desprender el exceso de sólidos de los discos debido a las fuerzas de corte creadas y mantener los flóculos en suspensión. Algunos de los sistemas de RBC que han aparecido últimamente en el mercado cuentan con aireadores que sirven al mismo tiempo para oxigenar el agua residual y mantener el movimiento de giro del biodisco. De lo dicho se desprende que estos reactores pueden clasificarse en la familia de los filtros percoladores. No obstante se distinguen de ellos debido al hecho de que el soporte gira alrededor de un eje horizontal. En un lecho bacteriano clásico las gotas de agua que se deslizan sobre el soporte siguen una trayectoria unidireccional y pasa sucesivamente por todos los valores de la concentración del sustrato. Estos reactores se asemejan así al tipo de flujo en pistón. Las fluctuaciones del caudal de agua y la dispersión de las trayectorias líquidas en el lecho suponen, no obstante, un efecto de mezcla longitudinal que separa a los lechos bacterianos de un comportamiento de flujo en pistón puro. En general, un lecho bacteriano se puede asimilar a una serie de varios reactores de mezcla completa en serie. Los RBC, por su configuración básica, forman un reactor de mezcla completa. Por esta razón los RBC se disponen en baterías que comprenden muchas unidades en serie, generalmente de 2 a 4 (Figura 52). Esto les aproxima al esquema de los filtros percoladores tradicionales. Se recordará que el reactor de flujo de pistón puro siempre es más eficaz que un reactor de mezcla completa puro. Desde el punto de vista biológico, estas diferencias de configuración se traducen en diferencias muy marcadas. Los lechos bacterianos presentan una estratificación específica de la biomasa. Las bacterias heterótrofas abundan en las capas superiores, y las autótrofas (nitrificantes) no aparecen nada más que en las capas inferiores. En los RBC la biomasa es uniforme en el seno de una batería que gira en una cuba única. Por el contrario, el reparto radial cuantitativo provoca un porcentaje variable del tiempo durante el cual la superficie está sumergida y en consecuencia en las zonas más próximas al eje la biomasa es menos abundante. Los trozos de film biológico que se desprenden de los discos quedan en suspensión en la cuba y ejercen un cierto efecto de depuración. La estratificación vertical de los lechos tradicionales se encuentra aquí en la forma de una variación de fase en fase: la nitrificación, por ejemplo, tiene lugar en las últimas fases de una serie.

116

2 EJES, 1 ETAPA etapas

1

2

3

4

medio eje medio eje efluente

influente

1 EJE, 4 ETAPAS

Flujo paralelo al eje etapas

1

2

3

4

medio eje medio eje efluente

influente

Flujo paralelo al eje etapas

1

2

3

4 EJES, 4 ETAPAS

4

influente

efluente

medio eje efluente

influente

4 EJES, 4 ETAPAS

Flujo perpendicular al eje

Figura 52.- Configuraciones típicas de biodiscos (Cortesía de ENVIREX).

Se pueden ya prever, a la vista de estos principios básicos muy generales, las dificultades con que tropezará un análisis matemático de los fenómenos, y es fácil de comprender que sea imposible concebir un modelo sencillo que pueda tener en cuenta todas estas particularidades a las cuales se suma un parámetro específico de estos dispositivos: la velocidad de rotación. 3.4. Modelo cinético del cultivo fijo aerobio.

El consumo de sustrato en un sistema de cultivo fijo incluye varias etapas: el transporte por convección del sustrato desde la disolución hasta la interfase con la película líquida, la difusión interna en la película de la biomasa, y la reacción biológica en dicha película. La consideración en el modelo de la resistencia a la transferencia de materia implicaría el 117

conocimiento de los coeficientes de transferencia de materia, muchos de los cuales son de difícil obtención. Una alternativa a los modelos teóricos de difícil aplicación son los modelos semiempíricos en los que a través de los parámetros cinéticos se introduce de manera simplificada la difusión externa, la difusión interna y el crecimiento microbiano. Este último viene representado por una expresión tipo Monod:

rss = -

ρ E K es SS K S + SS

(148)

donde: = flujo de sustrato a la capa biológica (g DQO soluble /m2/d). rss ρ = densidad de la biomasa g DQO biomasa /m3 de biofilm. E = espesor de la capa biológica (m). = constante de biodegradación que representa la máxima cantidad de sustrato utilizado Kes por unidad de biomasa sintetizada(d-1). Equivalente a µm/Y en los cultivos en suspensión. SS = concentración media de DQO soluble biodegradable en la masa líquida (g DQO /m3). = constante de semisaturación (g DQO/m3). KS El efecto de la difusión interna se incluye en el parámetro µm y el de la difusión externa en KS, ya que se define en términos de concentración de sustrato en la disolución y no en la película líquida. 3.4.1. Contactores biológicos rotatorios (RBC).

Como se ha comentado son sistemas de cultivo fijo por etapas en los que se produce eliminación conjunta de materia orgánica y nitrificación. El esquema del proceso se muestra en la Figura 53. A continuación se definen los símbolos empleados para este tipo de proceso:

Alimentación

Etapa 1

QF, SS,1,

QF, SS,F, SNH,F

A1

SNH,1, fN,1

Q F,

Etapa j

Q F,

SS,j-1, SNH,j-1, fN,j-1

Aj

SS,j, SNH,j, fN,j

Etapas j+1 a N

área de biodiscos, m2. fracción de microorganismos nitrificantes, adimensional. Etapas 2 a j-1

A: fN:

Dec. 2º

Efluente final QF, SS,e, SNH,e

Purga de fangos XRT, SS,e, SNH,e

Figura 53.- Esquema del proceso RBC

En la formulación del modelo biológico se considera despreciable la actividad biológica de la biomasa suspendida frente a la de la biomasa adherida al soporte físico. Además, la materia biodegradable en suspensión no sufre ninguna transformación biológica a través de la biomasa fijada al soporte físico, diferencia fundamental con respecto a los 118

cultivos en suspensión. Por lo tanto, los símbolos SS,F, SNH,F, y SP,F, se refieren únicamente a las fracciones solubles de materia orgánica biodegradables (DQO soluble biodegradable), nitrógeno Kjeldahl total y fósforo total de la corriente alimento. Para el diseño de los sistemas de cultivo fijo se realizan las siguientes hipótesis de cálculo: - No existen microorganismos en el agua residual a tratar, XH,F = 0, XA,F = 0. - No se produce actividad microbiana en el clarificador ni en las conducciones. - Se alcanza el estado estacionario del sistema. - Se mantienen condiciones aerobias en todo el sistema. - Se supone despreciable la cantidad de sólidos suspendidos que se pierden por el efluente del decantador secundario. - Para un conjunto de biodiscos girando a una velocidad determinada no cambia ni el espesor ni la densidad de la biomasa en la película. Es decir, la cantidad de biomasa presente en el sistema se mantiene constante. El diseño de los RBC consiste en el cálculo del área por etapa, la DQO soluble biodegradable, el nitrógeno Kjeldahl solubles y el nitrato en el efluente de cada etapa, la producción neta de microorganismos por etapa y finalmente la producción total de fangos del sistema. La película de biomasa está fijada a la superficie de un soporte sólido. El volumen de la película viene dado por el producto del espesor de la misma, E, y el área de soporte sólido. Al espesor de la película, E, se le puede asignar un valor constante de 0.15 mm. Así mismo es posible considerar un valor medio de la densidad de los microorganismos de 78 kg de DQO /m3. Como ya se ha comentado, para distinguir los dos tipos de microorganismos, heterótrofos y autótrofos, se utiliza la fracción de microorganismos autótrofos. El diseño del proceso se inicia con la determinación del área total y del área de la primera etapa utilizando como criterios de diseño el valor máximo de la carga orgánica total y la carga orgánica máxima para la primera etapa. Una vez seleccionado el número de etapas, con estos datos se calcula el área de las diferentes etapas:

A total =

Q F SS 0 CO total

(149)

El área para la primera etapa viene dada por la ecuación:

A1 =

Q F SS0 CO1etapa

(150)

El área de las demás etapas viene dada por:

A j=

A total − A1 N etapas −1

(151)

siendo j el número de etapa. Una vez determinadas las áreas teóricas por etapa, se selecciona la maquinaria adecuada a partir de los datos suministrados por los fabricantes de biodiscos. Esta selección 119

requiere un reajuste de las áreas, siempre redondeando de modo que no se supere las cargas orgánicas fijadas. La selección de la maquinaria depende no sólo del área por etapa, sino también del tipo de biodisco, el número de ejes por etapa y la densidad de biodiscos. Una vez seleccionada la maquinaria, se diseña la cubeta en la que se dispondrán los biodiscos, y la potencia necesaria por eje que permita mantener un espesor de película biológica adecuado. Materia orgánica soluble

El balance de materia de sustrato orgánico al sistema en régimen estacionario puede escribirse como:

Q FSS,F − Q FSS,e + rss A = 0

(152)

Los dos primeros términos se refieren a la variación de la concentración de sustrato debido a la acción hidráulica solamente. Sustituyendo la ecuación (148) que proporciona la velocidad de consumo de sustrato por parte de los microorganismos, se obtiene la siguiente expresión:

Q F (SS, j−1 −SS, j )=K es

SS, j K S +SS, j

A j Eρ (1− f N , j )

(153)

donde: = constante de biodegradación que representa la máxima cantidad de sustrato utilizado Kes por unidad de biomasa sintetizada, d-1, (equivalente a µm/Y en los cultivos en suspensión). Aj⋅E⋅ρ⋅(1-fN,j)= cantidad de biomasa heterótrofa de la etapa j, g DQO. Este término sustituye al término V⋅XH utilizado en las ecuaciones del cultivo en suspensión. Nitrógeno Kjeldahl soluble y nitrato

El nitrógeno Kjeldahl soluble se consume durante la nitrificación y como nutriente:

Q F (S NH , j−1 −S NH , j )= K en

S NH , j K NH +S NH , j

A j Eρ f N , j + 0.087 Q∆X t j

(154)

donde: = constante de nitrificación ó tasa máxima de consumo de nitrógeno amoniacal por Ken unidad de biomasa autótrofa sintetizada, d-1. Equivale al factor µmA/YA de los cultivos en suspensión. Aj⋅E⋅ρ⋅fN,=: cantidad de microorganismos nitrificantes en la etapa j, g DQO. Q∆Xtj = producción de microorganismos heterótrofos y autótrofos, incluyendo la parte inerte generada por muerte, g DQO/d. El nitrógeno oxidable consumido en el proceso de nitrificación es trasformado en nitrato, por lo que la concentración de nitrato de salida de cada etapa se puede calcular mediante la expresión:

120

[

Q F (S NO , j−1 −S NO , j )= − Q F (S NH , j−1 −S NH , j ) − 0 .087 Q ∆ X t j

]

(155)

Fósforo soluble

El fósforo soluble será el fósforo soluble que entra al sistema menos el que utilicen los microorganismos.

Q F (S P , j−1 −S P , j )= 0.017 Q∆X t j

(156)

Producción de fangos

Dichas producciones se obtienen de las expresiones: Producción de fangos heterótrofos:

Q∆X H, j = QF Y(SS, j−1 −SS, j )−b H A j Eρ (1−f N )

(157)

Q∆X HI, j = f DH b H A j Eρ (1−f N )

(158)

Producción de fangos autótrofos:

[

]

Q∆X A , j = YN Q F (S NH , j−1 −S NH , j )− 0.087Q∆X t j − b A A j E ρ f N

(159)

Q∆X AI , j = f DA b A A j Eρ f N

(160)

A la producción total de fangos contribuyen tanto la cantidad de microorganismos sintetizada como la cantidad de materia en suspensión introducida en el sistema. Para los sistemas de cultivo fijo, se supone que la materia orgánica suspendida biodegradable XS0 que entra en ellos no sufre ninguna transformación, por lo que se contabiliza como una fracción más de los fangos decantados. La producción total de fangos, expresada como DQO, se obtiene teniendo en cuenta además la materia orgánica inerte que entra al sistema de soporte sólido.

Q∆ XT = Q F XI 0 + Q F XS0 + ∑ Q∆ X t j = Q F X T

(161)

j

donde XT es la DQO suspendida que sale del sistema de soporte sólido. La producción total de fangos puede obtenerse sin más que multiplicar la expresión anterior por los correspondientes coeficientes de paso de DQO a SS y considerar además los SSNV que entran al sistema.

Q ∆ X SST = Q F X SSNV 0 + Q F X SSVNB 0 + Q F X SSVB 0 + i TSSBM

∑ Q ∆X j

121

tj

= Q F X SST

(162)

donde XSST son los SST que salen del sistema de soporte sólido. El caudal de purga de fangos se calcula mediante la ecuación:

Qw =

Q∆X SST X RSST

(163)

con la concentración de sólidos suspendidos totales en el decantador secundario, XRT, como criterio de diseño (3000-4000 mg/l). Tiempo de retención celular

En los sistemas de cultivo fijo, el tiempo de retención celular se define mediante la ecuación:

θc =

∑ A Eρ(1−f ∑ Q ∆X j

N, j

)

H, j

=

∑ A Eρ f ∑ Q ∆X j

N, j

(164)

A, j

donde el segundo y tercer término de la igualdad se refieren al tiempo de retención celular expresado en función de los microorganismos heterótrofos y autótrofos, respectivamente. Concentraciones de salida de los distintos contaminantes

Las concentraciones totales de contaminantes en el efluente se obtienen como la suma de las concentraciones disueltas calculadas con el modelo biológico y las asociadas a la materia en suspensión que escapa por la corriente efluente del clarificador. La concentración de sólidos en suspensión presentes en la corriente de salida del decantador secundario, XSSTe es un valor asignado.

S T ,e = SS,F + S I + X SSTe

S NH ,e = S NH ,F + X SSTe

SP ,e = SP ,F +X SSTe

XT X SST

(165)

Q F X NH 0 + .087 ∑ (Q∆X H + Q∆X A ) j

(166)

Q F X SST

Q F X P 0 + .017 ∑ Q∆X j

(167)

j

Q F X SST

el subdince e indica concentración a la salida del decantador secundario y el F concentración al final de la última etapa del sistema de soporte sólido. Requisitos de alcalinidad

122

Del balance de alcalinidad se obtienen los requisitos para asegurar que la alcalinidad no desciende por debajo de 50 mg CaCO3/L, valor seleccionado como estándar para asegurar que el pH del medio no sea inferior a 6. En este proceso se consume alcalinidad fundamentalmente durante la nitrificación:

⎡ ⎤ Q F (S ALK ,o − S ALK ,e ) = 7.14⎢Q F (S NH ,o −S NH ,e )− 0.087 ∑ Q∆X j ⎥ j ⎣ ⎦

(168)

Re quisitos de alcalinida d = Q F (50−S ALK ,e )

(169)

Requisitos de nutrientes.

La estimación de los requisitos de nutrientes se realiza igual que en el proceso de cultivo en suspensión a partir de su contenido en la biomasa y de las concentraciones mínimas de N y P a mantener en el agua residual. 3.4.2. Filtros percoladores.

El dimensionamiento del filtro percolador se realiza a través de dos criterios de diseño: carga hidráulica y carga orgánica. Con la carga hidráulica se determina la superficie del filtro percolador, y con la carga orgánica se calcula el volumen y calado. Conocido el volumen del filtro y la superficie específica del material de relleno se obtiene la superficie activa, A. Para el cálculo de la calidad del agua de salida, se discretiza la altura del filtro percolador, subdividiéndolo en un número finito de etapas con tamaños idénticos. La calidad del efluente y la producción de fangos de cada etapa se obtienen aplicando las mismas ecuaciones que para los biodiscos. Dado que normalmente se incluye una corriente de recirculación, el caudal y composición de la corriente de alimentación se calcula como la combinación de la fresca y la recirculada. 3.5. Criterios de diseño. 3.5.1. Filtros percoladores.

Como criterios de diseño de los filtros percoladores pueden utilizarse los valores recogidos en la Tabla 17. Para asegurar la nitrificación del efluente se recomiendan los valores de las cargas orgánicas recogidos en la Tabla 19. Tabla 19.- CARGAS TÍPICAS PARA LOS PROCESOS DE CRECIMIENTO EN CULTIVO FIJO PARA LOGRAR LA NITRIFICACIÓN.

Proceso

Porcentaje de nitrificación

Carga orgánica Kg DQO soluble biodegradable/m3 d 123

Filtro percolador, medio de piedras

75 - 85 85 - 95

0.24 - 0.15 0.15 - 0.07

Filtro tipo torre, medio plástico

75 - 85 85 - 95

0.45 - 0.30 0.30 - 0.15

3.5.2. Contactores biológicos rotatorios (RBC).

Para los RBC pueden utilizarse como criterios de diseño los mostrados en la Tabla 20.

Tabla 20.- CRITERIOS DE DISEÑO DE LOS RBC.

Carga orgánica global g DQO soluble biodegradable /m2 ⋅ día Carga orgánica máx. 1ª etapa g DQO soluble biodegradable/m2 ⋅ día Nº mínimo etapas para : %elim. DQO soluble biodegradable > 90 Nitrificación Litros agua en la cuba /m2 superficie en discos

11 18 3 4 4-6

A continuación se incluye un método más aproximado para el diseño de estos sistemas de tratamiento. El diseño aproximado para la eliminación de N-NH4 y DQO soluble biodegradable se lleva a cabo mediante el siguiente esquema de cálculo: Cálculo del área necesaria para la eliminación de DQO soluble biodegradable.

124

Para el caso de aguas residuales domésticas puede utilizarse la Figura 54. Esta figura proporciona directamente el área en los procesos sin nitrificación, una vez fijada la concentración de salida.

Carga hidráulica (10-2 m3/ m2 /día) Figura 54.- Determinación del área necesaria para la eliminación de DQO soluble biodegradable en RBC para agua residual doméstica (Cortesía de ENVIREX).

Para valores de la DQO soluble biodegradable mayores que 220 mg/l, se supone que la carga orgánica máxima a alimentar para la obtención de un grado de eliminación dado, es la misma que para una concentración del influente de 220 mg/l. Así, por ejemplo, de la Figura 54 se obtiene que para pasar de una DQO soluble biodegradable de 220 mg/l a un valor de 11 mg/L (eliminación del 95%), la carga hidráulica debe ser de 4 10-2 m3/ m2/ día, lo que equivale a una carga orgánica de 8.8 g de DQO soluble biodegradable /m2/día. Cuando se incluye nitrificación: - Para NHo > 15 mg/l se calcula el área necesaria para obtener una DQO soluble biodegradable de salida de 22 mg/l o menor. - Para NHo < 15 mg/l, la DQO soluble biodegradable a la salida debe ser igual a (NHo + 7) mg/l . Cálculo del área necesaria para la eliminación nitrificación.

Si la concentración de N-NH4 en el alimento es mayor que 30 mg/l, para reducirla 2

desde NHo hasta 30 mg/l se considera una carga de 1.46 gr N-NH4/m /día y se calcula el área necesaria. Para reducir la concentración de salida hasta el valor prefijado se utiliza la Figura 125

55, sumándose el área obtenida a la anterior, si es el caso.

Figura 55.- Determinación del área necesaria para la nitrificación de N.NH4 en RBC para agua residual doméstica (Cortesía de ENVIREX). Área final

El área necesaria viene dada por la suma de las anteriores, divididas por el factor de corrección correspondiente a la temperatura de trabajo, de la Figura 56 y Figura 57 y por un factor de seguridad que puede estimarse en 1.1 cuando el sistema no incluye nitrificación y 1.15 para la eliminación de N y DQO.

126

Cuando la relación NKT/N-NH4 es menor o igual que 2 (situación habitual en las aguas residuales domésticas) el incremento de la concentración de NH4 debido a la hidrólisis del N-orgánico es muy pequeño, utilizándose como concentración para el diseño, el N-NH4, como se refleja en Figura 55. En los casos en los que esta relación sea mayor que 2 es más conveniente utilizar para el diseño el valor del NKT.

Figura 56.- Factor de corrección de la superficie con la temperatura en RBC para la eliminación de DQO soluble biodegradable (Cortesía de ENVIREX).

127

Figura 57.- Factor de corrección de la superficie con la temperatura en RBC para la nitrificación (Cortesía de ENVIREX), Alcalinidad

La alcalinidad, al igual que en los cultivos suspendidos, debe mantenerse siempre por encima de los 50 mg/l de CaCO3, para evitar disminuciones del pH. Número de etapas

Determinación del número de etapas. El número mínimo de etapas para que la eliminación de DQO soluble biodegradable sea 90%, debe ser de 4. La carga orgánica en la 1ª etapa debe ser menor que 1.76 Kg DQO soluble biodegradable/100 m2/día.. Esta limitación puede hacer que la primera etapa sea mayor que las siguientes. Producción de fangos.

La producción de microorganismos debido a la eliminación de DQO soluble, se obtiene de la Figura 58, en función de la DQO soluble en el efluente. La estimación de la producción de fangos se realiza añadiendo a este valor, la cantidad total de SS que entran al sistema de RBC.

128

mg/l SSproducidos/mg/l DQOeliminada

0.40 0.35 0.30 0.25 0.20 0.15 0.10 0.05 0.00 0

10

20

30

40

DQO soluble biodegradable efluente, mg/l

Figura 58.- Producción de sólidos en un RBC. 3.6. Lechos de turbas.

La depuración por filtración sobre lechos de turba combina procesos físico-químicos (filtración y adsorción) con procesos biológicos asociados a los microorganismos adheridos a la superficie de la turba. Estas instalaciones resultan adecuadas para pequeñas poblaciones (10.000 h.e. como máximo), tanto desde el punto de vista de la calidad del efluente tratado, como de la simplicidad de la instalación y de su funcionamiento. El elemento esencial de estas instalaciones es un lecho de turba a través del cual percola el agua residual. Dicho lecho descansa sobre una delgada capa de arena, soportada a su vez por una capa de grava; un dispositivo de drenaje recoge el efluente en la base del sistema. El agua residual se somete previamente a un desbaste y tamizado fino, para separar los sólidos en suspensión y retardar así la colmatación del lecho. También puede ser necesaria la eliminación de aceites y grasas si están presentes en cantidades importantes ya que pueden interferir en el proceso biológico.

canaletas de reparto

Turbas Arena granito 3 Gravilla de 1 cm Gravilla de 3 cm

Pilar 25x25

Pendiente del 2 % Tubo drenaje Hormigón de limpieza

pendiente 6% Anclaje Refuerzo

Figura 59. Esquema de una planta depuradora de filtración sobre lechos de turba (Cortesía de EGEVASA).

129

La superficie total de los lechos depende del caudal punta y la carga contaminante. En la Figura 59 se muestra un esquema de una planta depuradora de filtración sobre lechos de turba.

3.6.1. Consideraciones técnicas.

En relación con los lechos de turbas, algunas consideraciones técnicas generales de interés son las siguientes: - La alimentación de agua al lecho ha de diseñarse de forma que el agua se distribuya homogéneamente sobre el lecho, evitando la formación de caminos preferenciales. - Para conseguir una buena percolación, el espesor del lecho de turba debe estar comprendido entre 30 y 40 cm. - Es necesario subdividir la superficie total en varios lechos a efectos de poder dejar periódicamente fuera de servicio cada uno de ellos, para permitir su mantenimiento (escardado o raspado de su superficie) y aireación. Durante este período se realiza la digestión de la biomasa formada. -

El tamaño máximo de lecho que permite un mantenimiento fácil es de unos 200 m2.

3.6.2. Criterios de diseño.

Como criterios de diseño se pueden tomar los de la Tabla 21: Tabla 21.- CRITERIOS DE DISEÑO DE LOS LECHOS DE TURBAS.

Carga orgánica: Carga hidráulica: Superficie necesaria: Número de unidades: Período de operación: Período de parada:

0.37 - 0.73 Kg DQO biodegradable /m2/d 0.75 - 1.0 m3/m2/d 0.2 - 0.3 m2/hab. > 2 ud. 10 - 20 días 10 - 20 días

3.7. Filtros verdes.

Un filtro verde es un sistema constituido por un tipo de planta (generalmente del género Populus, como por ej. el chopo) y un suelo que se utiliza para la depuración de aguas residuales. Este sistema de depuración consiste en la eliminación de los constituyentes del agua residual por parte del sistema suelo-planta, destacando la eliminación de nutrientes, principalmente nitrógeno y fósforo en el proceso de desarrollo de las plantas, que deberán ser recolectadas periódicamente. El agua residual sólo habrá recibido un tratamiento primario. Los microorganismos presentes en el suelo descomponen la materia orgánica en nutrientes que serán eliminados por las plantas. Los factores que determinan la capacidad de este sistema para la depuración del agua 130

residual incluyen: el lugar donde está situado el sistema (climatología y geología y características del suelo), la velocidad de aplicación al terreno del agua residual, la calidad del agua y la capacidad de la vegetación para eliminar y almacenar los nutrientes del agua residual. Es muy importante seleccionar el lugar, suelo y características climáticas, así como la cosecha o cosechas compatibles. Siempre serán más efectivos para la depuración aquellos cultivos cuya toma de nutrientes sea más elevada y cuya sensibilidad a los contaminantes del agua residual sea menor. Es deseable también que las especies de plantas seleccionadas utilicen una elevada cantidad de agua y nitrógeno con lo cual puede aumentarse la cantidad de agua a aplicar en cada operación, disminuyendo el área del filtro. Los filtros verdes se diseñan bajo el principio de permitir la infiltración de las aguas sobrantes hacia el acuífero, pero limitando la concentración de nitrógeno en ellas. Otra consideración a tener en cuenta es que el agua procedente de un tratamiento primario sólo puede utilizarse para el riego de forraje, fibra y cosechas de grano; para cultivos de consumo o contacto humano se precisan los tratamientos secundario y avanzado. A falta de estudio más detallados para el área mediterránea, y utilizando chopos como vegetación, pueden estimarse las superficies necesarias fijando la carga hidráulica a aplicar los valores de la tabla siguiente. Tabla 22.- VALORES TIPICOS PARA EL ÁREA MEDITERRÁNEA DE LA CARGA HIDRÁULICA PARA FILTROS VERDES.

Tipo de pretratamiento

Carga hidráulica (m3/m2/d)

Primario

0.025

Lecho de turba

0.075

3.8. Procesos anaerobios de biomasa fija.

El poder tratar cargas volumétricas elevadas de efluentes relativamente diluidos pasa por el mantenimiento en el digestor de una biomasa importante, de modo que se pueda operar con tiempos de residencia hidráulicos pequeños (un día o menos) sin que se produzcan pérdidas sustanciales de biomasa metanogénica. Los sistemas anaerobios de soporte sólido se clasifican en: a) Filtro anaerobio. b) Lecho en película. c) Lecho fluidizado. d) Lecho de lodos. e) Sistemas mixtos. a) El filtro anaerobio (Figura 60) consiste en un recipiente cuyo interior está relleno de un material sobre el cual los microorganismos pueden quedar adheridos. A medida que el crecimiento de las bacterias resulta excesivo o cuando se mueren, se desprenden del soporte y 131

abandonan el filtro como lodos. Los problemas que presenta son los típicos de un reactor de lecho fijo: creación de caminos preferenciales, taponamientos en los distribuidores y sobre todo de colmatación por sólidos. Por ello su aplicación más indicada es en los casos de corrientes con poca cantidad de sólidos en suspensión. Si bien inicialmente se pensaba que este sistema sólo era adecuado para tratar efluentes con una baja carga, se ha visto que una recirculación del efluente de salida permite tratar efluentes más concentrados. Con el filtro se obtienen rendimientos de depuración muy elevados siendo posible, mediante recirculaciones muy grandes, trabajar con cargas de 10 - 12 Kg DQO/m3/día, con unos elevados rendimientos en metano por volumen de digestor. Esto es debido a los elevados tiempos de retención celular que se consiguen.

Figura 60.- Filtro anaerobio.

Así, estudios realizados en un filtro de gran porosidad (0.96) muestran que alimentando una corriente con una carga de 11.5 Kg DQO/m3/día, para un tiempo de retención hidráulico de 1.15 días, el tiempo de retención de sólidos resulta ser de 350 días, con una producción de CH4 de 5.5 m3/m3/día. b) En el digestor de "lecho en película" (fixed film reactor), (Figura 61), la alimentación del filtro por la parte superior y su circulación entre placas paralelas permite resolver los problemas de colmatación y de reparto del efluente de alimentación habituales en estos filtros.

Figura 61.- Reactor de lecho en película.

132

El soporte sobre el que las bacterias quedan retenidas y se desarrollan puede estar concebido de varias formas diferentes y utilizando diversos materiales, observándose en cada uno de ellos distintas eficacias de depuración. c) Dentro de esta misma clase de digestores se puede incluir el reactor anaerobio de lecho fluidizado (Figura 62). En éste se fluidizan mediante el caudal influente los soportes sobre los que se han fijado las bacterias. Estos soportes pueden estar constituidos por arena o carbón activado, existiendo además diversos tipos patentados en el mercado.

Figura 62.- Reactor de lecho fluidizado.

La expansión del lecho se controla mediante la velocidad del agua. El gas producido puede provocar problemas de espumas y flotación en la parte superior del reactor, que pueden, a su vez, dar lugar a pérdidas de las partículas fluidizadas junto con el efluente tratado. Este reactor se viene utilizando con éxito en el tratamiento de aguas residuales de industrias de fabricación de cerveza. d) Sin duda el procedimiento, dentro de los reactores con biomasa fija, que ha tenido un desarrollo más espectacular ha sido el de reactor de lecho de lodos, en particular el conocido UASB (Upflow Anaerobic Sludge Blanket) (Figura 63). Se ha comprobado que los propios microorganismos pueden actuar como medio filtrante. La retención de los lodos en el interior del sistema se consigue favoreciendo la floculación de los lodos mediante el mantenimiento de unas condiciones apropiadas en el reactor. Mediante un dispositivo diseñado exprofeso, se consigue una buena separación de los lodos, tanto del gas como de la corriente, lo cual favorece su retorno al compartimiento de digestión, situado debajo del sistema de separación. Los factores que regulan la formación de un lecho de lodos no son conocidos con certeza. Sin embargo parece que están fuertemente relacionados con la naturaleza del agua a tratar. De hecho el sistema se ha aplicado con gran éxito al tratamiento de aguas industriales de industrias agro-alimentarias con importantes contenidos en azúcares o almidón.

133

Figura 63.- Reactor de lodos "UASB".

Así, por ejemplo, estudios realizados sobre tratamiento de aguas residuales de industrias azucareras muestran la eficacia y la estabilidad del sistema. d) Una solución muy interesante, es el empleo de sistemas mixtos. Tal como se ha visto, cada sistema posee unas características que lo hacen adecuado para tratar un tipo concreto de efluente. Se puede pensar, por lo tanto, en aplicar a un mismo efluente sistemas de tratamiento mixtos formados por dos reactores: el primero sería el más adecuado para tratar el efluente bruto y el segundo se elegiría en función de las características de la corriente de salida del primer reactor. Se han tratado efluentes de blanqueo de industrias de pasta papelera en un sistema formado por un reactor anaerobio de lecho fluidizado, en donde se eliminan los clorofenoles y un filtro aerobio en donde tiene lugar la reducción final de DQO. En el tratamiento de efluentes que contengan una cantidad importante de sólidos en suspensión, un sistema que podría resultar adecuado es el formado por un reactor de contacto, de donde saldría un efluente que se podría tratar en un filtro anaerobio (Figura 64).

Figura 64.- Sistema mixto. Reactor de contacto y filtro anaerobio.

134

ÍNDICE

1. MÉTODOS BIOLÓGICOS DE TRATAMIENTO DE AGUAS RESIDUALES..............1 1.1. Introducción. ..............................................................................................................1 1.2. Organismos más importantes que intervienen en los sistemas de tratamiento biológico. ...............................................................................................................................1 1.2.1. Introducción. ........................................................................................................1 1.2.2. Bacterias...............................................................................................................3 1.2.3. Protozoos..............................................................................................................4 1.2.4. Hongos. ................................................................................................................5 1.2.5. Algas. ...................................................................................................................5 1.2.6. Rotíferos...............................................................................................................6 1.2.7. Nemátodos. ..........................................................................................................6 1.3. Procesos que tienen lugar en los tratamientos biológicos. .........................................6 1.3.1. Organismos heterótrofos. .....................................................................................8 1.3.2. Organismos autótrofos. ........................................................................................9 1.4. Cinética de las reacciones de los organismos heterótrofos. .....................................10 1.4.1. Parámetros y variables. ......................................................................................10 1.4.2. Ecuaciones cinéticas. .........................................................................................12 1.4.2.1. Cinética del crecimiento biológico. .............................................................12 1.4.2.2. Velocidad de utilización de sustrato. ...........................................................13 1.4.3. Valores medios de los parámetros cinéticos. .....................................................13 1.4.4. Efecto de la temperatura. ...................................................................................14 2. PROCESOS BIOLÓGICOS DE CULTIVO EN SUSPENSIÓN. ....................................15 2.1. Introducción. ............................................................................................................15 2.2. Balances de sustrato en los procesos biológicos de cultivo en suspensión. .............16 2.3. Crecimiento celular. .................................................................................................18 2.4. Fangos activados. .....................................................................................................19 2.4.1. Estructura y dinámica de las poblaciones en los sistemas de fangos activados. 20 2.4.1.1. Proceso de formación y maduración de los flóculos. ..................................20 2.4.1.2. Dinámica de las poblaciones........................................................................20 2.4.1.3. Estructura de los flóculos.............................................................................22 2.4.1.4. Problemas de separación en el proceso de fangos activados. ......................23 2.4.1.5. Factores que influyen en el crecimiento de bacterias filamentosas. ............24 2.4.1.6. Selectores. ....................................................................................................25 2.4.2. Factores y parámetros fundamentales del proceso de fangos activados. ...........26 2.4.2.1. Características del agua a tratar. ..................................................................26 2.4.2.2. Carga másica................................................................................................27 2.4.2.3. Eficiencia del tratamiento. ...........................................................................28 2.4.3. Reactores de mezcla completa. ..........................................................................29 2.4.3.1. Hipótesis de cálculo y notaciones. ...............................................................29 2.4.3.2. Ecuaciones. ..................................................................................................30 2.4.3.3. Parámetros cinéticos. ...................................................................................31 2.4.3.4. Proceso de cálculo .......................................................................................31 2.4.3.5. Diseño del tanque de fangos activados. .......................................................35 2.4.4. Reactores de flujo en pistón. ..............................................................................35 2.4.5. Nitrificación en cultivos en suspensión .............................................................37 2.4.5.1. Análisis del proceso de nitrificación............................................................39 2.4.6. Cálculo del proceso conjunto de eliminación de materia orgánica y nitrificación. .....................................................................................................................41

2.4.7. Oxidación total...................................................................................................46 2.4.8. Canales de oxidación. ........................................................................................47 2.4.9. Valores medios de los parámetros de operación en procesos de fangos activados. .........................................................................................................................47 2.4.10. Oxidación por contacto-estabilización...............................................................48 2.4.11. Sistema Adsorción-Bioxidación (A+B). ............................................................49 2.4.12. Lagunas aireadas. ...............................................................................................50 2.5. Desnitrificación en cultivos en suspensión. .............................................................53 2.5.1. Reacciones de la desnitrificación.......................................................................53 2.5.2. Análisis del proceso de desnitrificación.............................................................54 2.6. Eliminación biológica de fósforo. ............................................................................55 2.6.1. Reacciones de la eliminación biológica de fósforo............................................57 2.6.2. Ecuaciones cinéticas del proceso de eliminación biológica de fósforo. ............58 2.6.3. Influencia de los nitratos. ...................................¡Error! Marcador no definido. 2.6.4. Capacidad de almacenamiento de fósforo .........................................................59 2.7. Plantas de tratamiento de aguas residuales para la eliminación biológica de nutrientes..............................................................................................................................60 2.7.1. Eliminación biológica de nitrógeno. ..................................................................61 2.7.1.1. Proceso de nitrificación. ..............................................................................61 2.7.1.2. Proceso de desnitrificación. .........................................................................62 2.7.1.3. Esquemas del proceso de eliminación biológica del nitrógeno. ..................63 2.7.2. Eliminación de fósforo.......................................................................................64 2.7.2.1. Eliminación del fósforo por precipitación química. ....................................65 2.7.2.2. Eliminación biológica de fósforo.................................................................65 2.7.3. Eliminación conjunta de nitrógeno y fósforo.....................................................66 2.8. Digestión aerobia de fangos. ....................................................................................68 2.8.1. Criterios de diseño. ............................................................................................69 2.8.2. Espesamiento. ....................................................................................................69 2.8.3. Diseño del tratamiento. ......................................................................................70 2.8.4. Temperatura y alcalinidad..................................................................................72 2.8.5. Métodos operativos. ...........................................................................................72 2.8.6. Calidad del sobrenadante. ..................................................................................74 2.8.7. Características del tanque de digestión. .............................................................74 2.8.8. Sistemas de aireación. ........................................................................................74 2.8.8.1. Difusores de aire. .........................................................................................74 2.8.8.2. Aireadores mecánicos superficiales.............................................................74 2.9. Tratamientos anaerobios de cultivo en suspensión ..................................................75 2.9.1. Reacciones básicas de los procesos anaerobios. ................................................76 2.9.2. Análisis de los procesos anaerobios de cultivo en suspensión...........................76 2.9.3. Coeficientes de producción de biomasa en los procesos anerobios...................79 2.9.4. Coeficientes cinéticos en los procesos anaerobios.............................................79 2.9.5. Necesidades de nutrientes y alcalinidad en los procesos anaerobios.................79 2.9.6. Influencia de distintas variables ambientales sobre los procesos anaerobios. ...80 2.9.7. Tipos de reactores anaerobios. ...........................................................................81 2.10. Digestión anaerobia de fangos. ................................................................................84 2.10.1. Espesado previo. ................................................................................................85 2.10.2. Diseño del tratamiento. ......................................................................................85 2.10.3. Temperatura. ......................................................................................................90 2.10.4. Calidad del sobrenadante. ..................................................................................90 2.10.5. Diseño de los digestores.....................................................................................90

2.10.5.1. Número de tanques. .....................................................................................90 2.10.5.2. Tipos de cubiertas. .......................................................................................90 2.10.5.3. Geometría de los tanques. ............................................................................91 2.10.5.4. Mezclado del digestor..................................................................................92 2.10.5.5. Calefacción del digestor...............................................................................94 2.10.6. Gas producido. ...................................................................................................95 2.10.7. Recogida y almacenamiento del gas ..................................................................96 2.10.8. El gas como fuente de energía ...........................................................................96 2.10.9. Control del pH y la alcalinidad ..........................................................................97 2.10.10. Sustancias tóxicas ........................................................................................97 2.11. Lagunaje. ..................................................................................................................98 2.11.1. Tipos de lagunas.................................................................................................99 2.11.2. Mecanismos y factores que intervienen en el proceso de tratamiento. ............100 2.11.3. Tipos de asociaciones de lagunas de estabilización.........................................103 2.11.4. Criterios de dimensionamiento de las lagunas de estabilización. ....................103 2.11.5. Ventajas y desventajas del lagunaje.................................................................105 2.11.6. Consideraciones sobre el diseño. .....................................................................106 3. PROCESOS DE SOPORTE SÓLIDO. ...........................................................................107 3.1. Introducción. ..........................................................................................................107 3.2. Filtros percoladores. ...............................................................................................108 3.2.1. Factores que afectan al diseño y rendimiento. .................................................110 3.2.1.1. Las características del agua residual. .........................................................110 3.2.1.2. Tipos de medios filtrantes..........................................................................110 3.2.1.3. Distribución del caudal. .............................................................................112 3.2.1.4. Cargas hidráulicas y orgánicas. .................................................................112 3.2.1.5. Ventilación.................................................................................................113 3.2.1.6. Temperatura. ..............................................................................................113 3.2.1.7. Esquemas básicos de filtros percoladores..................................................114 3.3. Contactores biológicos rotativos (RBC). ...............................................................114 3.3.1. Descripción del proceso. ..................................................................................115 3.4. Modelo cinético del cultivo fijo aerobio. ...............................................................117 3.4.2. Filtros percoladores..........................................................................................123 3.5. Criterios de diseño..................................................................................................123 3.5.1. Filtros percoladores..........................................................................................123 3.5.2. Contactores biológicos rotatorios (RBC). ........................................................124 3.6. Lechos de turbas.....................................................................................................129 3.6.1. Consideraciones técnicas. ................................................................................130 3.6.2. Criterios de diseño. ..........................................................................................130 3.7. Filtros verdes. .........................................................................................................130 3.8. Procesos anaerobios de biomasa fija. .....................................................................131