Libroaguasresiduales

Edición y corrección: Dania Relova Fernández

Diseño de interior y cubierta: Frank Herrera

Diagramación: Israel de Jesús Zaldívar Pedroso

© Carlos L. Menéndez Gutiérrez y Jesús García, 2007

Versión impresa

ISBN 978-959-07-0339-3

Félix Varela

Versión electrónica

ISBN 978-959-16-0619-8

Editorial Universitaria

Procesos para el tratamiento de aguas residuales / Carlos Menendez Gutierrez y Jesús M. Pérez Olmo

PRESENTACIÓN

En 1984, los autores, en colaboración con el Dr. Jan Chudoba, del Instituto de
Tecnología Química de Praga, publicaron el libro Fundamentos Teóricos de
Algunos Procesos para la Purificación de Aguas Residuales, con el propó-
sito de que sirviera de apoyo a aquellos profesionales de habla hispana que
realizaban su trabajo de doctorado en la República de Checoslovaquia. Dos
años después se publicó la segunda edición de ese título.
Para continuar supliendo las crecientes necesidades de los profesionales de
este campo de trabajo, los autores publicaron en Cuba en 1991, bajo el título de
Procesos para el Tratamiento Biológico de Aguas Residuales Industriales
un texto enfocado fundamentalmente, tal como indica su título, en los procesos
biológicos para el tratamiento de aguas residuales. Doce años después se pre-
senta esta segunda edición con el mismo propósito.
Como generalmente ocurre, una vez que concluyó la preparación de esta
nueva edición, es que los autores se consideraron en condiciones de iniciar el
trabajo. Esto es consecuencia de la inconformidad natural que se experimenta,
a partir de la convicción de que toda obra humana es perfectible. También esto
forma parte de las enseñanzas que nos legó Jan Chudoba.
La justificación que nos anima ahora, como en las ocasiones anteriores,
estimulados por los resultados ya logrados, es continuar contribuyendo a la su-
peración de los profesionales dedicados a esta esfera de trabajo, con temas
actualizados y expuestos de manera más completa que en la primera edición.
Otra justificación quizás sea el de siempre haber pensado que el camino por
recorrer era más largo del que en realidad ha sido y que sentimos la necesidad
de expresarnos. Ambas justificaciones son igualmente válidas.
Agradecemos a todos los que han colaborado en este nuevo empeño, en
especial a la profesora Julia María Hernández por su apoyo en la preparación de
los materiales, y a nuestras familias por la paciencia manifestada una vez más.
Deseamos dedicar esta obra, que es a su vez un nuevo punto de partida a la
memoria de Jan Chudoba, que sigue estando entre nosotros.
a JAN

III

Ciudad de La Habana : Editorial Félix Varera - Editorial Universitaria, 2007. ISBN 978-959-16-0619-8


LOS AUTORES

Carlos L. Menéndez Gutiérrez
Graduado de Ingeniero Químico en la Universidad de La Habana
y de Especialista en Saneamiento Ambiental en el Centro Nacio-
nal de Investigaciones Científicas de Cuba. Obtuvo el título de
Doctor en Ciencias Técnicas en el Instituto de Tecnología Quí-
mica de Praga. Ha impartido cursos en el tema de tratamiento de
aguas residuales en universidades cubanas y latinoamericanas.
Miembro del Comité Doctoral del Instituto Tecnológico de Tolu-
ca, México, y del Tribunal de Grados Científicos para Ingeniería
Química de Cuba. Miembro de varias sociedades científicas. Es
autor de artículos técnicos.

Jesús M. Pérez Olmo
Graduado de Ingeniero Químico en la Universidad de La Habana
y Máster en Ingeniería Saneamiento Ambiental. Ha impartido
cursos sobre tratamiento de aguas residuales en universidades
cubanas. Es Especialista Principal en el tratamiento de aguas
residuales de la Compañía Especializada en Soluciones Integra-
les Geográficas y Medio Ambientales (CESIGMA S.A.) y ha
brindado asesoría en plantas cubanas y de otros países latinoa-
mericanos.

Edición auspiciada por:
«Environmental Capacity Enhancement Project in Cuba».
Proyecto internacional establecido entre la University of Guelph y el
Instituto Superior Politécnico José Antonio Echeverría
Financiado por:
Canadian International Development Agency (CIDA)

IV



ÍNDICE

CAPÍTULO 1. Indicadores de la contaminación / 1
1.1. Introducción / 1
1.2. Contenido de sólidos / 1
1.3. Demanda bioquímica de oxígeno (DBO) / 3
1.4. Demanda teórica de oxígeno (DTO) y demanda química
de oxígeno (DQO) / 11
1.5. Carbono orgánico total (COT) / 13
1.6. Nitrógeno / 17
1.7. Fósforo / 19
1.8. Características de las aguas residuales / 20
1.9. Mediciones del caudal / 29
1.10. Disminución del volumen y fortaleza de los residuales / 35
CAPÍTULO 2. Pretratamiento de aguas residuales / 39
2.1. Compensación / 39
2.2. Sedimentación / 53
CAPÍTULO 3. Oxidación biológica nitrificación / 77
3.1. Principios de la oxidación biológica / 77
3.2. Metabolismo / 78
3.3. Biodegradabilidad de las aguas residuales / 82
3.4. Cinética del crecimiento biológico y remoción de sustrato / 87
3.5. Nitrificación-desnitrificación / 98
CAPÍTULO 4. Lodo activado / 119
4.1. Generalidades / 119
4.2. Parámetros básicos / 123
4.3. Principales modificaciones tecnológicas / 128

V



4.4. Aplicación de los modelos cinéticos / 135
4.5. Factores que inciden en la eficiencia de purificación / 138
4.6. Presencia de compuestos orgánicos en el efluente / 144
4.7. Producción de biomasa y lodo / 146
4.8. Determinación de constantes a escala de laboratorio / 157
4.9. Requerimientos nutricionales / 160
CAPÍTULO 5. Transferencia de oxígeno / 165
5.2. Consideraciones fundamentales de la transferencia
de oxígeno / 165
5.3. Requerimiento de oxígeno / 173
5.4. Implementos de aereación / 180
5.5. Consumo de potencia / 192
CAPÍTULO 6. Filtros percoladores / 199
6.2. Partes de las que consta un filtro percolador. Mecanismo
de remoción de la DBO / 201
6.3. Parámetros básicos del proceso. Definiciones / 206
6.4. Clasificación de los filtros percoladores / 207
6.5. Recirculación / 208
6.6. Factores que inciden en la eficiencia de purificación / 209
6.7. Diseño de filtros percoladores / 214
6.8. Cálculo de las constantes del modelo de primer orden / 224
CAPÍTULO 7. Lagunas de estabilización / 235
7.1. Características generales / 235
7.2. Lagunas aerobias / 235
7.3. Lagunas anaerobias / 236
7.4. Lagunas facultativas / 236
7.5. Régimen de flujo en las lagunas / 240
7.6. Diseño de lagunas de estabilización / 241
7.7. Relación área: volumen para las lagunas / 247
7.8. Remoción de patógenos / 248

VI



7.9. Balance hídrico de las lagunas / 248
7.10. Criterios para la operación y mantenimiento de las lagunas
de estabilización / 251
CAPÍTULO 8. Digestión anaerobia / 255
8.2. Mecanismo de la digestión anaerobia / 256
8.3. Distintas variantes de los procesos de digestión anaerobia / 257
8.4. Factores que controlan el proceso de digestión / 265
8.5. Parámetros indicadores del curso de la digestión / 269
8.6. Métodos de diseño / 272
8.7. Puesta en marcha de los digestores anaerobios / 282
CAPÍTULO 9. Manejo de lodos / 285
9.2. Contenido de humedad y volumen de los lodos / 285
9.3. Lodos primarios y secundarios. Criterios de estimación / 287
9.4. Espesamiento por gravedad / 290
9.5. Lechos de secado / 291
9.6. Volumen de agua producida / 293
ANEXO 1. Volúmenes mínimos de muestras y criterios
para su conservación / 295
ANEXO 2. Distribución normal acumulativa / 296

VII


Indicadores de la Contaminación

CAPÍTULO 1
INDICADORES DE LA CONTAMINACIÓN

1.1. INTRODUCCIÓN
Generalmente el nivel de contaminación de las aguas residuales no
se mide a partir del conocimiento de la concentración de los distintos
constituyentes de un agua residual que pueden ser considerados conta-
minantes, sino determinando parámetros globales como son la demanda
bioquímica de oxígeno (DBO) y la demanda química de oxígeno (DQO)
entre otros. En ocasiones, fundamentalmente cuando se trabaja con
residuales industriales, las características de estos son tales que se
requiere conocer constituyentes específicos como los metales pesados,
tensoactivos, fenoles y otros.
En algunos casos, por ejemplo, para la determinación de trazas de con-
taminantes orgánicos en aguas superficiales y para beber, se emplean téc-
nicas analíticas especiales a saber la cromatografía y la espectrometría de
masas.

1.2. CONTENIDO DE SÓLIDOS
El conocimiento del contenido de sólidos de un agua o agua residual aporta
valiosa información sobre sus características, lo cual permite conocer de forma
general su naturaleza y si estas requieren de algún tratamiento en particular que
facilite su remoción o eliminación.
Cuando se habla de sólidos contenidos en un agua residual se está haciendo
referencia a aquello que permanece como residuo después de la evaporación y
secado de la muestra a 103 oC.
Los sólidos en las aguas residuales pueden estar en forma suspendida, coloi-
dal y disuelta. Todos ellos a su vez son de naturaleza inorgánica u orgánica. La
fracción orgánica de los sólidos se determina mediante la pérdida por ignición a
600 oC.

2


1.3. DEMANDA BIOQUÍMICA DE OXÍGENO (DBO)
La DBO es uno de los parámetros más utilizados en la caracterización de
los contaminantes orgánicos. Esta determinación brinda un estimado del oxíge-
no disuelto requerido por los microorganismos en la degradación de los com-
puestos biodegradables.
El mecanismo presente durante la prueba de laboratorio de la DBO es esen-
cialmente biológico y no depende solo del oxígeno presente y utilizado en un
momento dado, sino también de la velocidad a la que este se consume, y por
tanto, del tiempo. Así, es necesario fijar un tiempo y temperatura de incubación
estándar, que normalmente es de cinco días, y 20 C como temperatura de refe-
rencia.
En muchos casos se necesita conocer la demanda bioquímica de oxíge-
no total de un agua residual (DBO última). En tal sentido se requiere deter-
minar previamente la velocidad a la cual ocurre la reacción en toda su
extensión.
La variación en el tiempo de la demanda bioquímica de oxígeno de un
agua residual sigue una cinética de primer orden, según se observa en la figu-
ra 1.2.
La determinación de la DBO implica conocer el oxígeno consumido por
las bacterias en un intervalo de tiempo, ya que existe una relación cuantita-
tiva entre el oxígeno consumido y la concentración del material orgánico que
se transforma en dióxido de carbono y amoníaco. Esta relación puede ser
representada por la siguiente ecuación generalizada:

a b 3 a 3
C n H a Ob N c n c O2 n CO 2 c H 2O c NH 3 (1.1)
4 2 4 2 2

La diferencia en el contenido de oxígeno al inicio y al final del análisis,
por litro de muestra utilizada constituye la DBO de la muestra expresada en
mg de O2 L .
Lógicamente la velocidad y extensión a la cual ocurre esta degradación
depende de la temperatura y del tiempo, de ahí que se ha aceptado para
estos dos parámetros 20 o C y cinco días respectivamente, tal como ya fue
expresado.

3

Menéndez Gutiérrez, C. y J. Pérez Olmo

Fig. 1.2. Variación en el tiempo de la DBO: a) remanente, b) satisfecha.

1.3.1. Cinética de la DBO
Los estudios cinéticos sobre la DBO han indicado que para propósitos
prácticos esta puede ser considerada, con un buen grado de aproximación,
como una reacción de primer orden, lo cual se expresa matemáticamente
mediante la ecuación:

dLt
k Lt (1.2)
dt
donde:
Lt: DBO remanente, mg L .
t: tiempo, días.
k´: constante de velocidad, día .
Como toda constante de velocidad de reacción, k es función de la tempera-
tura. Aunque el análisis típico o estándar se realiza a 20 oC el valor de k puede
calcularse a otra temperatura mediante la relación:
T 20
kt k 20 (1.3)
en la que = 1,056
La integración de la ecuación 1.2 conduce a:

Lt Lo e - k t Lo10 kt (1.4)

4


donde:
Lo: DBO última o total de la muestra, mg L .
k: k´/2,3
Tal como se aprecia en la ecuación anterior, el conocimiento de la DBO
remanente de la muestra en un instante dado exige conocer Lo y k. La determi-
nación de Lt no es lo más común en el trabajo rutinario. Generalmente lo que
más interesa conocer es aquella parte de la demanda bioquímica de oxígeno que
se ha satisfecho en un intervalo de tiempo y a una temperatura dada. Así, si Lo
es la demanda total o última de un agua residual, y Lt es la demanda remanente
en un instante t dado, la demanda satisfecha o ya ejercida (Y) será:
kt
Y Lo Lt DBOt Lo 1 10 (1.5)

Para el caso del análisis realizado a 200 C y cinco días:
5k
Y Lo L5 DBO5 d , 20 C Lo 1 10 (1.6)

Estas expresiones describen los lugares geométricos representados en la
figura 1.3.

Fig. 1.3. Relación entre Lo y Lt.
Como ya fue expresado, es la DBO ejercida la que se determina
normalmente en el periodo de incubación de cinco días y a la temperatura de
referencia de 20 oC. El conocimiento de la DBO total (Lo), se requiere solamente
en casos específicos y conlleva un tratamiento matemático especial de los
datos experimentales.
Para que la muestra de agua residual sea analizada exitosamente es nece-
sario que contenga una determinada población microbiana o en su defecto esta

5


sea suministrada, a fin de que la materia orgánica pueda ser degradada y tenga
lugar consumo de oxígeno.
Este aspecto reviste una gran importancia porque puede ocurrir que el agua
residual objeto de análisis contenga bacterias del género Nitrosomonas y
Nitrobacter, las cuales no degradan la materia orgánica, sino que oxidan dife-
rentes formas del nitrógeno con el consiguiente consumo de oxígeno (fenómeno
este denominado nitrificación), y por lo que se falsean los resultados. En las
siguientes ecuaciones se muestra la estequiometría del proceso de nitrificación.

2NH3 3O2 2NO2 2H2 O 2H
2NO2 O2 2NO3

Siendo la reacción total:

2NH 3 4O 2 2NO 3 2H 2H 2 O (1.7)

En aquellos casos en que se analizan efluentes de plantas de tratamiento
que utilizan filtros percoladores o lodos activados están presentes las bacterias
nitrificantes, por lo que al realizar el análisis de la DBO se debe añadir alguna
sustancia que las inhiba. El compuesto más comúnmente empleado para inhibir
el crecimiento de organismos nitrificantes es el alilthiourea (ATU).
Cuando estos tipos de bacterias están presentes, la curva de la DBO puede
mostrar un comportamiento similar al representado en la figura 1.4.

Fig. 1.4. Efecto de la nitrificación sobre la DBO.
Obsérvese que de estar presente el fenómeno de la nitrificación la DBO de-
terminada resultará mayor que la que corresponde a la degradación de la materia
orgánica, lo cual introduce un error por exceso con respecto a lo deseado.

6


1.3.2. Influencia de la constante de velocidad
en la determinación de la DBO
La constante de velocidad desempeña un rol importante en la fracción de la
DBO que puede ser estimada en un periodo de cinco días. Cuanto mayor sea el
valor de esta constante, mayor será el valor de la DBO determinada.
Esta influencia se puede apreciar en la figura 1.5 donde a manera de ejem-
plo se han considerado cuatro valores de k.

Fig. 1.5. Influencia de k sobre la DBO.
En la figura 1.5 puede apreciarse cómo para el mismo tiempo, por ejemplo
cinco días, la DBO será distinta en función del valor de la constante de velocidad k.
La variación que puede experimentar la constante k ha sido motivo de am-
plias discusiones, pero se pueden considerar como las principales causas:
La naturaleza de la materia orgánica.
La habilidad de los microorganismos para utilizar esa materia orgánica.
Así por ejemplo, se puede señalar que en general la parte soluble es degra-
dada más rápidamente que aquella que se presenta en forma coloidal o en sus-
pensión.
Otro aspecto de importancia en la determinación de la DBO es la concen-
tración de microorganismos que aporte el inóculo, ya que de ser muy baja, la
DBO ejercida en el tiempo también será baja debido a que las bacterias tardan
un tiempo apreciable en multiplicarse como para ejercer una oxidación notable.
Este fenómeno se destaca en la figura 1.6. En el caso mostrado por la curva A,
la concentración de microorganismos es tres órdenes de magnitud mayor que en
B. Esta es la razón por la cual este es un aspecto que debe ser tenido en cuenta
en el momento de realizar el análisis de la DBO. En el caso de efluentes de
plantas de tratamiento o residual humano este aporte está garantizado de por sí,
pudiendo no ocurrir lo mismo cuando la muestra tiene otra procedencia.

7


Fig. 1.6. Efecto de la concentración del inóculo sobre la DBO.
Otro factor no menos importante en la determinación de la DBO es el grado
de aclimatación de las bacterias utilizadas en el curso del análisis para el sustrato
en particular que presenta la muestra. Por supuesto este fenómeno se presenta
cuando la muestra no contiene microorganismos y resulta necesario inocularlos.
En la figura 1.7 se muestra el caso de un inóculo no adaptado al sustrato de
interés. De ahí que se presente retraso en la DBO ejercida en la etapa inicial.
Por el contrario, en el ejemplo representado en la figura 1.8, se ilustra una situa-
ción en la que el inóculo está perfectamente adaptado al sustrato y no se pre-
senta la fase inicial de retraso.

Fig. 1.7. Efecto de la aclimatación del inóculo sobre la DBO.
Se puede apreciar que las curvas que aparecen en las figuras 1.6, 1.7 y 1.8
presentan una tendencia que no se corresponde exactamente con lo que predice
una cinética de primer orden (figura 1.4), ya que las primeras presentan una
meseta más o menos acentuada y que pudiera ser falsamente interpretado como

8


un proceso de nitrificación. La explicación de la aparición de estas mesetas
pudiera ser la siguiente: durante el primer y segundo día de incubación, la mate-
ria orgánica soluble es rápidamente oxidada y la remanente es convertida en

velocidad de oxidación, lo cual lleva asociada una fase de respiración endógena.
Posteriormente se aprecia un incremento en la velocidad de oxidación, que es
atribuible a un incremento en la población de protozoos, los cuales son predadores
de las bacterias. La presencia y duración de esta meseta entre estas fases
depende del intervalo de tiempo entre el pico de la población bacteriana y el de
la población de protozoos.

Fig. 1.8. Efecto sobre la DBO de un inóculo adaptado.
Se ha comprobado que mientras menor sea la constante de autooxidación
de la biomasa, la meseta será más acentuada. Por otra parte, mientras sean los
valores mayores de esta constante la meseta tiende a no aparecer.
Otro aspecto importante relacionado con la DBO está en el hecho de que
por mucho tiempo se pensó que después de un largo periodo de incubación (por
ejemplo, 20 días) la DBO determinada era la DBO última o total de la muestra
(Lo), y que al mismo tiempo era igual a la DQO teórica, cuando en realidad
existe discrepancia entre el valor determinado y la demanda teórica de oxígeno.
El siguiente ejemplo pondrá en evidencia esta discrepancia.
La oxidación de la glucosa a dióxido de carbono y agua requiere de 192 g de
oxígeno por mole de glucosa (180 g/mol) ó 1,065 mg de oxígeno por miligramo
de glucosa según la estequiometría de la ecuación 1.8:

C 6 H12 O 6 6 02 6 CO 2 6 H2 O (1.8)

Así, una solución de glucosa de 300 mg L tiene una demanda teórica de
oxígeno de 320 mg L , sin embargo la determinación de la DBO con periodos

9


de incubación de 20 días ha reportado valores de Lo en el intervalo de 250 a
285 mg L . De aquí resulta evidente que no toda la glucosa ha sido oxidada a
dióxido de carbono y agua, interpretándose en los siguientes términos este fenó-
meno: en el curso de la degradación de la glucosa las bacterias obtienen energía
para su crecimiento y reproducción, lo cual implica que parte de la materia
orgánica es convertida en tejido celular, por lo que no experimenta oxidación
completa, hasta que ocurre la respiración endógena. Cuando las bacterias mue-
ren este tejido celular se convierte en alimento de otras y prosigue la conversión
de la materia orgánica en dióxido de carbono y agua. Una parte de las bacterias
vivas y muertas sirven de alimento a los protozoos y continúa la degradación de
la materia orgánica.

Fig. 1.9. Secuencia de degradación de los compuestos orgánicos.
En cada una de las etapas por las que transcurre la oxidación de la materia
orgánica se producen desechos del metabolismo que resultan resistentes a la
degradación biológica y que pueden explicar la discrepancia entre la demanda
teórica y práctica. En el diagrama de la figura 1.9 se ilustra esta secuencia de
fenómenos.

1.3.3. Cálculo de la constante de oxigenación
A partir de la importancia que existe, a la hora de caracterizar un agua
residual, del conocimiento de la relación entre la DBO cinco días, DBO última y
la constante de velocidad, k, han sido propuestos muchos métodos para el

10


cálculo de k.1, 3 A continuación se presenta uno que, aunque no muy exacto, es
sencillo y permite tener una idea del valor de esa constante antes de pasar a una
determinación más exacta, pero también más laboriosa.
El método de Rhame para determinar k, o método de los dos puntos de
Rhame,4 se basa en la relación entre los valores de la DBO para dos tiempos
dados. El segundo tiempo es el doble del primero. Con el método de Rhame
pueden calcularse la DBO última y la constante de de-oxigenación:

X2
L (1.9)
2X Z

1 X
y k log (1.10)
T t Z X
donde:
L: DBO última.
X: DBO en el tiempo t.
Z: DBO en el tiempo T = 2t.
Según Rhame, para t = 10 días, los valores de L y k que se obtienen son
comparables a los que se estiman cuando se usan otros métodos.
En la tabla 1.1 se comparan los valores de la DBO última y la constante de
de-oxigenación para residuales teneros, calculados por diferentes métodos.

Tabla 1.1. Valores de k y Lo de residuales teneros calculados por diferentes
métodos

1.4. DEMANDA TEÓRICA DE OXÍGENO (DTO)
Y DEMANDA QUÍMICA DE OXÍGENO (DQO)
Cualquier compuesto orgánico teóricamente puede ser oxidado hasta la ob-
tención final de productos estables como H2O , CO2 , NH3 y SO 2 . La cantidad
4

11


de oxígeno necesaria para la oxidación se denomina demanda teórica de oxíge-
no (DTO). La DTO puede ser calculada considerando las relaciones
estequiométricas:

y z y
Cx H y O z x O x CO 2 HO (1.11)
4 2 2 2 2

4x y 2z
DTO (1.12)
MM
donde:
MM: Masa molecular del compuesto.
Para compuestos que contienen N en su estructura, la ecuación para la
demanda teórica de oxígeno es:

y 3p z
Cx H y Oz N p x O x CO 2
4 2 2
y 3p (1.13)
H 2 O pNH 3
2

4x y 3p 2z 8
DTO (1.14)
MM
Si además el azufre participa en su composición,

y 3p 2q z
C X H y O z N p Sq x 2q O
4 2 2

(1.15)
y 3p
x CO 2 H 2O p NH 3 q H 2SO 4
2

4x y 6q 3 p 2z
DTO 8 (1.16)
MM

La demanda química de oxígeno brinda una medida más real de la cantidad
de oxígeno requerida para la oxidación de los compuestos orgánicos a CO2 y
H2O, de acuerdo con las ecuaciones 1.11, 1.13 y 1.15, cuando se utiliza un
oxidante fuerte.

12


El mejor método para determinar la DQO es aquel que arroja valores igua-
les o cercanos a la DTO. Actualmente este método es el estándar del dicromato. 5
Este método utiliza una solución de dicromato de potasio cuya concentración
molar de equivalente es 0,25, en 50 % de ácido sulfúrico. Bajo estas condicio-
nes, con sulfato de plata como catalizador, la mayoría de los compuestos son
oxidados entre 90 y 100 %.6
No obstante, algunos compuestos no son oxidados o lo son solo parcialmen-
te cuando se utiliza el método estándar con dos horas de reflujo. Esto se ha
comprobado en algunas bases fuertes nitrogenadas como las metilaminas,
etilaminas, piridinas y sus derivados (tabla 1.2).

Tabla 1.2. Algunos compuestos parcialmente oxidables por el dicromato
en medio ácido

Compuesto Oxidación Compuesto Oxidación
% %
Metilamina 3,7 Etilamina 36,1
Dimetilamina 1,9 Dietilamina 27,8
Trimetilamina 5,2 Trietilamina 37,4
Piridina 4,4 2,4 dimetilpiridina 58,0
metil piridina 30,0
3 metil piridina 27,8 2,4,6 trimetilpiridina 85,2

Otras bases heterocíclicas nitrogenadas como la quinolina, pirol, pirolidina,
indol, inidiazol, purina y pirimidina, son oxidadas fácil y completamente. Sin em-
bargo, en los compuestos heterocíclicos que contienen dos o más átomos de
nitrógeno en la molécula, solamente una parte de ellos se desprende como amo-
níaco y el resto como nitrógeno.7
El azufre de los compuestos orgánicos es oxidado a sulfato. La excepción
está constituida por el grupo CH3
Durante la prueba de la DQO se determinan tanto los compuestos
degradables como los no degradables biológicamente. También se incluyen aque-
llos compuestos inorgánicos reductores que pueden ser oxidados por el dicromato
en medio ácido, como es el caso común del anión cloruro.

1.5. CARBONO ORGÁNICO TOTAL (COT)
Hoy día el COT es utilizado como una medida del contenido de sustancias
orgánicas en el agua. Sin embargo, este parámetro no brinda información acer-
ca del oxígeno necesario para la oxidación de las mismas. Así, por ejemplo, la

13


glucosa y el ácido caproico poseen en su molécula el mismo número de átomos
de carbono, no obstante la demanda teórica de oxígeno (DTO) de ambos com-
puestos es diferente:
1
C6 H12 O 6 6O 2 6CO 2 6H 2 O DTO 1,07 gg (1.14)

1
C6 H12 O 2 8O 2 6CO 2 6H 2 O DTO 2,21 gg (1.15)
En el primer caso se requieren 2,66 g de oxígeno para la oxidación de 1 g de
carbono. En el segundo caso cada gramo de carbono necesita 3,55 g de oxígeno
para la oxidación total.
En el orden teórico existe una relación entre la DTO y DQO, así como entre
la DTO y el COT.1 Por tanto, existe también una relación entre la DQO y el
COT. En el mismo plano teórico cabe suponer que la relación DTO/COT varía
entre los límites de cero, cuando los compuestos orgánicos no son oxidables por
el dicromato, hasta 5,33, que es la relación para el metano según la ecuación:

CH 4 2 O2 CO 2 2 H 2O (1.16)
En la tabla 1.3 se representa esta relación para algunos compuestos orgáni-
cos comunes.

Tabla 1.3. Relación DTO/COT de algunos compuestos8

Compuesto Relación DTO / COT
Ácido acético 2,67
Glucosa 2,67
Sacarosa 2,67
Piridina 3,33
Benceno 3,33
Etilamina 4,00
Metano 5,33

El valor límite de 5,33 para la relación DTO/COT es también válido para
mezclas de compuestos, aunque en la medida que aumenta en complejidad la
composición del residual, la DTO va perdiendo su interés práctico y la relación
DTO/COT llega a ser inoperante.
Para las aguas residuales, constituidas por mezclas de sustancias cuya com-
posición no siempre se conoce y de concentración variable, la DTO tiene esca-
so valor práctico. De ahí la importancia de la DQO y la DBO como parámetros
indicadores de la contaminación en unidades de oxígeno.

14


En la práctica la relación DQO/DTO es muy variable debido a que, como ya
se dijo, hay muchos compuestos orgánicos que no son fácilmente oxidados por
el dicromato. La relación puede ser tan alta como 1 (para el etanol, ácido oxálico
y ácido benzoico)9 y tan baja como 0,02 para la piridina.8 Por tanto, las relacio-
nes DTO/COT que aparecen en la tabla 1.3 para compuestos puros, no son
igualmente válidas para DQO/COT.
Hay una correspondencia entre las relaciones anteriores y el número de
oxidación promedio (NOP) del carbono (figura 1.10).
Este puede calcularse por la ecuación:

nO 2
NOP 4 2 (1.17)
nC

donde:
nO 2 : Número de átomos de oxígeno necesarios para la oxidación completa
de un compuesto dado en CO2 , H2O, NH3 y H2SO4.
nC: Número de átomos de carbono en el compuesto dado.

Fig. 1.10. Dependencia del NOP de la relación DTO/Corg para algunos
compuestos.

15


Cuando se aplica la ecuación 1.17 a las moléculas de glucosa, formaldehído
y ácido acético, puede llegarse a la conclusión que en esos compuestos el car-
bono tiene el NOP igual a cero.
El carbono en todas las aminas alifáticas y alcoholes tiene el NOP igual

Para los compuestos puros, la ecuación 1.17 se transforma en:

DTO
NOP 4 2 (1.18)
Corg

Para aguas residuales la ecuación 1.18 se modifica:

DQO / 16
NOP 4 2
Corg / 12

3 DQO
NOP 4 (1.19)
2 Corg

en la que tanto la DQO como la concentración de carbono orgánico se
expresan en mg L .
En el mismo plano teórico puede afirmarse que cuando el NOP del
sustrato es menor que cero se hace necesario suministrar oxígeno para la
síntesis celular:

5nC 6 H12 O 2 6nNH 3 10nO 2 6 C5 H 7 NO 2 n
18nH 2O (1.20)
Para sustratos cuyo NOP es mayor que cero, el contenido de oxígeno en su
molécula es tal que no requiere un suministro adicional del mismo para que
ocurra la síntesis celular:

5nC6 H 8 O 7 6nNH 3 6 C5 H 7 NO 2 n
8nH 2 O 7,5nO 2 (1.21)

Como se aprecia de la ecuación 1.21 aún queda una cierta fracción del
oxígeno que puede ser utilizado para la oxidación.
Debe destacarse que cuando la biomasa es considerada como sustrato, su
NOP es igual a cero:

C5 H 7 NO2 n 5nO 2 5nCO 2 2nH 2O nNH3 (1.22)

16


1.6. NITRÓGENO
El nitrógeno en las aguas residuales se puede presentar principalmente en
forma orgánica, formando parte de proteínas, y en forma amoniacal. El nitrito
(NO2 ) y los nitratos (NO3 ) rara vez aparecen en las aguas residuales crudas,
y cuando existen, se trata fundamentalmente de aguas residuales industriales.
El conocimiento del contenido de nitrógeno en sus variadas formas re-
sulta de gran interés. Así por ejemplo, cuando un agua destinada a consumo
humano presenta nitrógeno orgánico, o nitrógeno amoniacal, es indicio de
contaminación fecal reciente, lo cual es un alerta sobre su peligrosidad. La
urea contenida en la orina del hombre y animales, se descompone aportando
nitrógeno amoniacal según muestra la siguiente ecuación:

CON 2 H 4 H 2O CO 2 2NH 3 (1.23)

Así mismo, las heces fecales de animales contienen cantidades apreciables
de proteínas las cuales son convertidas en nitrógeno amoniacal por las bacterias
según:

Nitrógeno orgánico Bacterias NH 3 (1.24)

El nitrógeno amoniacal puede ser posteriormente convertido en iones nitrito
por las bacterias Nitrosomonas:
bacterias
2NH 3(g) 3O 2 2NO 2 2H 2H 2 O (1.25)

La presencia de iones nitrito en un agua destinada al consumo humano
puede ser considerada también como indicativo de contaminación fecal.
Esta secuencia de reacciones no termina sino en los iones nitrato, que
constituyen la forma más oxidada del nitrógeno. Esto ocurre cuando los iones
nitrito son oxidados por las Nitrobacter según:
bacterias
2NO 2 O2 2NO 3 (1.26)

La secuencia de la nitrificación se puede mostrar gráficamente, tal como
indica la figura 1.11.
La presencia de diferentes formas del nitrógeno tiene otra connotación cuando
se trata de aguas residuales. En este caso es importante conocer el contenido
de nitrógeno por ejemplo cuando se requiere diseñar un sistema de tratamiento
biológico donde se debe cumplir que el contenido de nitrógeno guarde relación
definida con la DBO y el fósforo, para que el proceso de depuración transcurra
de manera adecuada.

17


Fig. 1.11. Transformación de diferentes formas del nitrógeno.
Por otra parte el contenido de nitrógeno y las diferentes formas en que se
puede presentar a lo largo del sistema de tratamiento aporta criterio sobre algu-
nos de los fenómenos que pueden ocurrir.
En la tabla 1.4 se resume el impacto de diferentes formas del nitrógeno.

Tabla 1.4. Impactos causados por diferentes especies del nitrógeno

Forma del Impacto
Nitrógeno
N-NH3 La oxidación del nitrógeno amoniacal en
un curso receptor produce disminución
del oxígeno disuelto.
El nitrógeno amoniacal no ionizado
puede causar toxicidad en varios
organismos acuáticos.
N-NO3 El nitrógeno en forma de nitrato en aguas
potables puede causar metahemoglo-
binemia en niños pequeños.
Nitrógeno total El nitrógeno como nutriente es causa de
un crecimiento excesivo de organismos
acuáticos que consumen oxígeno durante
la noche y excretan sustancias que causan
olor y sabor.

18


1.7. FÓSFORO
El conocimiento del contenido de fósforo de las aguas residuales reviste
interés, pues este elemento constituye un factor imprescindible para la vida
de los organismos acuáticos al entrar a formar parte de su estructura.
La presencia de compuestos de fósforo en cursos receptores induce el
crecimiento de algas. Estas afectan de forma notable la calidad de las aguas
ya que pueden ser el origen de toda una secuencia de fenómenos, dado que
este elemento es el limitante para el desarrollo de estas formas de vida. La
luz y los compuestos de nitrógeno (los cuales son los otros elementos im-
prescindibles) son generalmente abundantes.
El deterioro de la calidad del agua debido a la aparición de color o sabor
desagradables no es el único problema que se genera como consecuencia de
la presencia del fósforo en un cuerpo de agua, sino que se produce otro no
menos grave y es que al morir las algas, estas ocasionan una contaminación
de carácter orgánico en el agua.
Por todo lo anterior es importante disponer de datos sobre la concentra-
ción de fósforo que se vierte a los cuerpos receptores, provenientes funda-
mentalmente de las aguas residuales industriales y domésticas.
Las aguas residuales de origen doméstico son relativamente ricas en
fósforo. Antes del desarrollo de los detergentes sintéticos, el contenido
de fósforo usualmente estaba en el intervalo de 2 a 5 mgL y las formas
orgánicas variaban de 0,5 a 1,0 mgL . Esta contribución humana se debe a
la ruptura de las proteínas con la consiguiente eliminación del fósforo en la
orina. En la actualidad muchos detergentes sintéticos contienen grandes
cantidades de poli fosfatos, pudiendo contener hasta 10 % en su composi-
ción. La sustitución del jabón por estos productos ha incrementado notable-
mente el contenido de este elemento en las aguas residuales.

19


1.7.1. Diferentes compuestos de fósforo presentes en las aguas
residuales
En las aguas residuales se pueden encontrar compuestos de fósforo tales como:

Tabla 1.5. Diferentes compuestos de fósforo
Nombre Fórmula
Ortofosfatos
Fosfato trisódico Na3PO4
Fosfato disódico Na2HPO4
Fosfato monosódico NaH2PO4
Fosfato diamónico (NH4)HPO4
Polifosfatos
Hexametafosfato de sodio Na3(PO3)6
Tripolifosfato de sodio Na5P3O10
Pirofosfato tetrasódico Na4P2O7

Todos los polifosfatos experimentan reacciones químicas produciendo
ortofosfatos (PO4 ), siendo la velocidad con que ocurre este proceso de-
pendiente del tiempo, la temperatura y el pH.

1.8. CARACTERÍSTICAS DE LAS AGUAS RESIDUALES
1.8.1. Aguas residuales municipales
Están constituidas por materia orgánica en forma suspendida, coloidal y
disuelta. La carga contaminante de estas aguas puede ser expresada en
función de la contribución per cápita.
La DBO, contenido de sólidos y el gasto de agua per cápita que normalmen-
te se reporta en la literatura varía de un país a otro, de una zona o región a otra
e incluso con el tiempo en una misma localización. Esto está, por supuesto, en
función de los hábitos alimentarios, de las costumbres y condiciones higiénico-
sanitarias de la población.
Los valores típicos de la contribución per cápita diaria a los residuales muni-
cipales son 0,5 m3 hab , 104 g hab de DBO y un contenido de sólidos suspen-
didos de 90,7 g hab .10 Estudios parciales realizados en Cuba arrojan valores
de 30 g hab para la DBO y de 24 g hab para los sólidos suspendidos.11
Como referencia, la composición promedio de un agua residual munici-
pal se muestra en la tabla 1.6. La incorporación de residuales industriales
pueden modificar sustancialmente los valores de estas concentraciones. 12

20


Tabla 1.6. Características promedio de un residual municipal
Propiedad Máximo Promedio Mínimo
pH 7,5 7,2 6,8
Sólidos totales (mg L-1) 640 453 322
Sólidos totales volátiles (mg L-1) 503 340 225
Sólidos suspendidos (mg L-1) 258 145 83
Sólidos suspendidos volátiles 208 120 62
(mg L-1)
DQO (mg L-1) 436 288 159
DBO (mg L-1) 276 158 75
Cloruros (mg L-1) 45 35 25

1.8.2. Características de los residuales industriales líquidos
(RIL)
Para tener un conocimiento real de las características de un agua resi-
dual no basta con conocer la magnitud, en términos de concentración, de los
parámetros indicadores seleccionados. Si bien el conocimiento de las con-
centraciones puede ser útil en determinadas circunstancias, una mayor in-
formación se obtiene del conocimiento del flujo másico (kgd ).
Así, por ejemplo, suponiendo dos residuales con las siguientes caracte-
rísticas:
Residual A: DBO5 = 500 mgL Flujo = 200 m3d .
Residual B: DBO5 = 250 mgL Flujo = 600 m3d
Pudiera pensarse que el residual A es más contaminante que el B debido a
que tiene mayor concentración de DBO. Obviamente el residual A presenta una
DBO superior al B, sin embargo el valor de su flujo o gasto es menor. El produc-
to de la concentración por el flujo da el valor del flujo másico. De esta manera,
para el ejemplo anterior se tiene que:
Flujo másico de A = 100 kgd
Flujo másico de B = 150 kgd
Este simple ejemplo pone de manifiesto que el conocimiento de la concen-
tración de un parámetro solamente no es suficiente para tener una idea real del
poder contaminante de un agua residual.
Lo anterior destaca la importancia de conocer, con el mayor grado de certe-
za posible, el flujo de agua residual que como promedio se genera. Por lo que se
debe utilizar un procedimiento de muestreo que responda en el mayor grado

21


posible a la realidad. Es decir, las determinaciones que se realicen deben ser
representativas, para lo cual estas deben ser proporcionales al flujo.
Para llegar a disponer de muestras integradas o compuestas, se requiere
que cada una de las tomas puntuales que constituirán la compuesta, sea obteni-
da teniendo en cuenta tanto el flujo promedio de agua residual como el existente
en el instante en que se toma la muestra. El flujo promedio debe ser calculado
previamente.
Algunas de las características químicas de las aguas residuales municipales
reportadas por Walter13 aparecen resumidas en la tabla 1.7.
Para estimar el volumen de muestra a extraer en cada momento, puede
utilizarse la expresión:

VT
Vi = Qi (1.27)
Q N

donde:
Vi: volumen de muestra a tomar en un instante (L).
VT: volumen total de muestra a recolectar (L).
N: número de muestras que se van a tomar.
Q : flujo promedio determinado previamente (Lh ).
Qi : flujo puntual en el instante de la toma de muestra (Lh ).
En la aplicación de este procedimiento es recomendable que durante el pe-
riodo de muestreo se tomen volúmenes de muestras, se conserven en frío y se
mida el flujo puntual en el instante de tomar cada muestra.

Tabla 1.7. Características químicas de las aguas residuales municipales

Constituyentes Tipo Concentración
Ácidos volátiles Fórmico, acético, (8,5-20) mg L-1
propiónico, butírico
y valérico
Ácidos solubles Láctico, glicólico, (0,1-1,0) mg L-1
no volátiles cítrico y benzoico
Ácidos grasos Palmítico, esteárico y 60 % del contenido
superiores oleico de ácidos grasos
Proteínas y Al menos veinte (45-50 %) del
aminoácidos tipos nitrógeno total
Carbohidratos Glucosa, lactosa,
sacarosa

22


La caracterización de un agua residual reviste dos objetivos muy impor-
tantes:
1. Inmediato. El conocimiento de las características del agua residual per-
mite conocer su poder contaminante y decidir si el residual
debe ser sometido a tratamiento o no.
2. Mediato. Cuando las características del agua residual son tales que
es obligado su tratamiento, los datos que aporta la caracte-
rización son una parte imprescindible para el diseño de la
instalación de tratamiento.
En el curso de un proceso de caracterización se debe tener la mirada
puesta en la posibilidad de estudiar separadamente las diferentes corrientes
de residuales que pueden existir a fin de valorar su posible segregación,
pues dependiendo de sus características pueden requerir de tratamientos
diferentes, por lo que no es aconsejable su mezcla. Esta óptica está, por
supuesto, condicionada en buena medida al estudio o conocimiento previo
del problema.
Para el caso particular de los residuales industriales líquidos (RIL), un
procedimiento para conocer el balance material y de flujo de todos los pro-
cesos de la industria que utilizan agua y producen residuales, así como de la
industria en su conjunto, puede resultar imprescindible.
El resultado de la caracterización debe brindar información acerca de la
fortaleza contaminante de cada corriente, así como de las alternativas de
tratamiento y de su reuso.
El procedimiento general recomendado para obtener la información ne-
cesaria para la caracterización con un mínimo de esfuerzo, y que al mismo
tiempo sea confiable, puede resumirse en cuatro etapas:
obtener el diagrama de flujo de los residuales,
elaborar el esquema de muestreo y análisis,
efectuar el balance de flujo y materiales,
reportar la variación estadística de los parámetros más significativos
de la caracterización.

1.8.2.1. Diagrama de flujo de los residuales
Este diagrama se construye a través de la inspección de todas las operacio-
nes del proceso y con la consulta del ingeniero de la planta. El diagrama debe
indicar los posibles puntos de muestreo y el orden de magnitud del flujo de la
corriente de aguas residuales.

23


1.8.2.2. Elaboración del esquema de muestreo y análisis
El muestreo óptimo es el continuo, con volúmenes que son una fracción del
flujo promedio. Sin embargo, esto pocas veces es factible.
Otra posibilidad es la de las muestras integradas o compuestas con una
frecuencia de muestreo que se establece de acuerdo con el proceso que se
necesita caracterizar. El periodo de la composición de la muestra y la frecuen-
cia de muestreo se establece de acuerdo con la naturaleza del proceso cuya
agua residual se estudia. Algunos procesos en operación continua pueden
muestrearse cada hora e integrarse por periodos de 8, 12 y hasta de 24 h. Aque-
llos procesos en los que hay mucha variación deben integrarse en periodos de
una o dos horas. A los procesos a templa se les toma muestras en el periodo de
vaciado.
Los análisis a realizar dependen de las características del parámetro que se
está midiendo. Por ejemplo, el pH debe medirse puntualmente, ya que es posible
en muchos casos que la integración resulte en una neutralización de elementos
ácidos y básicos perdiéndose durante la integración una información valiosa. La
carga de DBO puede requerir integración de las muestras durante 8 h cuando
se pretende diseñar tratamientos de tiempos de retención cortos, aunque mues-
tras integradas durante 24 h resultan suficientes para tratamientos de varios
días de retención como el de las lagunas.
Cuando se miden constituyentes como nitrógeno y fósforo para determinar
si hay necesidad o no de adición de nutrientes en tratamientos biológicos, son
suficientes muestras integradas de 24 h, ya que los sistemas biológicos tienen
alta capacidad de amortiguamiento. Si se conoce la presencia de sustancias
tóxicas en el agua residual, estas deben ser muestreadas continuamente.
Un aspecto importante en este punto, al que ya se hizo referencia, es el de la
medición del flujo.

1.8.2.3. Balance de flujo y materiales
Después de realizados el muestreo y los análisis, debe efectuarse el balance
de flujo y materiales tomando en consideración todas las fuentes de contamina-
ción que sean significativas. En la medida en que el balance coincida con el
efluente total, se confirmará el cuidado con el que se realizó la caracterización.

1.8.2.4. Variación estadística de los parámetros
Esta información se obtiene de diversas formas, una de ellas consiste en
graficar en papel de probabilidades la frecuencia de ocurrencia.

24


La data de la caracterización de los RIL generalmente es muy variable y
susceptible de análisis estadístico. La información puede ser reportada en tér-
minos de frecuencia de ocurrencia de una propiedad en particular, que es el
valor que se espera que tenga esa propiedad o lo exceda 10, 50 y 90 % del
tiempo. Los valores obtenidos en la caracterización se ordenan en orden cre-
ciente de magnitud. Por ejemplo, si se trata de la DBO,
donde:
n: Número total de valores de DBO.
m: Número consecutivo y en orden creciente asignado a cada uno de los
valores de DBO, desde uno hasta n.
m
n 1 : posición de cada valor en la tabla y que es equivalente al porcentaje
de ocurrencia.

Tabla 1.8. Porcentaje de ocurrencia

m DBO m Ocurrencia
-1
(mg L ) n 1 (%)
1 175 0,1 10
2 225 0,2 20
3 285 0,3 30
4 340 0,4 40
5 350 0,5 50
6 375 0,6 60
7 405 0,7 70
8 460 0,8 80
9 515 0,9 90

Al graficar estos resultados en papel de probabilidades, tal como se hace en
la figura 1.12, la DBO promedio es la que corresponde a frecuencia de ocurren-
cia del 50 %. Por otro lado, aceptando que 68 , 27 % de los valores están
_
incluidos en el intervalo: X sn 1 , se tiene que:

X 84 ,1 X 15 ,9
sn 1 (1.28)
2
Para el ejemplo anterior:
DBO promedio = 347,8 mg L

25


450 230
sn 1 110
2
s: desviación estándar.

Fig. 1.12. Porcentaje del tiempo que la DBO será igual o menor al valor
indicado.
Cuando el número de observaciones es muy grande (de cincuenta a cien) se
recomienda agrupar la data por incrementos. Estos incrementos pueden tomar-
se de 50 mg L .

Ejemplo 4.1
Suponga una data que tiene noventa y seis observaciones agrupadas por
intervalos de 50 mg L .
donde:
n: Número total de muestras
m: Número de muestras en el intervalo analizado y los anteriores
m
100 : posición al graficar.
.
n 1

26


Tabla 1.9. Intervalos y números de muestras

Intervalo Muestra m Posición
en el intervalo en el gráfico
200 - 249 5 5 5,2
250 - 299 4 9 9,3
300 -349 6 15 15,5
. . . .
. . . .
. . . .
1150 1 199 4 96 99,0

Las mediciones del caudal de aguas residuales durante el estudio pueden
llevarse a cabo por diversos métodos, en dependencia de la accesibilidad del
lugar. Estos pueden ser, entre otros:
1. Instalación de vertederos, se usa en canales o conductoras abiertos.
2. Cubo o cubetas y cronómetro: aplicable cuando hay bajo caudal.
3. Medición de la duración del bombeo: hay que hacer uso de la curva carac-
terística de la bomba.
4. Uso de medidores de flujo de paleta.

1.8.3. Empleo de índices en la caracterización
Tomando en cuenta que los procedimientos de caracterización son gene-
ralmente complejos y exigen de importantes recursos de tiempo y de tipo
financiero, la utilización de indicadores o índices de producción y consumo
se presenta como un importante enfoque a considerar, dentro de los proce-
dimientos utilizados para determinar, al menos aproximadamente, los niveles
de carga contaminante que son generados por las diferentes actividades de
producción y servicios.
Los índices de producción constituyen un instrumento que permite determi-
nar la efectividad de medidas y programas orientados a la disminución de la
contaminación, facilitando la identificación y establecimiento de prioridades de
gestión, con arreglo a la evaluación cuantitativa de las tendencias que se mani-
fiestan en la calidad del medio.
En este sentido, es importante indicar que esta herramienta de trabajo
no sustituye ni exime, la necesidad de realizar investigaciones más com-
pletas.

27


Tabla 1.10. Indicadores de carga contaminante de algunos procesos

Sólidos
DBO DQO
Proceso Unidad suspendidos
(kg/u) (kg/u)
(kg/u)
Instalaciones de
250 - 1716
cría de reses
Instalaciones de cabezas
1,4 - 14,6
cría de pollos
Granjas lecheras 539 - -
Mataderos 6,4 - 5,2
Sin recuperar
11 - -
sangre PVS
Sin recuperar
4,7 - -
panza se agrega
Proceso de aves
1000 aves 11,9 22.4 12,7
de corral
Enlatado de
12,5 - 4,3
frutas y verduras t de
Refinación de producción
12,9 21 16,4
aceite vegetal
Producción de
m3 de vino 0,26 - -
vino
3
Producción de m de
8,6 - 14,7
cerveza cerveza
PVS: Peso vivo sacrificado.
Fuente: Evaluación rápida de fuentes de contaminación de aire, agua y suelo, OMS, México, 1988.

El indicador de carga contaminante o índice es la relación entre el nivel
de producción y la carga contaminante que se genera en esa actividad. El
índice define una cantidad de sustancia determinada que se obtiene en la
actividad productiva en un tiempo considerado, refiriendo a él la contamina-
ción generada durante el proceso de obtención.
Los índices han de ser el resultado de experiencias anteriores, sean pro-
pias u obtenidas de la literatura.
En la tabla 1.10 se presentan ejemplos de los índices de producción refe-
ridos a la contaminación que generan.
De igual manera puede ser de importancia el índice de consumo de agua.
Ejemplos de este tipo de índice se reflejan en la tabla 1.11.

28


Tabla 1.11. Consumo de agua de la industria azucarera y derivados

Industria Índice de consumo
Central azucarero 0.5 m3/t caña molida
Destilería 1.6 m3/HL de alcohol
Levadura 70 m3/t de levadura
(tecnología francesa)
80 m3/t levadura
(tecnología austríaca)
Fuente: Programa integral de desarrollo de los derivados de la caña de azúcar. Subprograma: Alcohol
y levaduras, septiembre 1985, Cuba.

1.9. MEDICIONES DEL CAUDAL
El conocimiento del gasto, flujo o caudal es importante no solo en el
momento de proyectar una instalación, su sistema de tuberías y de bombeo.
Se encuentran diversas formas comunes de conocer un caudal. Desde
trabajar por datos de proyecto, pasando por el manejo de índices de consu-
mo por unidad de producción o por habitante, hasta la medición directa. De
las mediciones directas del caudal de aguas residuales trata este epígrafe.
Los medidores de caudal más usuales que pueden ser encontrados en
las plantas de tratamiento de aguas residuales son:
Canales de aforo Parshall.
Vertedores.
Medidores de caudal en líneas de presión.

1.9.1. Canal Parshall
El canal Parshall está formado por una sección de entrada de paredes
verticales convergentes y fondo a nivel, un estrechamiento de paredes para-
lelas y fondo descendente. El canal posee además una sección de salida de
paredes divergentes y fondo ascendente. En la figura 1.13 se muestra un
esquema de un canal Parshall.
Este tipo de medidor es especialmente útil para aguas que contienen sólidos
en suspensión, debido a que la presencia de estos no afecta las mediciones. Por
otra parte, el aumento de la velocidad del agua a su paso por la parte más
estrecha del canal, la garganta, dificulta la sedimentación de las partículas.
La determinación del caudal se realiza considerando la altura alcanzada
por el agua (H), tomada en una arqueta aneja conectada por un tubo
piezométrico.

29


El caudal instantáneo en cada momento se obtiene por aplicación de la
ecuación:
0,026
1,567 W
Q 0,37 3,28 H (1.29)

siendo:
Q: caudal instantáneo (m3 ·s ).
W: ancho del estrechamiento, (m).
H: calado del agua en el punto de observación fijo, (m).

Fig. 1.13. Esquema de un medidor Parshall.
La medición manual de la altura (H), arroja como resultado un valor
instantáneo del caudal. Existe en el mercado un conjunto de instrumentos
para realizar la medida de forma continua y así obtener el caudal medio
diario, punta, mensual, etc., de forma precisa. En ocasiones además es de
interés acoplar el canal a un indicador con registro gráfico y totalizador.

30


Fig. 1.14. Canal Parshall.

1.9.2. Vertedores
Los vertedores consisten básicamente en una obstrucción en la que se es-
tanca el líquido y vierte por encima de ella (Figura 1.15).

Fig. 1.15. Esquema de un vertedor.

31


En el uso de los vertedores se emplean términos que requieren ser defi-

(H) a la diferencia entre la altura
de la superficie alcanzada por el liquido y la altura de la cresta medida aguas

Una vez medido el valor de la carga del vertedor, H, se puede obtener el
caudal de agua residual que pasa en cada instante.
Hay dos elementos que deben ser tomados en consideración cuando
se desea o necesita instalar un vertedor para la medición de caudales.
Estos son:
partiendo del hecho de que la contracción de la vena líquida comienza a
una distancia aproximada de 2H aguas arriba del vertedor, la medida
debe efectuarse a una distancia mayor que esta,
la altura mínima de la cresta debe ser de 2,5 H para permitir la contrac-
ción completa de la lámina.
Los vertedores más utilizados son:
Rectangular.
Triangular.
Trapezoidal.

Vertedor rectangular
Estos pueden ser sin contracción lateral o con ella.
En aquellos casos en los que no exista contracción lateral, la cresta ocupa
todo el ancho del canal. El caudal viene dado por la ecuación,

Q 1,84 L H 1,5 (1.30)

siendo:
Q: caudal, m3 · s .
L: longitud de la cresta, m.
H: carga sobre la cresta, m.
Las dimensiones que debe cumplir el vertedor se detallan en la fi-
gura 1.16.

32


Fig. 1.16. Relación de las dimensiones de un vertedero rectangular sin
contracción lateral.
En los vertedores rectangulares con contracción lateral, la cresta no ocupa
toda la anchura del canal. Las dimensiones de las contracciones laterales se
especifican en la figura 1.17.
La ecuación que permite calcular el caudal en este tipo de vertedor es,

Q 1,84 L 0 ,1 n H H 1,5 (1.31)

donde n es el número de contracciones laterales.

Fig. 1.17. Relación de las dimensiones en un vertedor rectangular con
contracción lateral.

33


Vertedor triangular
Este tipo de vertedor es uno de los más utilizados debido a que, para un
mismo caudal, se consigue mayor altura que en los rectangulares. Este efecto
se traduce en una mayor precisión en la lectura (figura 1.18).
El ángulo del vértice de este vertedor puede tener diferentes valores. Los
más usuales son 60° y 90°. La expresión que da el caudal en este tipo de verte-
dor es:

Para 90 ° Q 1,38 H 2,5 (1.32)

donde:
Q: gasto, m3 · s .
H: altura del líquido con relación al vértice, m.

Para 60 ° Q 0,79 H 2 ,5 (1.33)

Fig. 1.18. Relación de las dimensiones en un vertedor triangular.

Fig. 1.19. Relación de las dimensiones en un vertedor trapezoidal.

34


Vertedor trapezoidal
Este vertedor tiene una forma similar al rectangular (figura 1.19). La expre-
sión que se emplea para calcular el caudal es:

Q 1,859 L H 1,5 (1.34)

L: la longitud de la cresta del vertedero, m
Medidores de caudal en línea
Los métodos usualmente utilizados en la determinación de caudales en
tuberías a presión corresponden a los llamados métodos dinámicos, que su-
ponen una aplicación del teorema de Bernouilli entre dos puntos de una tu-

Fig. 1.20. Tubo Venturi.

1.10. DISMINUCIÓN DEL VOLUMEN Y FORTALEZA
DE LOS RESIDUALES
Con frecuencia, haciendo sencillas modificaciones en la industria, se
pueden lograr reducciones apreciables en el volumen y fortaleza de las aguas
residuales, obteniendo como consecuencia de ello disminuciones en los cos-
tos de inversión y operación de las instalaciones de tratamiento, entre estas
modificaciones puede señalarse:
Recirculación: el agua que esté relativamente poco contaminada puede ser
recirculada con un mínimo de tratamiento o sin tratamiento alguno.
Clasificación de las diversas corrientes y segregación de las mismas: el
agua de enfriamiento y otras poco contaminadas pueden segregarse

35


con anterioridad al tratamiento. Las aguas que contengan sustancias
tóxicas no deben llegar nunca a las unidades de tratamiento biológico.
Sustitución de aditivos químicos: hay casos en los que se facilita el
tratamiento sustituyendo algunas materias primas cuyo residuos sean
resistentes por otros más fácilmente tratables.
Recuperación de subproductos: en ocasiones con instalaciones de bajo
costo se logra obtener un subproducto dando lugar a una producción
marginal, o a la recuperación de alguna materia prima del propio proce-
so productivo.
La disminución en las variaciones del caudal y de la fortaleza de las
aguas residuales deben ser prioritarios, lo que puede ser logrado, entre otros
medios, mediante el empleo de tanques compensadores.

Notas bibliográficas
1 CHUDOBA, J., C. MENÉNDEZ Y J. PÉREZ O.: Fundamentos teóricos de algunos
procesos para la purificación de aguas residuales, Ed. ISPJAE, Ciu-
dad de La Habana, 1986.
2 THOMAS, M.A.: Water
and Sewage Works, 1950.
3 MOORE, E.W., H.A. THOMAS, AND W.B. SNOW.:
Sewage and Ind. Wastes, vol. 22, no. 10, 1950.
4 RHAME, G. A.: Sewage
and Ind. Wastes, vol. 28, no. 9, 1950.
5 Standard Method for the Examination of Water and Wastewater, Ed.
APWA-AWWA, 1995.
6 MOORE, W.A.:
Anal. Chemistry, 1951.
7 ARGAMAN, Y. AND A. BRENNER:
natives and process parameters for the single-sludge nitrogen removal
IAWPRC Specialised Seminar, Copenhagen, Denmark, Au-
gust, 1985.
8 MENÉNDEZ, C.: Reporte Inédito, ISPJAE, Ciudad de La Habana, 1989.
9 ECKENFELDER, W.W.: Water Quality Engineering for Practicing Engineers,
CBI, Pub. 1980.
10 LOEHRS, H.C.: Pub. Works, vol. 99,
no. 81, 1968.
11 RODRÍGUEZ, C.: Inge-
niería Hidráulica, vol. 19, no. 4, 1998.

36


12 HUNTER, J.V. AND H. HEUKELEKIAN:
Water Poll. Control Fed., vol. 37, no. 8, 1965.
13 WALTER, L.:
Water Sewage Works, vol. 109, no. 11 y 12, 1961.
14 OMS, REPORTE: Evaluación rápida de fuentes de contaminación de aire,
agua y suelo, México, 1988.
15 Programa integral de desarrollo de los derivados de la caña de azúcar.
Sub-programa alcohol y levaduras, Cuba, 1985.

37

Pretratamiento de Aguas Residuales

CAPÍTULO 2
PRETRATAMIENTO DE AGUAS RESIDUALES

El tratamiento biológico de las aguas residuales, fundamentalmente las
de origen industrial, en ocasiones requiere de algún tipo de pretratamiento
cuyo objetivo puede ser la remoción de contaminantes, como ocurre du-
rante la sedimentación primaria, o el acondicionamiento del agua residual
mediante la compensación y (o) neutralización, para facilitar la depuración
biológica.

2.1. COMPENSACIÓN
Los residuales líquidos industriales se caracterizan por la diversidad
de corrientes con diferencias en su composición y concentración. Aun una
misma corriente puede presentar variaciones horarias en sus propiedades. Cuando
los residuales manifiestan mucha variación en su composición se recomienda el
empleo de tanques compensadores.
La experiencia ha demostrado que los procesos de tratamiento se realizan
mejor si las fluctuaciones extremas en la carga del sistema pueden ser evitadas
o en última instancia ser atenuadas mediante la compensación.
En los tanques compensadores los residuales se retienen durante un periodo
en el que se llega a obtener un efluente relativamente estable.
La neutralización de corrientes ácidas o básicas, la estabilización de la DBO
y la separación de metales pesados, son algunos de los objetivos de la compen-
sación.
Aguas residuales con alta acidez o alcalinidad que no son compensadas
requieren de la neutralización mediante la adición de reactivos químicos.
La mezcla en el tanque de compensación generalmente se promueve con
aire. Un método común es el empleo de aereadores superficiales, con un consu-
mo de potencia de 4.10 W m . Cuando se utiliza aire mediante
difusores, el consumo aproximado de este puede tener un valor cercano a los
4 m3 m d . 1

39


Para el diseño de los tanques de compensación pueden emplearse criterios
empíricos y calcular su volumen considerando el tiempo requerido para acumu-
lar el agua residual de un ciclo de producción o por turnos de trabajo. Siempre
que se pueda, el criterio de diseño debe tener como base el nivel de varianza
aceptable que tiene el parámetro que se desea normalizar para las etapas subsi-
guientes del tratamiento.
Los tanques compensadores pueden diseñarse para operar a volumen cons-
tante o volumen variable, en función de que interese amortiguar variaciones de
concentración o flujo respectivamente.

2.1.2. Dinámica de los sistemas de compensación
La compensación se logra vertiendo el residual en un tanque o cisterna de
forma tal que se mezcle con el que le ha precedido, con lo cual se amortiguan las
variaciones bruscas.

Fig. 2.1. Efecto de un compensador sobre variaciones de flujo y / o
composición.
A fin de ilustrar la dinámica de un compensador considere el caso más
sencillo de un tanque perfectamente agitado de volumen constante, al cual
llega continuamente una corriente de agua residual de flujo Q y concentra-
ción del componente de interés CE, siendo la salida de igual flujo pero de
concentración CS.

Fig. 2.2. Compensador de volumen constante.

40


Aplicando un balance diferencial para el componente de interés:
dCS
Q CE Q CS V (2.1)
dt
por lo que integrando:
CS t
dCS Q
dt (2.2)
C0
C E CS Vt 0
por lo tanto:
CE CS t
ln
CE C0

V
donde: Q

entonces:
t
CS CE (C E C0 ) exp (2.3)

En la tabla 2.1 se muestra un ejemplo numérico donde se ilustra el efecto
compensador del sistema mostrado, suponiendo por simplicidad, que el flujo de
agua residual es constante y la composición variable.

Tabla 2.1. Efecto compensador del sistema

Horario DQO, mgL-1
1 150
2 175
3 180
4 200
5 250
6 300
7 320
8 300
9 250
10 180
11 150
12 140

41


Se ha supuesto que el tiempo de residencia en el compensador es de 10

Fig. 2.3. Ilustración del efecto de un compensador de volumen constante.
En la figura 2.3 se muestran las curvas de variación de DQO de entrada al
compensador, las del efluente compensado y la composición promedio. De la
misma puede observarse el efecto compensador del sistema, ya que la variación
que experimenta la composición de salida es menor que la de entrada.
Es de destacar que el compensador no modifica la composición promedio
del efluente con respecto al caudal de entrada, sino su varianza.
Al incrementarse el tiempo de residencia del compensador aumenta su efecto
amortiguador, por lo que para un tiempo de residencia infinito desaparecen las
fluctuaciones de la composición de salida igualándose a la promedio.
El método que se siga para calcular las dimensiones del tanque compensador
dependerá de las condiciones en que este operará.

2.1.3. Compensación para flujo de residual constante
y de composición variable
Bajo condiciones de flujo constante la relación entre la varianza del efluente
de un tanque completamente mezclado y la del afluente, cuando las variaciones
de composición son aleatorias, viene expresada por la relación:2

S 2e
(2.4)
S 2i 2.

42


donde:
S2e: varianza de la concentración del efluente.
S2i: varianza de la concentración del afluente.
T: tiempo de recolección de la muestra compuesta.
: tiempo de retención (V / Q).
De acuerdo con lo anterior puede calcularse el tiempo de retención si se
conocen la varianza del afluente y la permisible o deseada para el efluente.
La varianza en el afluente, S2i se determina según:
n
1 2
S 2i Xi X (2.5)
n 1 i 1

donde:
Xi: valor individual de la concentración de cada muestra tomada.
X : valor promedio de todas las mediciones.
n: número de muestras.
Se define el valor típico normal Z de la propiedad controlada como:

Xm X
Z (2.6)
Se
donde:
Xm: valor máximo que puede tomar la propiedad en el efluente del tanque de
compensación.
Se: desviación típica del efluente.
Procedimiento para el diseño
El procedimiento de diseño consiste en hallar el tiempo de retención reque-
rido en el tanque compensador para obtener las condiciones de salida deseadas.
El tiempo de retención y el caudal de agua a tratar, definirán el volumen de
tanque necesario.

1. Determinar el valor promedio de la concentración del afluente X .
2. Calcular su desviación típica.
3. Fijar el valor máximo permisible de concentración que se desea a la salida
(Xm).
4. Determinar la desviación típica del efluente tomando un valor de Z con un
por ciento de confiabilidad, por ejemplo, 90 %.
5. Hallar el valor de .

43


6. Con el valor de y el flujo que se desea procesar se estima el volumen del
compensador:
V
Q

Ejemplo 2.1
Se estudió un agua residual cuyo caudal es de 1 500 m 3d . Se tomaron
cuatro muestras diarias integradas durante 6 horas cada una en 10 días diferen-
tes. Los resultados se muestran en la tabla 2.2:

Tabla 2.2. Resultados del ejemplo 2.1
HORA 6:00 a.m. 12:00 m 6:00 p.m. 12:00 a.m.
Día Valores de DBO (mgL-1)
1 850 1240 600 1130
2 1430 324 1290 741
3 1550 421 750 422
4 1390 1324 1050 560
5 410 990 684 1220
6 500 270 820 530
7 420 450 750 1205
8 960 1230 680 890
9 395 1190 300 500
10 600 1304 1020 922

Debido al tratamiento que se empleará se requiere disminuir la variación que
presenta la DBO se pretende diseñar un tanque para compensar tales efectos.
Determine el volumen del compensador si se conoce que el valor máximo
permisible de la DBO a la salida es de 1000 mgL .

X
X 832,8
n
Si 367,438
Xm 1000
De la tabla de distribución normal (Anexo 2), para 90 % de confianza, el
valor de Z 1,30

Xm X 1000 832 ,8
Z Se 167 ,2
Se 1,30

44


S 2e
Se2 = 27955,84; Si2 = 135810,68
S 2i 2.
El tiempo de retención en el tanque compensador será,
6 135810 ,68
14 ,5 h
2 27955 ,84
0,6 d, por lo tanto, el volumen es,
V 1500 · 0,6 900 m3

2.1.4. Compensación cuando hay variación simultánea de flujo
y composición3
Realizando un balance de masa en el tanque compensador:
Q C1 T V C0 Q C2 T V C (2.7)
donde:
C1: concentración que entra al tanque durante el intervalo de muestreo T.
T: intervalo de muestreo, por ejemplo, 1 h.
Q: flujo promedio en el intervalo de muestreo.
C: concentración en el tanque al inicio del intervalo de muestreo.
V: volumen del tanque.
C2: concentración que sale del tanque al concluir el intervalo de muestreo.
En este caso se está asumiendo que la concentración del efluente es cons-
tante durante un intervalo de muestreo. Esto es cierto si el tiempo del intervalo
es espaciado apropiadamente.
C1T C 0V/Q
C2 (2.8)
T V/Q

1. Se asume un volumen del tanque compensador, y este define el tiempo de
retención.
2. Tomando como primer valor de C0 el valor promedio de las mediciones, se
calculan los valores de la concentración compensada. Para los restantes
intervalos se toma la concentración final del intervalo anterior.
3. Si los valores de concentración así obtenidos no llegan a satisfacer los re-
querimientos, se toma otro valor de tiempo de retención y repite el proceso.

45


Ejemplo 2.2

Tabla 2.3. Resultados
Intervalo Q Concentración
de (m3h-1) de DBO
tiempo (mgL-1)
1 363 250
2 45 70
3 230 60
4 270 170
5 363 330
6 450 50
7 290 60
8 260 400
Promedio 283,87 173,75

La tabla 2.3 fue obtenida de una planta industrial durante un ciclo de produc-
ción de 8 horas. Cada intervalo de tiempo representa un periodo de muestreo de
1 hora. Determine el factor pico del efluente de un tanque compensador cuando
se utiliza un tiempo de retención de: a) 8 horas, b) 2 horas y compárelos con el
factor pico cuando no se utiliza compensación.
Valor máximo
Factor Pico
Valor promedio

400
Al inicio: FP 2 ,3
173,75
a) Asumiendo un tiempo de retención igual a 8 h:
V = 283,87 · 8 = 2270,96 m3

V
C1 C0
Q
C2
V
1
Q

Después del primer intervalo,
C1 = 250 mgL Q = 363 m3h C0 = 173,75 mgL

46


2270 ,96
250 173,75
C2 363 184 ,39 mgL 1
2270 ,96
1
363
Después del segundo intervalo:
C1 = 70 mgL Q = 45 m3h C0 = 184,79 mgL

2270 ,96
70 184 ,39
C2 45 182 ,17 mg L 1
2270 ,96
1
45
Al proceder de manera similar para los restantes intervalos se obtienen los
resultados que se muestran en la tabla 2.4:

Tabla 2.4. Resultados
Intervalo C1 Q Concentración compensada (C2)
Para 8h Para 2h
Primero 250 363 173,75 203,49
Segundo 70 45 182,17 193,70
Tercero 60 230 170,93 155,15
Cuarto 170 270 170,83 160,00
Quinto 330 363 192,77 226,30
Sexto 50 450 169,16 148,35
Séptimo 60 290 156,68 109,28
Octavo 400 260 156,80 200,60
Promedio 173,75 283,37

Factor Pico para un tiempo de retención de 8 h en el tanque compensador:
192 ,70
FP 1,
1
173 ,75
b) Asumiendo un tiempo de retención igual a 2 h:
V = 283,87 · 2 = 567,74 m3
Después del primer intervalo,
C1 = 250 mgL Q = 363 m3h C0 = 173,75 mgL

47


567 ,74
250 173 ,75
C2 363 203,49 mgL 1
567 ,74
1
363
Después del segundo intervalo:
C1 = 70 mgL Q = 45 m3h C0 = 203,49 mgL

567 ,74
70 184 ,39
C2 45 193 ,70 mgL 1
567 ,74
1
45
Procediendo de manera similar para los restantes intervalos se obtienen los
resultados que se muestran en la tabla anterior para: = 2 h.
Factor Pico para un tiempo de retención de 2 h en el tanque compensador:
226 ,30
FP 1,3
173,75

2.1.5. Compensación cuando hay variación simultánea de flujo
y composición, pero el volumen en el compensador es
variable
El volumen requerido para la homogeneización o compensación se determi-
na mediante un diagrama de los caudales a tratar, en el cual se representa el
volumen de afluente acumulado a lo largo del día. El caudal medio diario, tam-
bién representado en el mismo diagrama, es la pendiente de la línea recta traza-
da desde el origen hasta el punto final del diagrama.
Para determinar el volumen necesario, se traza una recta paralela a la que
define el caudal medio diario, tangente a la curva de caudales acumulados. El
volumen requerido es igual a la distancia vertical existente entre el punto de
tangencia y la línea recta que representa el caudal medio, tal como muestra la
figura 2.4.
Si una parte de la curva de caudales acumulados está situada por encima de
la línea que representa el caudal medio, el diagrama acumulado debe limitarse
con dos líneas paralelas a la del caudal medio y tangente a las dos curvas del
diagrama. El volumen requerido en este caso es igual a la distancia vertical
existente entre las dos tangentes. Figura 2.5.

48


Horario

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

Horario
Fig. 2.5. Determinación del volumen del compensador.

49


1. Se desarrolla una curva de caudales acumulados de agua expresada en me-
tros cúbicos.
V Q T
Vf Vo Vi VS
V1 Vo 1

V2 Vo 1 V1 2
Vn V0 1 V1 2 ............. V( n 1) n

2. Se traza la línea de caudal medio diario.
3. Se determina el volumen del tanque requerido.
4. Para estimar el efecto de homogeneización:
a) Se calcula el volumen de líquido existente en el tanque al final de cada
periodo de tiempo mediante la expresión:
Vf Vo Vi Vs
donde:
Vf: volumen en el tanque al final del periodo de tiempo considerado.
V0: volumen en el tanque al final del periodo de tiempo anterior.
Vi: volumen aportado durante el tiempo considerado.
VS: volumen de caudal saliente durante el tiempo considerado.
b) Se calcula la concentración media que sale del tanque:
Vi X i V0 X 0
Xf
Vi V0
donde:
Xf: concentración media en el caudal que sale del tanque durante el tiempo
considerado mg / L.
Vi: volumen aportado durante el tiempo considerado, m3.
V0: concentración del agua residual contenida en el tanque al final del perio-
do anterior.
5. La magnitud de la carga horaria se calcula utilizando la expresión:
Carga horaria X i Qi
El efecto de la homogeneización puede mostrarse numéricamente a partir
de las relaciones siguientes:
punta / media; mínima / media y punta / mínima

50


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

Q 45,83 m3h 1

51


Tabla 2.5. Datos para el tratamiento de un agua residual industrial
Intervalo Columna 1 Columna 2 Columna 3 Columna 4
de Flujo DQO V Volumen
muestreo mh3 1
mgL 1 contenido, m3
7-8 a.m. 10 300 10
8-9 15 275 25
9-10 35 200 60
10-11 75 170 135 29,17
11-12 170 90 305 153,34
12-1 p.m. 140 100 445 247,51
1-2 30 210 475 231,68
2-3 25 250 500 210,85
3-4 20 250 520 185,02
4-5 15 300 535 154,19
5-6 10 340 545 118,36
6-7 5 360 550 77,53

Fig. 2.6. Cálculo del volumen del tanque compensador.

El volumen del tanque compensador se calcula midiendo la diferencia de
volumen entre los valores del máximo y el mínimo de la curva, con respecto a la
recta trazada.
V = 231 m3

52


Para estimar el volumen contenido en el tanque en cada intervalo de tiempo,
se comienza a calcular a partir de cualquiera de los dos momentos en los que a
priori se conoce el volumen contenido, esto es 10:00 a.m. ó 2:00 p.m.
Tomando como valor inicial el correspondiente a las 10:00 a.m.,
A las 10:00 a.m., V 0
En el intervalo de 10:00 a 11:00 entran al compensador 75 m 3, y salen
45,83 m3, por lo tanto, el volumen a las 11:00 a.m. será,
V11 = V 10 + V 10-11 - Vpromedio
V11 = 0 + 75 - 45,83 = 29,17
El volumen contenido a las 12:00 m se estima:
V12 = V 11 + V 11-12 - Vpromedio
V12 = 29,17 + 170 - 45,83 = 153,34
De manera similar se procede con los intervalos siguientes. Los valores así
obtenidos se reportan en la columna 4 de la tabla 2.5.
Como se aprecia en la tabla 2.5, a las 7:00 p.m., hora en que cesa la activi-
dad laboral, el tanque contiene 77,53 m3. Si este volumen se mantiene en el
tanque hasta que se inicia el periodo laboral al día siguiente, se tendrá que:
El volumen en el tanque de 7:00 a.m. a 8:00 a.m. será: 41,7
8:00 a.m. a 9:00 a.m.: 10,87
9:00 a.m. a 10:00 a.m.: 0,04
Este último valor corrobora la estimación inicial que se hizo al considerar
que a las 10:00 a.m. el tanque estará vacío.

2.2. SEDIMENTACIÓN
La sedimentación es un proceso físico de uso muy difundido en el trata-
miento de las aguas residuales. Puede utilizarse como p arte de un
tratamiento primario, o como una etapa del tratamiento secundario. El obje-
tivo de la sedimentación primaria es reducir la concentración de sólidos sus-
pendidos y la carga orgánica de un agua residual para facilitar los tratamientos
posteriores. La secundaria constituye un proceso importante para la clarifi-
cación del efluente de las unidades de tratamiento biológico y para el
espesamiento de los lodos orgánicos que se obtienen.
La sedimentación es efectiva para la remoción de sólidos suspendidos en la
medida en que la fuerza de gravedad que actúa sobre la partícula que se desea

53


remover es mayor que la resultante de las fuerzas de sustentación y la viscosa
que actúan sobre ella.

2.2.1. Tipos de sedimentación
Atendiendo a la naturaleza de los sólidos suspendidos y a su concentración,
la sedimentación puede clasificarse en:
Discreta,
floculenta,
retardada o por zonas y
por compresión.

2.22. Sedimentación discreta
En este tipo de sedimentación, característica de las suspensiones de arena,
cenizas y de carbón mineral entre otros, las partículas conservan su individuali-
dad y no cambian de tamaño, forma ni densidad, durante el proceso de sedimen-
tación. La velocidad de sedimentación solo depende de las propiedades del fluido
y de las partículas que se desean remover, y es constante durante todo el proce-
so de sedimentación.
La fuerza resultante que actúa sobre una partícula que se mueve a través de
un líquido en reposo puede calcularse:
Fr = Fe s d
(2.9)
donde:
Fr: Fuerza resultante.
Fe: Fuerza externa que propicia que la partícula se mueva hacia abajo.
Fs: Fuerza de sustentación hidráulica.
Fd: Fuerza de arrastre.
La fuerza externa, Fe, puede estimarse según:
Fe = m g (2.10)
donde:
Fe: Fuerza externa que actúa sobre la partícula, N.
m: Masa de la partícula, kg.
g: Aceleración de la gravedad, m s .
La fuerza de sustentación hidráulica puede ser calculada según:

Fs mg (2.11)
s

54


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

55


: Densidad del fluido, kg m .
s
: Densidad de la partícula, kg m .
Por otra parte, la fuerza de arrastre es función de la forma, tamaño y rugo-
sidad de la partícula, así como de su velocidad de sedimentación y de la densi-
dad y viscosidad del fluido:

CD A U 2
Fd (2.12)
2
donde:
CD: Coeficiente de arrastre (adimensional). Es función del número de
Reynolds para un tipo de partícula.
A: Área proyectada sobre un plano perpendicular a la dirección del movi-
miento, m2.
U: Velocidad de la partícula, m s .
De las ecuaciones (2.10), (2.11) y (2.12) puede obtenerse.

dU s CD A U 2
m mg (2.13)
dt s 2
En la ecuación 2.13 se ha expresado la fuerza resultante en función de la
dU
masa de la partícula y de su aceleración,
dt
La aceleración de la partícula en su movimiento de descenso a través del
seno del líquido puede obtenerse de la ecuación 2.13:

dU s CD A U 2
g (2.14)
dt s 2m
Durante el descenso, se llega a una velocidad a partir de la cual la acelera-
ción de la caída se hace igual a cero, y por tanto, la velocidad de sedimentación
es constante e igual a:
1
2
s m
U 2g (2.15)
s A CD
para partículas esféricas,

d2
A (2.16)
4

56


Teniendo en cuenta además que:
masa
s (2.17)
volumen
y que el volumen de partículas esféricas viene dado por:
1
V d3 (2.18)
6
La ecuación 2.15, para partículas esféricas se transforma en:
1
2
4 s
U g d (2.19)
3 CD
El valor U es la velocidad de sedimentación m s .
O sea, que la velocidad de sedimentación de una partícula esférica aislada
es función de su diámetro y densidad, así como de la viscosidad del líquido claro
en el que se encuentra suspendida, ya que, como fue mencionado, el coeficiente
de arrastre depende del número de Reynolds. Para emplear la ecuación (2.19)
se requiere conocer el valor del coeficiente de arrastre CD.

Fig. 2.8. Variación del coeficiente de arrastre con el NRe.
El régimen de flujo alrededor de la partícula puede ser laminar o turbulento.
En la región laminar prevalecen las fuerzas viscosas, mientras que en regiones
turbulentas predominan las fuerzas inerciales. Por tanto, la relación entre el
coeficiente CD y el número de Reynolds depende del régimen de flujo que pre-
valezca, según la figura 2.8.

57


Para partículas esféricas:
24 3
CD 0 ,44 (2.20)
N Re N Re
Cuando NRe
queda:
24
CD (2.21)
N Re
Para NRe entre 1 000 y 250 000 el valor de CD es relativamente constante e
independiente del número de Reynolds (figura 2.6).
CD = 0,4 (2.22)
Para NRe intermedios se cumple:
18 ,5
CD (2.23)
N Re0,6
El procedimiento normal de diseño de sedimentaciones para partículas dis-
cretas consiste en seleccionar una velocidad de sedimentación U de forma que
todas las partículas con velocidad superior o igual a U son removidas. La velo-
cidad de diseño puede calcularse mediante la ecuación (2.19) o ser obtenida de
pruebas experimentales. Las pruebas de sedimentación discontinua (a templa)
dan origen a curvas similares a la de la figura 2.9. En tales pruebas la interfase
sólido-líquido crece desde el fondo hacia arriba en la medida que mejora la
clarificación de la suspensión. En el tiempo t, puede suponerse que todas las
partículas que tengan mayor tamaño que la caracterizada por una velocidad de
Ho H
sedimentación de t
o t habrán sedimentado.

Fig. 2.9. Variación de la interfase sólido-líquido en la sedimentación a templa.

58


Si la turbidez del líquido sobrenadante o la suspensión contienen cantidades
despreciables de partículas más pequeñas que la caracterizada, el dato obtenido
en la prueba puede ser utilizado en el diseño del sedimentador.
Área del sedimentador
El área del sedimentador puede calcularse según:
Q 2
A m (2.24)
U
donde:
A: Área, m2.
Q: Flujo de sobrenadante, m3 s .
U: Velocidad de sedimentación seleccionada, m s .
Por otro lado, la velocidad de ascenso del líquido claro, también llamada
carga superficial es:
Q 3 2 1
V m m d (2.25)
A
De las ecuaciones 2.24 y 2.25 se concluye que en la sedimentación de par-
tículas discretas el diseño se basa en que la carga superficial V debe ser, teóri-
camente, igual a la velocidad de sedimentación U seleccionada.
En la discusión anterior se tomó en consideración una velocidad de sedi-
mentación límite, y la separación de la suspensión de aquellas partículas, que
con velocidades iguales o superiores a ellas, caen a través del líquido iniciando
su descenso a partir de la superficie. Sin embargo, al iniciarse la sedimentación,
considerando que las partículas están uniformemente distribuidas en todo el vo-
lumen, hay una cierta fracción de partículas que aunque tienen la velocidad de
sedimentación menor que U0 se encuentran a una altura tal, que alcanzan el
fondo al mismo tiempo o en un tiempo menor que las partículas seleccionadas
para el criterio de diseño.

Fig. 2.10. Sedimentación ideal de partículas discretas.

59


Hazen y Camp desarrollaron el concepto de tanque ideal para definir las
relaciones aplicables al diseño de sedimentadores.

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

60


cuando se selecciona como criterio de diseño la velocidad de sedimentación
U o será:
Xr
Up
X 1 Xr dX (2.27)
0
Uo

donde:
Xr): fracción de partículas con velocidad Uo .
Uo: velocidad seleccionada como límite.
Xr
Up fracción de partículas con velocidad menor que Uo y que son
dX : removidas.
0
Uo
Desde el punto de vista práctico, los sedimentadores están sujetos a efectos
de turbulencia, cortocircuitos de las corrientes y gradientes de velocidades. Por
tanto, nunca debe diseñarse considerando que la carga superficial es igual a la
velocidad de sedimentación seleccionada. Se recomienda que la carga superfi-
cial sea menor a la velocidad de sedimentación en un factor que pueda variar
entre 1,25 y 1,75 y el tiempo de retención incrementarse de 1,5 a dos veces.
Ejemplo 2.4
Al someter a prueba de sedimentación una suspensión con baja concentra-
ción de sólidos se obtuvieron los datos de la tabla 2.6.

Tabla 2.6. Datos de sedimentación obtenidos de una suspensión con baja
concentración de sólidos

Tiempo requerido para 70 120 230 460 630 880
sedimentar 1,5 m (min)
Fracción de partículas 0,46 0,40 0,28 0,12 0,06 0,02
que no sedimentaron en
el tiempo indicado

Determine el porcentaje de sólidos que se eliminarán por sedimentación si
se utiliza una carga superficial de 17,28 m3 m d en el sedimentador.
Por criterio se seleccionará una velocidad de sedimentación 1,5 veces ma-
yor que la carga superficial:
Uo = 0,3 · 10 m s = 0,03 cms
De la tabla que se brinda a continuación se puede calcular en cada caso la
velocidad de sedimentación experimental.

61


Tabla 2.7. Porcentaje de partículas y su velocidad de sedimentación

V 0,0357 0,0208 0,0109 0,0054 0,0040 0,0026
(cm s-1)
f 46 40 28 12 6 2

V: velocidad de sedimentación (cm s ).
f: porcentaje de partículas con velocidad de sedimentación menor o igual a
la indicada.
Con los datos de la tabla anterior se grafica el porcentaje de partículas con-
tra la velocidad de sedimentación (figura 2.12).

Fig. 2.12. Porcentaje de partículas vs velocidad de sedimentación para
el ejemplo 2.4.
Xr
1
X 1 Xr U p dX
Uo 0

Uo = 0,03 cms
De la figura, Xr = 45
Xr

U p dX A1 A2 A15
0

1
X 100 45 0,4735
0 ,03

X = 70,78 %

62


2.2.3. Sedimentación de partículas floculentas
Los sólidos suspendidos que generalmente se encuentran presentes en las
aguas residuales tanto de origen doméstico como industrial son ejemplos típicos
de partículas floculentas. También presentan características floculentas los
efluentes de los tratamientos biológicos que poseen relativamente una baja con-
centración de sólidos suspendidos.
Cuando la floculación ocurre, la velocidad de sedimentación de las partícu-
las se incrementa en la medida que van sedimentando, como consecuencia de la
asociación con otras partículas individuales o conglomerados de partículas. De
tal forma, la velocidad de sedimentación del flóculo que se forma es mayor que
la de las partículas individuales que lo constituyen, produciéndose una trayecto-
ria curvilínea como se ilustra en la figura 2.13.

Fig. 2.13. Sedimentación ideal de partículas floculentas.
Cuando está presente la floculación, en el diseño del sedimentador debe
tenerse presente no solo la carga superficial, sino además el tiempo de reten-
ción, ya que a medida que este último se incrementa, aumenta la formación de
flóculos y esto incide en la velocidad de sedimentación.
Teniendo en cuenta la influencia del tiempo de retención en la formación de
los flóculos, se dificulta un análisis matemático de la situación, y por tanto, se
hace necesario acudir a las pruebas de laboratorio para la estimación de los
parámetros que se requieren en el diseño de los sedimentadores.
Procedimiento de diseño
Las pruebas de sedimentación se efectúan mediante un procedimiento simi-
lar al empleado en los experimentos de sedimentación con partículas discretas.

63


En este caso las curvas de profundidad contra tiempo a las distintas concentra-
ciones tienen la forma que se muestra en la figura 2.14.

Fig. 2.14. Relaciones de sedimentación de partículas floculentas. Curvas
de isoconcentración.
Las curvas representan el porcentaje de remoción a cada profundidad y
tiempo, e indican la máxima trayectoria de la senda de la sedimentación para
cada concentración en específico, por ejemplo, 45 % de las partículas en sus-
pensión sedimentan a una velocidad promedio superior a 1,8 / 24 = 0,075 m /
min . Adicionalmente, hay otras fracciones de partículas que aunque tienen
velocidades inferiores a esta también sedimentarán.
La fracción de partículas que aun teniendo una velocidad de sedimentación
Up menor a la fijada U0 sedimenta, viene dada según la ecuación (2.27).
Up
Xr (2.27)
U0
Como se trabaja a un tiempo dado, esta relación de velocidades se convierte
en una relación de profundidades,
hp
Xr (2.28)
h0
Considerando la figura 2.12 y suponiendo que como promedio 87,5 % de las
100 75 h1
partículas sedimentan a una velocidad igual a h , 67,5 %
2 0

64


75 60 h2
tiene una velocidad de sedimentación igual a h , y así sucesiva-
2 0

mente, el porcentaje de partículas que sedimenta en veinticuatro minutos en un
sedimentador de 1,8 m de profundidad será:
h1 R1 R2 h 2 R2 R3 h3 R3 R4
R % (2.29)
h0 2 h0 2 h0 2
donde:
R1 = 100 % R3 = 60 %
R2 = 75 % R4 = 45 %
El procedimiento puede repetirse para distintos tiempos y obtener una rela-
ción entre la velocidad de sedimentación y el porcentaje de remoción.
Una vez que se llega al porcentaje de remoción de SS deseado, se estima la
carga superficial teniendo en cuenta que esta debe fijarse entre 1,25 y 1,75
veces menor que la velocidad de sedimentación. Así mismo, el tiempo de diseño
debe ser entre 1,5 y 2,0 veces mayor que el trabajado. De esta manera se
calcula el área del sedimentador y el tiempo de retención.
Ejemplo 2.5
Una suspensión floculenta que contiene 450 mgL de sólidos suspendidos
llena una columna de 3,0 m con salidas laterales cada 50 cm. A distintos tiempos
se toman muestras y se determina la concentración de sólidos suspendidos. Los
resultados obtenidos se muestran en la tabla que se adjunta. Determine el por-
centaje de remoción total de sólidos suspendidos que se obtendrá utilizando un
sedimentador de 2,75 m de profundidad trabajando con una carga superficial de
25 m3 m d .

Tabla 2.8. Porcentaje de remoción de SS a diferentes profundidades

Tiempo (min) 30 60 90 120 150 180
Profundidad (m) Concentración de SS (mg L-1 )
0,5 270 112 45 27 9 9
1,0 369 207 103 54 22 9
1,5 405 315 157 126 58 18
2,0 427 360 270 139 94 58
2,5 436 387 315 202 135 94
3,0 441 405 337 256 166 112

65


A partir de los datos anteriores se calcula, para cada tiempo y profundi-
d ad, el po r cen taje de r emoció n de S S y se tr azan las cu r v as d e
isoconcentración según la figura 2.16. para mayor facilidad del trazado pue-
de graficarse previamente el porcentaje de remoción contra tiempo para
cada profundidad (figura 2.15).

Fig. 2.15. Gráfico auxiliar para el trazado de las curvas de la figura 2.16.

Fig. 2.16. Relaciones de sedimentación. Curvas de iso-remoción. Ejemplo 2.5.
La carga superficial de diseño es 25 m3m d . Aplicando el factor 1,4, la
velocidad de sedimentación límite seleccionada será:
U = 1,4 · 25 = 23 md
= 0,024 m·min

66


Para una profundidad de 2,75 m el tiempo correspondiente será 111 min.

0,75 190 0,5 170 0,6 150 0 ,4 130
R %
3 2 3 2 3 2 3 2
0,5 100
78,29 %
3 2

2.2.4. Sedimentación por zona
La sedimentación retardada o por zona se presenta en suspensiones de con-
centración intermedia. Son características de este tipo de suspensión los flóculos
de aluminio de concentración comprendida entre 500 y 1000 mgL y los efluentes
de los tanques de aeración de los lodos activados.
En este tipo de sedimentación las interacciones entre partículas son lo sufi-
cientemente grandes como para que cada una mantenga una posición fija con
respecto a las restantes durante la caída.
En estos casos se aprecia una interfase generalmente muy bien definida
entre la masa de sólidos que sedimentan y el líquido claro sobrenadante, cuando
se realizan pruebas de probeta.4,5
La velocidad de sedimentación se define como la velocidad con que des-
ciende la interfase sólido-líquido. La velocidad de sedimentación disminuye con
el incremento de la concentración inicial aun cuando se trate de la misma sus-
pensión (figuras 2.17 y 2.18).

Fig. 2.17. Velocidad de sedimentación a diferentes concentraciones de
sólidos en suspensión.

67


La pendiente del tramo de velocidad de sedimentación constante en la curva
de la figura 2.17 es la velocidad de sedimentación a la concentración inicial.

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

68


El flujo másico por gravedad viene dado por:
Gs = U X (2.31)
donde:
X: concentración de sólidos suspendidos, kg m .
U: velocidad de sedimentación de los sólidos de concentración X mh .
Mediante experiencias en probeta, se puede obtener Gs a distintas concen-
traciones iniciales de la suspensión. Una curva típica de flujo debido a la grave-
dad, se muestra en la figura 2.19.
En la curva de Gs contra X se observa que tanto para bajos como muy altos
valores de concentración de sólidos suspendidos, Gs es pequeño. Para concen-
traciones intermedias (3-5 kgm ), el flujo de sólidos debido a la gravedad, al-
canza su valor máximo.
El flujo de sólidos debido al caudal de fondo es:
Gb = Uu X, kg m h (2.32)
Uu: Velocidad de extracción de fondo, m h .
Si se considera el caudal de extracción Qu en lugar de la velocidad de la
extracción, la ecuación 2.32 se transforma en:
Qu
Gb X , kg m 2h 1
(2.33)
A
donde:
Qu: Caudal extraído por el fondo, m3 h .
A: Área de sedimentación, m2.

Fig. 2.19. Flujo másico debido a la Fig. 2.20. Flujo másico debido
gravedad. a la extracción de fondo.

69


Para una extracción de fondo constante, el flujo de sólidos debido a ella
es directamente proporcional a la concentración de sólidos suspendidos (fi-
gura 2.20).
Teniendo en cuenta la ecuación 2.30, para unas condiciones dadas de ex-
tracción de fondo, pueden sumarse gráficamente los dos componentes del flujo
másico (Gs + Gb) (figura 2.21).
Para cualquier valor Q u que se seleccione, la curva de G t alcanza un
valor mínimo para cierto valor de concentración de sólidos. En la figura
2.21, la curva de flujo total, G t alcanza el valor mínimo G 1 para la concentra-
ción de X 1.
Este mínimo limita la velocidad a la cual los sólidos pueden alcanzar el
fondo del sedimentador, entonces, para asegurar que todo el sólido alcance
el fondo, la masa de sólido aplicada por unidad de área en el tiempo unitario,
o sea, G aplicado, debe ser menor o igual a G 1:
Gap £ G1 (2.34)
Si por cualquier razón la cantidad de sólidos que se alimentan al
sedimentador es mayor que el valor límite G 1, estos se acumularán en el
fondo del sedimentador, produciéndose un aumento paulatino de su nivel en
el fondo, que puede incluso llevar a la salida de sólidos por el sobrenadante.

Fig. 2.21. Flujo másico total.
La concentración del caudal de extracción de fondo se obtiene trazando una
recta paralela al eje x y que pasando por el mínimo de la curva de flujo, corte a
la recta Gb. Para la figura 2.21 esta concentración es Xr.

70


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

Fig. 2.22. Definición del punto de situación.

71


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

72


6. Haciendo uso de la ecuación (2.35), puede calcularse el área de sedi-
mentación.
Qt
A X
Gap 0
A: Área del sedimentador, m2.
Qt: Flujo total a la entrada del sedimentador, m3 h .
X0: Concentración de sólidos suspendidos en la corriente de entrada, kgm .
Gap: Flujo de sólidos aplicado, kg m h .
Velocidad de flujo del sobrenadante U0. En la figura 2.22 se traza la línea de
operación definiendo el punto de situación. La pendiente de la recta que une el
punto de situación con el origen (recta que define la línea del sobrenadante), da
el valor de la velocidad de flujo del sobrenadante.
Ejemplo 2.6
Se determinaron las características de sedimentación de una suspensión
que procede de un lodo activado. Las pruebas de laboratorio se realizaron para
un intervalo de concentración entre 1000 y 10000 mgL , obteniéndose la curva
de la figura 2.23.

Fig. 2.23. Cálculo del área de un sedimentador. Ejemplo 2.6.

73


Calcule la velocidad de flujo de sobrenadante máxima permisible si se desea
obtener una concentración de sólidos suspendidos en el fondo de 11 g L y la de
entrada es de 3000 mgL .
En la curva de la figura 2.23 se traza la línea de fondo a partir de X = 11 g L ,
y que sea tangente a la curva. El intercepto en el eje de ordenadas da el flujo de
sólidos límites, que será el aplicado, Gap = 7,3 kg2 h .
El área del sedimentador, en función del flujo de entrada será:
Qt
A 3 0 ,41 Qt m 2
7,3
en que Qt está dado en m3 h
para X0 = 3 gL se traza la línea de operación que intercepta a la línea de fondo
en el punto P.
La velocidad de flujo de sobrenadante es la pendiente de la línea OP
(figura 2.23).
U0 = 1,82 m3 m h
La velocidad del flujo del fondo será:
Gap
Uu 0 ,68 m3 m 2
h 1
Xr

2.2.5. Evaluación de la operación de sedimentadores
El punto de situación define el estado de operación del sedimentador, y
los cambios de las condiciones de trabajo se reflejan en la curva de flujo de
la manera que se ilustra en las figuras 2.24 a 2.26.
1. Una disminución del caudal de extracción del fondo hace rotar, en el
sentido contrario a las manecillas del reloj, la línea de fondo (figura 2.24),
disminuyendo el flujo de sólidos a aplicar, G ap , y aumentando la concen-
tración de sólidos en la extracción del fondo, X r.
2. Un aumento en el flujo de extracción del sobrenadante, hace rotar, en el
sentido contrario a las manecillas del reloj, la línea del sobrenadante y
mueve el punto de situación hacia arriba (figura 2.25), mientras que la
pendiente de la línea de fondo se mantiene constante.
3. Un aumento en la concentración de los sólidos que entran al sedimentador,
X0, mueve la línea de operación hacia la derecha y el punto de situación se
mueve a lo largo de la línea del sobrenadante. La línea de fondo pasa por el
nuevo punto de situación (figura 2.26).

74


Fig. 2.24. Variación del flujo de salida del fondo.

Fig. 2.25. Variación del flujo del sobrenadante.

Fig. 2.26. Aumento de la concentración de sólidos a la entrada.

75


De las situaciones anteriores es necesario destacar un aspecto impor-
tante relativo a la línea de fondo y su posición en la curva de flujo.6 Cuando la
línea de fondo:
1. Corta a la curva de flujo en un solo punto, se obtienen condiciones seguras de
trabajo.
2. Corta a la curva en un punto y es tangente a la misma en otro, prevalecen las
condiciones límites de operación.
3. Corta a la curva de flujo en dos puntos, existen condiciones de sobrecarga en
la operación.
Otra información que puede obtenerse sobre la operación del sedimenta-
dor al analizar las curvas anteriores es el relativo a los criterios de clarifica-
ción y espesamiento:
1. Cuando el punto de situación queda ubicado por debajo de la curva de flujo,
la clarificación del líquido sobrenadante está garantizada, y son las condicio-
nes de espesamiento las que controlan el proceso.
2. Cuando el punto de situación está en la curva de flujo prevalecen las condi-
ciones críticas para la clarificación.
3. Cuando el punto de situación está ubicado por encima de la curva de flujo,
tanto la clarificación como el espesamiento son ineficientes.

1 ECKENFELDER, W. W.: Principles of Water Quality Management, CBI, Pu-
blishing Co. EE.UU., 1980.
2 BENEFIELD, L. AND C. RANDALL: Biological Process Design for Wastewater
Treatment, prentice Hall Series in Environmental Sciences, EE. UU., 1980.
3 PATTERSON, J.W. AND J.P. MENEZ Inst.
Chem. Engrs. Env. Prog., vol. 3, no. 1, 1984.
4 ROBIND
Transaction Institute of Chemical Engineering, vol. 42, no. 158, 1964.
5 EKAMA, G. A.; Et al: Secondary Settling Tanks. Theory, Design and Opera-
tion, Sudafrica, 1984.
6 RITTMAN Environmental Science Tech-
nology, vol. 21, no. 2, 1987.

76

Oxidación Biológica. Nitrificación

CAPÍTULO 3
OXIDACIÓN BIOLÓGICA NITRIFICACIÓN

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

77


Fig. 3.1. Cadena alimentaria. Relación presa-depredador.
Esta biomasa a su vez sirve como fuente de nutriente y energía (presa) a
otros organismos que se alimentan de ella (depredador), y esta última es presa
de otro depredador. Cada transformación presa-depredador va acompañada de
intercambio y pérdida de la energía, aquella que se generó en la primera acción
de los organismos fotoautótrofos. Cuando las transformaciones son tales que la
energía contenida en el compuesto orgánico va reduciéndose, la vida de los
organismos heterótrofos también se reduce y se transforma en otras formas de
energía.
En el tratamiento biológico de aguas residuales no se permite que la cadena
de vida descrita anteriormente se desarrolle hasta sus últimas consecuencias,
sino que llegado a un punto, la biomasa portadora de la energía es separada
diariamente por procedimientos físicos.
Los organismos quimioautótrofos obtienen la energía de la oxidación de los
compuestos inorgánicos. En el campo del tratamiento de las aguas residuales
cobran especial importancia dentro de este grupo las bacterias nitrificantes. Estos
organismos son estrictamente aerobios y obtienen la energía de su acción oxidante
sobre el NH4+ y el NO2 .
En el tratamiento de las aguas residuales las bacterias nitrificantes cons-
tituyen un vínculo muy importante en la eliminación del nitrógeno del agua al
convertir el N-NH3 a N-NO 3 y posteriormente, por medios adecuados,
inducir a los organismos heterótrofos a utilizar el NO 3 en su metabolismo
de material carbónico. En esta acción el NO 3 es reducido a N2 que escapa
como gas.

3.2. METABOLISMO
Los microorganismos requieren de una fuente de energía y carbono para la
síntesis de nuevas células así como de nutrientes inorgánicos para sus diferen-
tes funciones.
El metabolismo es la combinación de un conjunto de transformaciones
bioquímicas necesarias para la síntesis celular (anabolismo) y la producción de
energía (catabolismo) que ocurren a través de procesos enzimáticos. De hecho,

78


los diferentes microorganismos pueden ser clasificados a partir de la forma en
que obtienen el carbono y la energía.
En el tratamiento biológico de aguas residuales la energía está presente
inicialmente en los compuestos orgánicos carbonosos y nitrosos. Esta se con-
vierte en otras formas con las consecuentes pérdidas de energía. La energía
carbonosa es asimilada por los organismos heterótrofos, quienes descomponen
los compuestos proteicos en sus constituyentes carbonosos y nitrosos. El amonio
obtenido es utilizado a su vez como fuente de energía por las bacterias nitrificantes.

3.2.1. Mecanismo para la obtención de energía
por los organismos
La reacción global involucrada en el metabolismo de los microorganismos
heterótrofos para la obtención de energía puede esquematizarse:
Compuestos microorgan ismos Nuevas
orgánicos O2 CO 2 H 2O células Energía

En detalle lo que ocurre es que las sustancias orgánicas son descompuestas
por la acción de los microorganismos dando lugar a la liberación de H+, CO2 y
electrones. Se dice, por tanto, que la sustancia se oxida.
Los electrones (e ) y el H+ liberados son transferidos a otra sustancia que,
por tanto, es la aceptora de e . Las reacciones de oxidación-reducción contem-
plan la transferencia de electrones de una sustancia reducida (donador de e ) a
una sustancia oxidada (consumidor de e ). El sustrato o alimento es la sustancia
donante.
El metabolismo heterótrofo utiliza los compuestos orgánicos como do-
nantes de e . En el autótrofo son los compuestos inorgánicos los donantes.
Por otro lado, el aceptor de electrones depende de que el proceso ocurra en
un medio aerobio, anóxico o anaerobio. Mientras que el oxígeno es el aceptor
último o terminal de la cadena oxidación-reducción en un medio aerobio, el
par nitrito-nitrato es el aceptor en medio anóxico y el CO 2 y SO4 lo son en
el anaerobio.
La cantidad de energía liberada durante el proceso de oxidación reducción
depende tanto del donante como del aceptor de electrones. Cuando el donante
es carbonoso y el aceptor final es el oxígeno, la energía liberada es relativamen-
te alta y 5 % mayor que cuando el aceptor1 es el NO2 o NO3 . La menor
cantidad de energía liberada corresponde al CO2 y SO4 como aceptores de
electrones.
Una fracción de la energía liberada durante los procesos descritos anterior-
mente es utilizada para la síntesis de nuevas células, y el resto está destinado a

79


satisfacer los requerimientos de la supervivencia y el desarrollo de la propia
célula (figura 3.2).
Cuando la materia orgánica es completamente oxidada a CO2 y el O2 es el
aceptor de e , la masa de oxígeno consumida da la medida estequiométrica de
los moles de e transferidos. De aquí, la capacidad de cualquier sustrato como
donante de e puede ser medida en términos de oxígeno requerido para oxidar la
materia orgánica a CO2, este es el fundamento de la DQO.
Aun cuando no es objetivo de este texto profundizar en las reacciones
metabólicas, se ha considerado oportuno esquematizar en la figura 3.3 las suce-
sivas etapas de oxidación reducción que ocurren desde que la materia orgánica
es inicialmente oxidada hasta que los electrones son transferidos hacia el último
aceptor.

Fig. 3.2. Energía liberada durante la oxidación del sustrato y su trans-
formación.
De acuerdo con el esquema de la figura 3.3, la energía almacenada en la
materia orgánica AH2 se libera durante la oxidación biológica por dehidrogenación
del sustrato mediante la acción del NAD (dinucleótido de nicotinamida y de
adenina). El FAD (flavin adenín-dinucleótido) es una flavoproteína que además
de transportar hidrógeno, es un intermediario entre las deshidrogenasas y los
citocromos para el transporte de electrones. Por su parte, los citocromos son
proteínas transportadoras de electrones que se encuentran solamente en las
células aerobias.
Como se aprecia en el esquema, se han representado tres puntos de produc-
ción de ATP (trifosfato de adenosina) a partir de ADP (difosfato de adenosina).
El ATP es el transportador de energía química más importante de las células de
todas las especies vivientes. A medida que el ATP transfiere su energía a otras

80


moléculas, se transforma en ADP. Este a su vez, acepta energía química de las
transformaciones que le preceden y se transforma nuevamente en ATP, ya sea
a expensas de organismos autótrofos o heterótrofos.

Fig. 3.3. Esquema de los procesos redox hasta la transferencia de elec-
trones al último aceptor. Metabolismo aerobio, anaerobio y anóxico.
De esta manera, las reacciones con el último aceptor y la energía asociada
a ellas pueden resumirse como se muestra a continuación:

(aerobio) AH2 + O2 CO2 + H2O + E1 (3.2)
(anóxico) AH2 + NO3 N2 + H2O + E2 (3.3)
AH2 + SO4 H2S + H2O + E3 (3.4)
(anaerobio) AH2 + SO4 H2S + H2O + E4 (3.4)
AH2 + CO2 CH4 + H2O + E5 (3.5)
AH2 + B BH2 + A + E6 (3.6)

81


donde:
E1 > E2 > E3 > E4 > E5 > E6
puede apreciarse además que la reducción del sulfato ocurre tanto en los
procesos anaerobios como en los anóxicos, aunque en los segundos se redu-
cen preferentemente los nitratos antes que los sulfatos.
El ATP y la actividad dehidrogenasa son los mejores indicadores de la biomasa
activa en los procesos de tratamiento biológico.2

3.3. BIODEGRADABILIDAD DE LAS AGUAS RESIDUALES
La purificación biológica puede ser aplicada efectivamente solo en aquellos
casos en los que el agua residual contenga compuestos orgánicos biodegradables.

3.3.1. Condición de degradación biológica de compuestos
orgánicos
Los compuestos orgánicos solubles presentes en aguas residuales pueden
ser clasificados en cuatro grandes grupos de acuerdo con su condición de de-
gradación biológica y toxicidad:
Compuestos biológicamente degradables y no tóxicos (sacáridos, aminoácidos,
ácidos grasos).
Compuestos biológicamente degradables, pero tóxicos a altas concentracio-
nes (fenol, formaldehído).
Compuestos no degradables biológicamente y no tóxicos (ácido húmico, áci-
dos lignosulfónicos, colorantes azo).
Compuestos no degradables biológicamente y tóxicos a bajas concentracio-
nes (pesticidas, DDT).
Un agua residual en la que todos sus constituyentes son biodegradables
no tóxicos o solamente tóxicos a altas concentraciones tiene una relación
DBO5 /DQO en el intervalo de 0,55-0,70. Esta relación es un buen indicador
de la posibilidad del tratamiento biológico de un agua residual dada. Mien-
tras más baja es esta relación, mayor será la proporción de compuestos no
degradables en el agua residual. Si la relación es 0,2 ó menor, se está en
presencia de un agua residual constituida, fundamentalmente, por compues-
tos no degradables por medios biológicos, en este caso, la purificación bioló-
gica sola no es suficiente.
Las causas por las que un compuesto puede ser no biodegradable son
diversas y no todas conocidas. Los compuestos constituidos por cadenas

82


alifáticas son degradables, sin embargo, el crecimiento de estas es disperso.
Crecimiento disperso de las cadenas alifáticas:

CH2 2 )X CH3 CH2 2)X CH3 CH3

SO3Na CH2 CH2-(CH2)-CH3
SO3Na
Degradable No degradable

Otra causa de no biodegradabilidad de un compuesto puede encontrarse
en la sustitución de un anillo aromático. Mientras que el 2,4-dinitrofenol pue-
de ser degradable biológicamente, la sustitución del grupo nitro de la posi-
ción cuatro a la seis hace al compuesto no biodegradable.
Sustituciones en el anillo aromático
OH
OH
NO2
O2N NO2

NO2
Degradable No degradable

En general, los compuestos de alta masa molecular y/o de estructura com-
pleja son no biodegradables o de difícil degradación. En estos casos, es más
aconsejable el empleo de métodos físico-químicos de tratamiento.
En la figura 3.4 se muestran los resultados obtenidos al analizar por
cromatografía de gel un agua residual antes y después de ser sometida a un
tratamiento biológico.3 En la parte (a) de la figura se aprecian dos picos que
caracterizan a compuestos de alta masa molecular (1) y compuestos de baja
masa molecular (2). En (b), puede observarse que después de un tratamiento
biológico, la curva que caracteriza a los compuestos de baja masa molecular ha
desaparecido, pero persiste la de aquellos de mayor masa molecular, y que no
son removidos mediante este tipo de tratamiento.
Los compuestos orgánicos remanentes en un agua residual que ha sido
sometida a un buen tratamiento biológico (DBO5 soluble 10 mgL ) son
fundamentalmente no biodegradables y fácilmente determinados con la DQO.
Estos compuestos pueden clasificarse en dos subgrupos (figura 3.5). El pri-

83


mer subgrupo está constituido por la fracción no biodegradable contenida en
el residual original y que pasa a través del tratamiento sin experimentar
ningún cambio (DQOND). Al segundo subgrupo pertenecen aquellos com-
puestos que son producidos por los propios microorganismos que realizan la
acción depuradora, como consecuencia de su metabolismo. Su concentra-
ción varía entre 1 y 5 % de la DQO que es removida.

Fig. 3.4. Curva de elusión de cromatografía de gel. a) Antes del trata-
miento biológico, b) después del tratamiento biológico.

84


Debe ser destacado que durante el tratamiento biológico solo se remueven
aquellos compuestos de relativa baja masa molecular.

DQOD + DQOND (0,01-0,05) DQOD + DQOND
Fig. 3.5. Clasificación de los compuestos de acuerdo con su biodegrada-
bilidad.

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

85


productos de reserva (polisacáridos, lípidos). Con posterioridad son utilizados
para la constitución de nuevas células.

Fig. 3.6. Mecanismo de la oxidación biológica.
No obstante que la producción de biomasa generalmente no es el objetivo
del tratamiento biológico de los residuales (aunque puede serlo en alguna situa-
ción particular), su formación en cierta cantidad es inevitable. En procesos
aerobios Mc Carty1 ha obtenido valores de rendimiento (Y) (biomasa produci-
da/DBO removida), que varían entre 0,30 y 0,51 para glucosa, anilina, lactato y
acetato. Por otra parte, Servizi y Bogan han presentado valores de rendimiento
4

5

muestran valores de este parámetro entre 0,37 y 0,46 para muchos compuestos
biodegradables.
Para los procesos anaerobios, como la producción de energía es menor,
también es menor la cantidad de esta que se dedica a la producción de biomasa.
En estos casos, el rendimiento apenas alcanza valores comprendidos entre 0,032
y 0,27.6

3.3.3. Sustrato exógeno y endógeno
Teniendo en cuenta que los compuestos orgánicos contenidos en el agua
residual sirven como fuente de energía a los microorganismos, son denominados
sustratos. Los sustratos se clasifican como exógenos (fuera de la célula
bacteriana) y endógenos (en el interior de la célula bacteriana).
Cuando el sustrato exógeno se agota, los microorganismos oxidan el
sustrato endógeno. En una primera etapa estos sustratos endógenos sirven
como material de reserva y cuando se agota, comienza la oxidación de las
proteínas. Si los microorganismos constituyentes de la biomasa se mantie-

86


nen durante un cierto tiempo sin sustrato exógeno, muchos de ellos morirán.
La masa remanente puede llegar a contener menos del 10 % en peso de
organismos vivos, y será relativamente estable a la descomposición poste-
rior. Este fenómeno es utilizado en la práctica para la estabilización aerobia
de los lodos.
La oxidación del sustrato exógeno puede ser descrita según la ecuación:

1 1 1
Cx H yO z X Y Z O2 X CO2 Y H2O (3.7)
4 2 2
La oxidación del sustrato endógeno puede representarse:
C5 H 7 NO 2 5 n O2 5 n CO 2 2 n H 2O n NH 3 (3.8)
La fórmula empírica C 5 H 7 NO 2 representa la composición media de
la materia volátil celular.7 Esta biomasa contiene 12,3 % de nitrógeno y
teóricamente requiere 1,42 g de oxígeno por cada gramo de biomasa
totalmente oxidado. Aunque la fórmula empírica anterior, de Hoover y
Porges, es la más difundida, hay muchas otras que también se utilizan. No
obstante en la práctica el equivalente de oxígeno de biomasa volátil varía en
el intervalo comprendido entre 1,3 y 1,5 gg .

3.4. CINÉTICA DEL CRECIMIENTO BIOLÓGICO
Y REMOCIÓN DE SUSTRATO
3.4.1. Crecimiento y multiplicación de microorganismos
Cultivo discontinuo de poblaciones puras de microorganismos
Cuando los microorganismos se ponen en contacto con un sustrato al cual
están bien adaptados, crecen y se multiplican.
Si se parte de presuponer que para el tiempo inicial t = 0 la concentra-
ción de microorganismos es X0, después de un cierto tiempo la concentración
inicial se duplica. El tiempo de duplicación, tg, es llamado tiempo medio de
generación. Después de transcurrido el tiempo de generación t = tg, los
microorganismos se duplican nuevamente. Esto puede demostrarse mediante
el esquema siguiente:
t=0 X0
tg 2X0 21 X0
2tg 4X0 22 X0
3tg 8 X0 23 X0
n tg 2n X0

87


Así para el tiempo t = ntg la concentración de microorganismos será:
t
X t 2n X 0 2 tg
X0 (3.9)
Aplicando logaritmos a la ecuación 3.9:

t
ln X t ln 2 ln X 0 (3.10)
tg
Escribiendo:
ln 2 0,69
tg tg (3.11)

Sustituyendo en la ecuación 3.10 se obtiene,
ln X t ln X 0 (3.12)
La ecuación 3.12 también puede escribirse:
t
Xt X0 e (3.13)
Conociendo el valor de se puede, mediante la ecuación 3.13, calcular el
valor de la concentración de microorganismos a cualquier tiempo t.
Diferenciando con respecto al tiempo la ecuación 3.13, se obtiene la ecua-
ción cinética general de crecimiento.
dX 1 dX
(3.14)
dt X dt
El término es denominado velocidad específica de crecimiento. A partir de
la ecuación 3.14 puede concluirse que solo depende del tiempo de generación,
tg, de un microorganismo dado. Sin embargo, esta conclusión es válida
solamente para altas concentraciones de sustrato.
Para bajas concentraciones de sustrato, se hace dependiente de la misma
de acuerdo con la bien conocida ecuación de Jacques Monod:
S
máx
KS S (3.15)

donde:
S: concentración de sustrato limitante (mgL ).
máx
: Velocidad específica de crecimiento máxima h .
KS: Constante de saturación (mgL ).
KS: VS = S para = ½ máx

88


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

89


Fig. 3.8. Relación entre max y KS para varios sustratos. 1. Glucosa
2. Sorbitol. 3. Sacarosa. 4. Histidina. 5. Galactosa. 6. Lactosa.
En la figura 3.8 se muestra que mientras mayor es el valor de KS mayor es
máx
. Sin embargo, hay compuestos para los que no se ha hallado correlación.
Tal es el caso, por ejemplo, de los ácidos acético y propiónico y la fenilalanina.
Por otro lado los ácidos glutámico y cérico muestran relaciones inversas.

Fig. 3.9. Relación entre y la concentración de sustrato para dos
microorganismos.
A modo de ejemplo de lo anterior puede citarse un caso extremo de un
cultivo formado por dos especies de microorganismos denominados por A y B
(figura 3.9), cuando se utiliza la lactosa como sustrato. La especie A tiene un
valor de máx = 0,2 h y KS = 1 mgL . Para la especie B estos valores son
respectivamente, 0,5 h y 50 mgL .

90


En la figura 3.9 puede apreciarse además que para bajas concentraciones
de sustrato la velocidad de crecimiento de la especie A es mayor que la de B.
Consecuentemente, la proporción de A en el cultivo será mayor que la
de B. Para concentraciones de sustratos cercanas a 35 mgL (punto de
intersección de ambas curvas), ambas especies alcanzan la misma velocidad
de crecimiento y su proporción en el cultivo mixto es la misma. A altas
concentraciones la especie B alcanza mayor velocidad de crecimiento, y
consecuentemente se encontrará en mayor proporción.
El significado práctico de esta conclusión teórica es que queda demos-
trada una de las formas en las que se puede inhibir o evitar el crecimiento
de algunos microorganismos indeseables en la unidad de tratamiento, por
ejemplo, los filamentosos en los procesos de lodo activado y lagunas
aereadas.

3.4.2. Cinética de la remoción de los compuestos orgánicos
de las aguas residuales mediante cultivos mixtos
Durante años se han desarrollado diferentes modelos matemáticos para
explicar el mecanismo de remoción de la DBO en los procesos de trata-
mientos biológicos. 8, 9
Todos estos modelos coinciden en que la velocidad de remoción de DBO
por unidad de biomasa ( DBO/SSV.t) es constante cuando se tienen valo-
res altos de la DBO. Esta velocidad específica de remoción de la DBO se
mantiene constante hasta que se alcanza un valor de concentración de DBO,
a partir del cual la velocidad de remoción se hace dependiente de la concen-
tración y decrece con ella.
Hay otros casos en los que ha quedado demostrado que la remoción de
sustrato (DBO ó DQO) sigue una cinética de orden cero, o sea, es indepen-
diente de la concentración de DBO ó DQO en todo el intervalo de concen-
tración. 10 Uno u otro comportamiento se debe a que el contaminante esté
constituido por una mezcla de sustancias o por una sola sustancia.
Para el estudio cinético de la remoción de la DBO es conveniente clasi-
ficar los sustratos como:
Sustratos de un solo componente que pueden ser transportados directa-
mente al interior de la célula.
Sustratos multicomponentes, constituidos por una mezcla de sustratos sim-
ples.

91


Sustratos de un solo componente
Como ya ha sido expresado, la remoción de sustrato de una solución, siem-
pre va acompañada de crecimiento de biomasa, existiendo una relación mate-
mática que vincula ambos fenómenos:
dX dS
Y (3.18)
dt dt
donde:
Y: Constante de rendimiento o de producción de biomasa (gg ).
A partir de la ecuación que describe el crecimiento de biomasa en función
de la concentración de sustrato,
dX S
m X
dt KS S
y de la ecuación 3.18, puede obtenerse:

dS m S
X (3.19)
dt Y KS S
en tratamiento de residuales es frecuente encontrar que KS S, y la ecuación
3.19 queda:
dS m
X (3.20)
dt Y
o también:
dS
KX (3.21)
dt
donde:

m 1
K d
Y
De acuerdo con la ecuación 3.21 los sustratos de un solo componente son
removidos siguiendo una cinética de orden cero con respecto a la concentración
de sustrato (figura 3.10).

92


Fig. 3.10. Variación de la concentración de DBO con respecto al tiempo,
para sustratos de un solo componente.

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

93


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

Fig. 3.11. Ejemplo teórico de remoción de sustratos multicomponentes.

94


Al considerar la velocidad de remoción inicial, que es constante para un
cultivo y mezclas de sustratos específicos, puede expresarse la velocidad en
función de número de componentes remanentes en relación con la situación
original.
Así:

m
r f (3.23)
M
donde:
M: Número de componentes inicialmente presentes.
m: Número de componentes individuales remanentes.
r: Velocidad de remoción relativa.
En general, lo que ocurre es que no se conoce el número de componentes
originalmente presentes, ni la ley que describe su remoción de la mezcla.
Suponiendo un número grande de componentes, puede sustituirse el número
de componentes por la concentración.
La función f expresa además, en alguna forma, el decrecimiento de la velo-
cidad de remoción causada por el número reducido de componentes y, por tanto,
la disminución de la concentración total de sustrato con el tiempo. Para reflejar
esto, un exponente similar al de orden de reacción puede utilizarse.
La ecuación cinética se puede expresar:
n
dS S X0 n
kn X 0 kn S (3.24)
dt S0 S0 n
donde:
S0: Concentración inicial de DBO ó DQO.
S: Concentración final de DBO.
X0: Concentración de biomasa.
kn: Velocidad específica de remoción de DBO.
La ecuación 3.24 también puede expresarse,
n
S
k (3.25)
X S0

V
Q

95


El modelo de velocidad de reacción representado por la ecuación 3.24 fue
inicialmente descrito por Grau y col.11 Aunque bastante general, el modelo cinético
de Grau no es más que otro de los muy diversos modelos que pretenden explicar
la cinética de los procesos biológicos de tratamiento de aguas residuales. Entre
muchos otros modelos descritos pueden ser citados el de Eckenfelder 12 y el de
Lawrence y McCarty. 13
La ecuación que responde al modelo cinético de Eckenfelder ha tenido un
uso muy difundido a través de los años. Originalmente formulada para una cinética
de primer orden con respecto a la DBO, ha sido posteriormente utilizada para
órdenes de reacción superior al primero,
dS n
K S X (3.26)
dt
donde:
n: Orden de reacción.

Fig. 3.12. Diferentes valores de la constante cinética K que se obtiene al
aplicar el modelo de primer orden de Eckenfelder a un agua residual de
DBO variable.
Otra forma de expresar la ecuación 3.26 es,

n
K S (3.26 a)
X
La mayor limitación del modelo de Eckenfelder radica en que para aguas
residuales cuya DBO es variable, se obtiene distintos valores de K en depen-
dencia de los valores de la DBO inicial (S0). Figura 3.12. Esta dificultad es
salvada en el modelo cinético de Grau.
Por otra parte, el modelo de Lawrence y McCarty es aplicable para cinética
de orden intermedio entre cero y primer orden,

96


dS S
km X (3.27)
dt KS S

S
km (3.27 a)
X KS S
Cualquiera que sea el modelo cinético que se desee emplear, debe compro-
barse en qué medida se cumple en el caso particular bajo estudio.

3.4.3. Cálculo de la constante de velocidad
Para estimar la constante de velocidad de remoción de DBO deben reali-
zarse corridas experimentales a diferentes tiempos de retención y conocer para
cada caso, la concentración de biomasa, medida como sólidos suspendidos volá-
tiles, así como la DBO inicial y final del proceso.
En el ejemplo 3.1 se ilustra el procedimiento de cálculo.
Ejemplo 3.1
Para determinar la constante del modelo cinético de Grau se realizaron
corridas experimentales en un reactor de 10 L con alimentación continua. Los
resultados obtenidos aparecen resumidos en la tabla 3.1.
Determine el valor de la constante asumiendo que la reacción de degrada-
ción es de primer orden con respecto a la DBO.

Tabla 3.1. Datos experimentales
Corrida Q S0 S X
Experimental
Ld-1 mgL-1
No.
1 13 900 63 7247
2 15 950 133 4126
3 30 1200 420 3151
4 30 1200 300 4959
5 40 1500 750 2500
6 60 1500 900 2582

De acuerdo al modelo de Grau:
S
k
X S0

97


S
vs
graficando
X S0 , puede obtenerse el valor de k de la pendiente de la
recta correspondiente.
Los datos de la tabla 3.1a se arreglan según:

Tabla 3.1.a. Transformación de la tabla 3.1
Corrida 1 2 3 4 5 6
0,15 0,30 0,75 0,55 1,20 1,40
X
S 0,07 0,14 0,35 0,25 0,50 0,60
S0

Se obtiene la recta de la figura 3.13 cuya pendiente es el valor de la cons-
tante k (k = 2,3 d ):

Fig. 3.13. Cálculo de la constante de remoción de DBO para el modelo
de Grau.

3.5. NITRIFICACIÓN-DESNITRIFICACIÓN
Es muy útil relacionar las concentraciones de nitrógeno con las de DBO. La
tabla 3.2 da algunos valores en dependencia del origen del agua residual. El
valor 0,2 puede considerarse representativo de este conjunto de datos. A falta
de disponer de análisis más precisos, puede ser adoptada esta relación como
buena para el cálculo de instalaciones de tratamiento. Generalmente la incorpo-
ración de aguas residuales industriales a las municipales, favorecen la disminu-
ción de esa relación.

98


Tabla 3.2. Relación N/DBO5 para diferentes tipos de aguas residuales

Procedencia N/DBO5
Municipal 0,17-0,20
Lecherías 0,05-0,04
Cervecerías 0,25
Papeleras 0,1-0.02
Centrales azucareros 0,1-0,2
Tintorerías 0,1-0,05

Formas del nitrógeno y su evolución
En las aguas residuales de origen doméstico, la forma más común en que se
presenta el nitrógeno es como nitrógeno orgánico (N-org) y nitrógeno amoniacal
(N-NH3). En esta agua los nitritos y nitratos aparecen generalmente en concen-
traciones casi siempre despreciables. La presencia de nitritos y nitratos en las
aguas residuales sin tratar casi siempre es debida a contaminación de origen
industrial. Cuando la concentración de N-NH 3 es elevada, se produce una ac-
ción inhibidora superior sobre un grupo de las bacterias nitrificantes, las
nitrobacterias, que sobre otro, las nitrosomonas.

forma orgánica y amoniacal y no incluye nitritos ni nitratos.
El nitrógeno orgánico puede ser inerte o degradable, con un orden de mag-
nitud del 12 % (10 % en suspensión y 2 % soluble) y 88 % respectivamente. Las
dos más importantes fuentes de contaminación nitrogenada son los vertidos de
proteínas y urea.
La fracción orgánica degradable se transforma, por acción enzimática, en
forma amoniacal, mediante el proceso conocido como amonificación. La cinética
de esta reacción es muy rápida para la urea, pero inferior para las proteínas.
Aun así, se puede considerar que al final del tratamiento no subsiste más que la
fracción orgánica inerte.
De lo anterior puede concluirse que, con el tratamiento por lodos activa-
dos, no es necesario conocer la proporción entre las formas orgánicas y
amoniacales. En cambio, en los sistemas de tratamiento del tipo cultivos
fijos (lechos bacterianos, discos biológicos, filtros, etc.), en los cuales el
tiempo de retención en el reactor es muy corto, puede no completarse la
amonificación y si puede cobrar importancia conocer la proporción en que
se encuentran el N-org y el N-NH 3.
El nitrógeno amoniacal procede de la amonificación del nitrógeno orgánico
que puede efectuarse en la propia red de colectores y que afecta a prácticamente
la totalidad de la urea y de los demás compuestos orgánicos fácilmente

99


degradabIes. Una parte de este nitrógeno se incorpora a la masa bacteriana en
la constitución de las células a través del proceso de asimilación.
Cuando las condiciones ambientales son favorables, en particular el tiempo
de retención de la biomasa y la temperatura, el nitrógeno llega a oxidarse a la
forma de nitrato en el proceso biológico aerobio identificado como nitrificación.
En un reactor anóxico algunas bacterias heterótrofas son capaces de con-
sumir oxígeno de los nitratos, los cuales se reducen liberando nitrógeno libre.
Este proceso se denomina denitrificación.
Todos estos procesos se representan en el diagrama de bloques de la
Figura 3.14.

Fig. 3.14. Ciclo del nitrógeno en el tratamiento.

3.5.1. Nitrificación
En el estudio de la nitrificación es importante diferenciar entre las funciones
de oxidación del carbono y del nitrógeno propiamente dicho. Ambos procesos
pueden llevarse a cabo en una sola etapa o en etapas separadas, tanto en siste-
mas de biomasa en suspensión como en lecho fijo.
En casi todos los procesos biológicos están presentes las bacterias
nitrificantes, sin embargo para que la nitrificación tenga lugar es necesario que

100


existan, entre otras cosas, condiciones adecuadas para el crecimiento de las
bacterias nitrificantes. En otro caso, prevalecerá el crecimiento de las bacterias
heterótrofas. La nitrificación se propicia disminuyendo la carga orgánica de los
procesos biológicos.
El N-NH3 es transformado en nitrito y nitrato por bacterias autotróficas
constituyendo el oxígeno requerido para esta oxidación, una demanda adicional
a la que posee la materia orgánica que es normalmente estabilizada durante los
tratamientos biológicos.
La primera etapa de la nitrificación tiene su origen en la acción de las bac-
terias Nitrosomonas, siendo las Nitrobacter las responsables de la transforma-
ción posterior del N-NO3 . Ambas reacciones de oxidación se representan a
continuación:
Nitrosomonas
NH 4 3/2 O 2 2H H 2O NO 2 (3.28)

Nitrobacte r
NO 2 1/2 O 2 NO 3 (3.29)
A partir de la estequiometría de estas ecuaciones puede deducirse que se
requieren 4,6 mg de oxígeno para la oxidación completa de cada mg de N-NH3.
Si se acepta que el efluente de un tratamiento secundario convencional po-
see aproximadamente una concentración de 25 mgL de N-NH3, esto tiene
como consecuencia una demanda de oxígeno al cuerpo receptor de 114 mgL
por concepto de la ulterior oxidación a NO3 . Si esta demanda se compara con
la que normalmente tienen estos efluentes (demanda carbonácea), aproximadamente
50 mgL , puede inferirse la importancia que posee el proceso de nitrificación,
su estudio y control.
La oxidación del nitrógeno amoniacal no tiene lugar de forma aislada, sino
que en realidad va acompañada de la síntesis de nuevas células además de
consumo de oxígeno. La síntesis de nuevas bacterias nitrificantes se expresa:14

15CO2 + 13 NH4+ (Nitrosomonas) 10 NO2 + 3 C5H7NO2 + 23 H+ + 4 H2O (3.30)
5 CO2 + NH4+ + 10 NO2 + 2 H2O (Nitrobacter) 10 NO3 + C5H7NO2 + H+ (3.31)
El rendimiento celular de estas reacciones está en el intervalo de 0,04 a
0,29 mg SSV (mg N-NH3) para las bacterias Nitrosomonas y de 0,02 a
0,084 mg SSV (mg N-NO2 ) para Nitrobacter.15
Suponiendo para estas dos reacciones respectivamente rendimientos de 0,15
mg SSV(mgN-NH3) y 0,02 mg SSV(mgN-NO2) puede plantearse:
55 NH4+ + 76 O2 + 109 HCO3 C5H7NO2 + 54 NO2 + 57 H2O +
+ 104 H2CO3 (3.32)

101


400 NO2 + NH4+ + 4 H2CO3 + HCO3 + 195 CO2 C5H7NO2 +
+ 3 H2O + 400 NO3 (3.33)
De las ecuaciones 3.32 y 3.33 puede obtenerse:

NH 4 1,83 O 2 1,98 HCO3 0,021C 5H 7 NO 2 1,04 H 2 O
(3.34)
0,98 NO3 1,88 H 2CO3
Dos conclusiones importantes se derivan del análisis de la ecuación 3.34. La
primera de ellas es que el N-NH3 requerido para síntesis es despreciable, 2 %,
con respecto al que se utiliza por las bacterias nitrificantes para la oxidación. La
segunda conclusión es que la nitrificación consume alcalinidad del medio,
requiriéndose 7,15 mgL como CaCO3 por cada mgL de N-NH3 oxidado,
valor que se ajusta al reportado por la literatura.16
Cinética de la nitrificación
Para los sistemas de biomasa en suspensión los factores que se apuntan
como incidentes en la nitrificación son:
Concentración de N - NH3 y N- NO2
Relación DBO5/NKT
Concentración de oxígeno disuelto
Temperatura
pH
Se ha demostrado que existe una relación directa entre la capacidad de
nitrificación en un determinado proceso y la relación DBO 5/NKT. Para valores
de este cociente entre 1 y 3, el porcentaje de bacterias nitrificantes en la biomasa
oscila entre 21 y 8,3 % respectivamente.
En los sistemas de lodo activado de tipo convencional, para los que la rela-
ción empírica DBO5/NKT es mayor de 3, el porcentaje de bacterias nitrificantes
es mucho menor de 8,3. En los sistemas de lecho fijo, tanto en los filtros
percoladores como en los biodiscos, también puede presentarse la nitrificación.
Temperatura
La temperatura ejerce una influencia importante sobre la velocidad de
nitrificación, aumentando esta última con el incremento de la temperatura del
medio. Esta influencia se refleja en las constantes asociadas a la cinética de la
nitrificación.
El intervalo de temperatura en el que ocurre preferentemente la nitrificación
es el comprendido entre 4 y 45 C, siendo 35 C la temperatura óptima para las
C para Nitrobacter.

102


En la tabla 3.3 se reportan valores de velocidad específica de crecimiento
de Nitrosomonas para tres temperaturas diferentes.

Tabla 3.3. Velocidad máxima específica de crecimiento para Nitrosomonas

Temperatura, C n,m
10 0,3
20 0,65
30 1,2

Para propósitos de diseño, una expresión aceptable del efecto de la tem-
peratura sobre la velocidad máxima específica de crecimiento para las
nitrosomonas es:

0,65 e 0 ,098 ( t 20 ) (3.35)
nm

Oxígeno disuelto
Generalmente la influencia de la concentración de oxígeno en la veloci-
dad de nitrificación ha sido objeto de controversias. No obstante, es acepta-
do, por evidencia experimental, que bajo determinadas condiciones se puede
obtener nitrificación completa aun a concentraciones de oxígeno tan bajas
como 0,5 mgL . Un estudio relativamente reciente para analizar la influen-
cia de diversos factores en la nitrificación ha sido reportado por Stenstrom y
Song. 17 En este estudio se concluye que:
Tanto para sistemas de biomasa en suspensión como para medio fijo, la
concentración de oxígeno que limita la nitrificación está en el intervalo
comprendido entre 0,5 y 2,5 mgL .
La concentración límite de oxígeno para la nitrificación en condiciones
estacionarias es función del tiempo de retención de la biomasa y de la
resistencia difusional al transporte de masa.
En la medida en que la concentración de oxígeno es menor, se requiere
mayor tiempo de retención de la biomasa para garantizar una completa
nitrificación.
Bajo condiciones transcientes de choques de carga orgánica, o de au-
mento de la resistencia a la difusión o competencia entre bacterias
heterótrofas y nitrificantes, la concentración límite de oxígeno puede ser
significativamente mayor que bajo otras condiciones.

103


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

104


Las condiciones que existen en el entorno cercano de los microorganismos
en la biopelícula, no son las mismas que para los sistemas de biomasa en
suspensión. En la biopelícula la concentración de sustrato varía con la pro-
fundidad a lo largo del espesor, y es significativamente menor que en el seno
del líquido. Siendo esto válido tanto para la concentración de oxígeno como
para la de nitrógeno amoniacal, la velocidad de nitrificación en biopelículas
es menor que la que podría esperarse tomando como referencia la concen-
tración de nitrógeno en el líquido.
El transporte de masa o resistencia difusional incide sobre la nitrificación de
la manera que se describe:
No es válida la suposición de que la etapa limitante de la nitrificación
sea la oxidación del nitrógeno amoniacal a nitrito.
Aumenta el tiempo de retención que se requiere para los sólidos.
Cambia la concentración límite de oxígeno para que ocurra la nitri-
ficación.
Investigaciones realizadas por Downing, Painter y Knowles1 8 concluyen que
la cinética de la nitrificación puede ser formulada en términos de la relación de
Monod.

dX n dNa (3.37)
Yn
dt dt

Na
y n nm (3.38)
Kn Na
donde:
Xn: Concentración de microorganismos nitrificantes (mgL ).
Na: Concentración de N-NH3 (mgL ).
Yn: Masa de organismos nitrificantes obtenidos por masa de N-NH3 utilizado.
n
: Velocidad específica de crecimiento de los organismos nitrificantes a la
concentración Na (mg Xn (mg Xn) d ).
Kn: Coeficiente de saturación para nitrosomonas (mgL N-NH3).
Está demostrado que la energía que liberada durante el proceso de conver-
sión de N-NH3 a N-NO2 es aproximadamente tres veces mayor a la corres-
pondiente a la transformación del N-NO2 a N-NO3 .19 O sea, se requiere producir
el triple de N-NO3 que N-NO2 para liberar una misma cantidad de energía.
Según Adams y Eckenfelder20 esta es la posible explicación al hecho de que
generalmente el N-NO2 se halla en bajas concentraciones en los efluentes de
los tratamientos biológicos.

105


Teniendo en cuenta que las Nitrobacter tienen una velocidad específica de
crecimiento mayor que el de las Nitrosomonas, la modelación de la nitrificación
puede considerarse como un proceso de una sola etapa, la limitante, que es la
conversión del N-NH3 a N-NO2 .21
Esta es la razón por la cual los diferentes términos definidos para las
ecuaciones 3.37 y 3.38 tienen como base el N-NH3.
La velocidad de crecimiento de las bacterias nitrificantes puede expresarse
como:

dX n (3.39)
n Xn
dt
Combinando las ecuaciones 3.37, 3.38 y 3.39 para explicar la velocidad de
crecimiento en función del consumo de N-NH3 se obtiene:

dNa 1 Na
nm Xn (3.40)
dt Yn Kn Na
O sea, que la velocidad de nitrificación es de primer orden con respecto a la
concentración de Nitrosomas, y de un orden intermedio con respecto a la con-
centración de N-NH3 .
La ecuación 3.40 puede escribirse de una forma equivalente si se define la
velocidad específica máxima de consumo de sustrato, Km

nm
Km (3.41)
Yn
Entonces la velocidad específica de consumo de sustrato puede expresarse:

Na
K Km (3.42)
Kn Na
y la velocidad de consumo de sustrato, o sea, de consumo de N-NH3 para el
proceso de nitrificación será:

dN a Na
Km Xn (3.43)
dt Kn Na
Se conoce que el valor de Kn a 20 oC es menor de 1 mgL .22
En la tabla 3.4 se presentan tres valores reportados en la literatura de velo-
cidades específicas de crecimiento y coeficientes de saturación para
Nitrosomonas, a 20 oC.
En aquellos casos en los que la concentración de N-NH3 tenga un valor
cercano a los 25 mgL o mayor, puede considerarse, desde el punto de vista
106


práctico, que la velocidad de nitrificación es de orden cero con respecto a la
concentración de N-NH3. Para Na Kn, la ecuación 3.41 se transforma en:

dN a (3.44)
Km X n
dt
o sea, la velocidad de nitrificación solo es función de la concentración de las
bacterias nitrificantes, su velocidad específica de crecimiento máxima y del ren-
dimiento celular.

Tabla 3.4.Velocidad específica máxima de crecimiento y coeficientes
de saturación para Nitrosomonas a 20 oC

nm Kn Referencia
-1
d-1 mgL N-NH3
1,32 3,6 22
0,84 1,0 23
1,62 0,6 24

Con el objetivo de llegar a conocer las condiciones a partir de las cuales
ocurre la nitrificación puede hacerse un balance de biomasa nitrificante (fi-
gura 3.15).

Fig. 3.15. Esquema para el balance en la etapa de nitrificación.

n Na
V nm XnV bn X n V X n Qw (3.4)
Kn Na
donde:
V: Volumen del reactor.

n : Velocidad de crecimiento de las bacterias nitrificantes.

nm
: Velocidad específica de crecimiento.

107


Xn: Concentración de las bacterias nitrificantes.
Na: Concentración de N-NH3.
bn: Constante de respiración endógena.
QW: Flujo de extracción de lodo.
Transformando la ecuación 3.45 se obtiene:

n Na Qw
nm X bn X n Xn (3.46)
K n Na n V
Considerando que:

V Xn
x
(3.47)
Qw X n
y que en condiciones de estado estacionario se cumple que
Xn
0

entonces, de la ecuación 3.46 se tiene que,

1
K n bn
x
Na (3.48)
1
nm bn
x

De la ecuación 3.48 puede afirmarse que: la concentración de nitrógeno
amoniacal en el reactor, y por tanto, en el efluente, es función de la edad del
lodo e independiente tanto de la concentración de amonio en el afluente Nai
como del coeficiente de rendimiento Yn .
El desarrollo anterior demuestra que la nitrificación no siempre está pre-
sente, sino que se requiere un valor de edad de lodo mínima para que ocurra.
Suponiendo valores típicos21 se obtiene la figura 3.16.
En la figura 3.16 se aprecia que para altas edades de lodo el valor del
nitrógeno amoniacal es pequeño, pues ha ocurrido la trasformación de la
forma amoniacal a N-NO2 y N-NO3 . Para edades de lodo, cercanas a 3,5
d, la concentración de Na se incrementa bruscamente. Si x 3,5 d, el valor
de N-NH3 aumenta hasta que se obtiene:
Na = Nai , que es la condición límite.

108


Fig. 3.16 Influencia de la edad del lodo en la nitrificación.
Desde el punto de vista cuantitativo el valor de edad de lodo por debajo del
cual no existe nitrificación se obtiene haciendo Na = Nai en la ecuación 3.48.
Teniendo en cuenta, que Na rara vez es menor de 20 mgL y que Kn 1,0 mgL ,
se cumple que:
Ko
1
N ai

Ko
Suponiendo que N 0 , lo que es válido desde el punto de vista práctico, y
ai

resolviendo la ecuación 3.48 para xm , se tiene que:

1
x, m
bn (3.49)
n,m

De aquí puede concluirse que aunque a los efectos pr ácticos,
generalmente se considera que para que ocurra nitrificación se requiere una
edad de lodo superior a tres días, esto no es absoluto, ya que la edad de lodo
mínima depende de la velocidad específica de crecimiento máxima de las
Nitrosomonas y de su coeficiente de respiración endógena. También a los
efectos prácticos, el valor del coeficiente bn puede asumirse despreciable en
la ecuación 3.49.
Esto explica el fenómeno de nitrificación que se ha reportado a valores de
edades de lodo de dos días en el tratamiento de residuales de pulpa y papel.22

109


Ejemplo 3.2
Calcular la velocidad máxima específica de crecimiento de las bacterias
nitrificantes bajo condiciones no limitantes de pH y oxígeno disuelto. Considere
una temperatura de 30 C.
Para propósitos de diseño puede utilizarse le ecuación 3.35:

n,m 0 ,65 e 0 ,098 t 20

n,m 0 ,65 e 0 ,098 30 20

mn,m = 1,73 d

Ejemplo 3.3
Determine el tiempo de retención celular de diseño (edad del lodo de diseño)
para que ocurra nitrificación.
En estado estacionario, la cantidad de sólidos que salen del sistema es nu-
méricamente igual a la que se produce. Por tanto, la relación entre la edad de
lodo mínima para que ocurra nitrificación y n será,
1
n,m bn n,neto
x,m

Asumiendo que bn = 0,
1
n,m
x,m

Para diseñar puede considerarse que la edad del lodo que debe tomarse
debe ser al menos 3,5 veces la edad del lodo mínima,

x,d 3,5 x,m

x,d 2d

Ejemplo 3.4
Considerando que la alcalinidad del medio en los ejemplos anteriores es
25 mgL como CaCO3, estime la que debe ser añadida para satisfacer la de-
manda exigida por la nitrificación.
Cada mg de N-NH3 al oxidarse a NO3 , consume 7,1 mg de alcalinidad.
Para determinar el N-NH3 que se oxida,

110


Na
n n,m
Kn Na

1
n 0,5 suponiendo que Kn 1,0
x ,d

Na
0,5 1,73 Na = 0,41 mgL
1 Na
La alcalinidad a consumirse durante la nitrificación es,
= 24,59 mgL
alcalinidad consumida 24,59 · 7,1 175 mgL
alcalinidad a adicionar 25 mgL

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

111


matación y, por consiguiente, tengan una mayor y mejor resistencia a las
agresiones del medio ambiente.
Muchos microorganismos presentes en los sistemas de lodos activados mu-
nicipales pueden llevar a cabo procesos de desnitrificación, aunque estos no se
hayan diseñado específicamente para ello. Su presencia se debe en parte a que
son organismos facultativos. O sea, que pueden utilizar indistintamente el oxíge-
no o el nitrato como último aceptor de electrones. Por otro lado las bacterias
desnitrificantes pueden también proliferar en sistemas aerobios, debido a su
habilidad para emplear el oxígeno molecular, y oxidar eficientemente la materia
orgánica.
La capacidad de ubicuidad de las bacterias desnitrificantes minimiza la ne-
cesidad de crear un ambiente con condiciones especiales para su subsistencia,
tal como ocurre con las nitrificantes.

3.5.2.1. Metabolismo de la desnitrificación
En la desnitrificación el nitrato y nitrito actúan como aceptores de electro-
nes en la cadena respiratoria, tal como lo hace el oxígeno en un medio aerobio.
El transporte a través de esta cadena es el mecanismo fundamental mediante el
cuál las células liberan energía.
En el sistema generalmente existe un mecanismo de autocontrol, de manera
tal que si hay oxígeno presente en el medio donde está teniendo lugar el proceso,
el oxígeno se utilizará preferentemente sobre el nitrato. En ausencia de oxígeno, el
nitrato será la especie que se favorecerá como aceptor final de electrones sobre
cualquier otro compuesto que pueda ser reducido, como por ejemplo el sulfato.
El mecanismo de control de las bacterias desnitrificadoras ocurre en dos
niveles:
Síntesis de las enzimas requeridas para la desnitrificación
Actividad enzimática propiamente dicho
Es conocido que son necesarias entre 2 y 3 horas para la síntesis enzimática
en cultivos puros cuando el hábitat de las bacterias es modificado de un medio
aerobio para uno anóxico. Sin embargo, estudios han demostrado que las enzimas
desnitrificantes pueden estar presentes aun cuando el medio no sea anóxico,
sugiriendo que el periodo de síntesis de las enzimas puede ser innecesario con
anterioridad al inicio de la desnitrificación.23
Por otro lado el oxígeno inhibe la actividad de las enzimas desnitrificadoras.
Para cultivos puros se ha reportado que a valores de la concentración de oxíge-
no de 0,2 mgL ya se aprecia inhibición.24 En lodos activados los valores
inhibitorios reportados están comprendidos entre 0,3 y 1,5 mgL .25

112


Generalmente la masa de agua que se desea desnitrificar necesita tener
suficiente materia orgánica que pueda ser utilizada como fuente de energía para
la masa biológica encargada de transformar el nitrato en nitrógeno gaseoso.
Cuando se carece de este contenido de materia orgánica, hay que utilizar una
fuente externa tal como el metanol, etanol o ácido acético, entre otros compuestos.

3.5.2.2. Cinética de la desnitrificación
La cinética de la desnitrificación puede ser expresada de modo similar a la
cinética de la nitrificación o de la oxidación de los compuestos orgánicos.
La ecuación de Monod es un medio útil para explicar los conceptos genera-
les del proceso de desnitrificación. Esta expresión frecuentemente es empleada
en aquellos casos en los que este proceso ocurre en reactores independientes y
se emplea el metanol como fuente de materia orgánica.
Cuando se concibe un solo reactor para que tengan lugar todos los procesos,
se dificulta el empleo de Monod debido a la heterogeneidad tanto del sustrato
como de la biomasa.
Como ya se expresó, existen casos en los que la velocidad de crecimiento
de las bacterias desnitrificantes puede representarse mediante la ecuación de
Monod:
D
D Dm
KD D (3.50)

donde:
D
: Velocidad específica de crecimiento de las bacterias desnitrificantes h .
D: Concentración N-NO3 (mgL ).
Dm
: Velocidad específica de crecimiento máxima h .
KD: Constante de saturación (mgL ).
Si KD D, entonces la ecuación anterior se transforma en una expresión
de orden cero con respecto a la concentración de nitrato,
mD = mDm (3.51)
Por el contrario, si KD D, se estará en presencia de una reacción de
primer orden,

Dm
D D (3.52)
KD

Como la velocidad de crecimiento de las bacterias desnitrificantes es similar
al de las heterótrofas, mucho mayor que el de las nitrificantes, el tiempo de

113


retención medio celular para prevenir el lavado de dichas bacterias del reactor
es mucho menor que el de estas últimas.
La velocidad de remoción de nitrato puede relacionarse con la velocidad
específica de crecimiento,

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

114


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

115


Teniendo en cuenta lo que representa en cuanto a costo la utilización de una
fuente externa de carbono para satisfacer los requerimientos energéticos de la
biomasa, en los procesos de desnitrificación suelen llevarse a cabo de manera
conjunta ambos procesos, nitrificación-desnitrificación, para aprovechar la fuente
de carbono existente en el agua residual.
Según se ha reportado, con este tipo de proceso secuencial se logran veloci-
dades de desnitrificación de hasta 0,2 kg N-NO (kg SSV·d) .
3

Ejemplo 3.5
Se producen diariamente 5000 m3 de un agua residual nitrificada. El efluente
del tanque de nitrificación contiene 30 mgL de N NO3 , 2 mgL de oxígeno
disuelto y 0,5 mgL de N NO2 .
Asumiendo que el efluente tiene un contenido máximo de N NO3 de
3 mgL y que la DBO5 no excede los 10 mgL , calcule el volumen del reactor
requerido para la desnitrificación.
S D
UD U Dm
KS S KD D
suponga que:
KS 25 mgL para DBO5
KD 0,1 mgL para N
Concentración de N-NO3 en el efluente = 3,0 - 0,5 = 2,5 mgL 1
2,5 10
UD 0,6 0 ,165 d -1
0,1 2,5 25 10

1
UD kdD , considerando k 0,07 d
dD
Dm

El tiempo de retención celular límite se calcula,
1
0,6 0 ,07 ; qDm = 10,52 d 1
Dm

Aceptando un factor de seguridad de 2, el tiempo de retención celular de
diseño será,
D, diseño
= 21 d 1
Mediante un balance de nitrógeno para el proceso de desnitrificación, se
obtiene una ecuación similar a la 3.42. A partir de ella puede obtenerse,

116


Q D0 D 1 k dD D,diseño
VX D,diseño Yn

Si X = 2 750 mgL 1 y Yn = 0,8,
V = 340 m3

1 MC CARTY, P. L.
in Water Poll. Res., vol. 2, Pergamon Press, EE. UU. 1964.
2 JORGENSEN, P.E., T. ERIKSEN, AND B. K. JENSEN:
wastewater and activated sludge by determination of ATP, Oxygen Utili-
Water Res., vol. 26, no. 11, 1992.
3 PÉREZ, J. Y C. MENÉNDEZ: Análisis cromatográfico de los residuales de pulpa y
papel antes y después de un tratamiento biológico, inédito, ISPJAE, Ciu-
4 SERVIZI, J.A. AND R. H. BOGAN:
Proceeding, ASCE, vol. 89, sa, vol. 3, no. 17, 1963.
5 ECKENFELDER, W.W. AND ONNOR: Biological Waste Treatment, Per-
gamon Press, Oxford, 1961.
6 BENEFIELD, L. AND C. RANDALL: Biological Process Design for Wastewater
Treatment, Prentice Hall Series in Environmental Sciences, EE. UU., 1980.
7 HOOVER, S. R. AND N. PORGES:
Sewage and Industrial Wastes, vol. 24, no. 3, 1952.
8 MCCABE, B.J. AND W. W. ECKENFELDER:
Water Poll. Control Fed., vol. 33,
no. 3, 1961.
9 WILSON, I. S.:
Proceding 1st International Conference Water Pollution Resear-
ch, Pergamon Press, London, 1962.
10 WOHRMAN, K.: Biological Treatment of Sewage and Industrial Wastes,
vol. I, Ed. Mc Cabe, EE. UU., 1956.
11 GRAU, P., M. DOHANYOS, AND J. CHUDOBA:
Water Res., vol. 9, no. 6, 1975.
12 ECKENFELDER, W.W.: Industrial Water Pollution Control, McGraw Hill,
USA 1966.
13 LAWRENCE, A.W. AND P.L. MCCARTY
San. Eng. Div.
96 (SA3), 1970.

117


14 VAN HAANDEL, A. C. AND G. R. MARAIS:
Research Report no. 42 Departament of Ci-
vil Engineering University of Cape Town, 1981.
15 PODUSKA, R. AND J. ANDREWS:
16 SHERRARD, J. H.:
treatment, Jour. Water Poll. Control Fed., vol. 48, no. 7, 1976.
17 STENSTROM Y S.S. SONG.:
no. 2, 1991.
18 DOMING, A., H. PAINTER, AND G. KNOWLES:
Journal of the Institute of Sewage Purification, vol. 4, no.
130, 1964.
19 MC. CARTY, P. L.: Stoichiometry of Biological Reactions Progress in Water
Technology, Pergamon Press, London, 1975.
20 ADAMS, C. E. AND W. W. ECKENFELDER:
Water Poll. Control Fed.,
vol. 49, no. 3, 1977.
21 HENZE , M., C. P. GRADY ET AL: IAWPRC Task Group on Mathematical
Modelling for Design and Operation of Biological Wastewater Treat-
ment, Final Report, 1985.
22 HALL, E. AND K. L. MURPHY:
Water Res., vol. 14, no. 2, 1990.
23 ARGAMAN, Y. AND A. BRENNE:
ves and process parameters for the single-sludge nitrogen removal Sys-
IAWPRC Specialized Seminar, Copenhagen, Den-
mark, August, 1985.
24 MENÉNDEZ, C.: Wastewater Treatment from the Pulp and Paper Industry,
Tesis de Doctorado, Instituto de Tecnología Química, Praga, 1986.
25 SIMPKIN, T.J. AND W.C. BOYLE:
Water Res., vol. 22, no. 2, 1988.
26 FOCHT, D.D. AND A.C. CHANG:
Adv. Appl. Microbiol, vol. 19, no. 1, 1975.
27 BURDICK, C.R., D.R. REFLING AND H.D. STENSEL:
Water Poll. Control Fed.,
vol. 54, no. 9, 1982.
28 CHRISTENSEN, M.H. AND P. HARRAMOES:
Water Tech., vol. 8, no. 2, 1977.
29 KUGELMAN, I. J. ET AL. Proc. of
the 1991 Env. Eng. Speciality Conf. Reno, NV. 1991.

118

Lodo Activado

CAPÍTULO 4
LODO ACTIVADO

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

119


proceso del lodo activado, que de otra forma tendría una concentración más
elevada de sólidos volátiles en suspensión.
Por otra parte, los hongos filamentosos constituyen microorganismos inde-
seables porque su presencia puede traer como consecuencia dificultades con la
sedimentación de la biomasa. Estos microorganismos pertenecen a los grupos:
Sphaerotilus, leptomitus, laucothrix, thiothrix, geotríchum, y otros.
La composición del lodo activado, en lo cuantitativo, depende de la compo-
sición del sustrato que le sirve de alimentación y de los parámetros tecnológicos
del proceso: tiempo de retención hidráulico, tiempo de retención medio celular,
(edad del lodo) y la remoción específica de sustrato (carga de lodo).
De acuerdo con su facilidad de sedimentación, los lodos pueden clasi-
ficarse en:
Floculentos.
No floculentos.
Abultados.
Un breve análisis de las características fundamentales de cada uno de estos
tipos del lodo arroja los siguientes resultados:

4.1.1. Lodos floculentos
En condiciones óptimas del proceso, el lodo activado forma buenos flóculos
de fácil sedimentación. La formación de buenos flóculos no es necesariamente
una condición para una alta eficiencia en la remoción de los compuestos orgáni-
cos solubles presentes en un agua residual. Sin embargo, cuando se desea tener
un lodo denso para su recirculación, y un efluente claro, se requiere que el lodo
activado forme buenos flóculos.
El mecanismo de la biofloculación no es totalmente conocido. La teoría más
razonable supone que el flóculo se forma debido al efecto de polímeros
extracelulares de la población bacteriana.1
Desde el punto de vista práctico es importante tener presente los parámetros
tecnológicos ya mencionados, bajo los cuales se forma un lodo con buenos flóculos
y con buena sedimentación.

4.1.2. Lodos no floculentos
En ocasiones hay condiciones de trabajo bajo las cuales los microorganismos
que constituyen el lodo no forman aglomeraciones, y por tanto, no se logran
flóculos sedimentables. Las bacterias permanecen dispersas y mantienen su
individualidad.

120

Lodo Activado

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

Fig. 4.1. Influencia de la edad del lodo sobre la dispersión de los sólidos.

Fig. 4.2. Relación entre el índice volumétrico del lodo (IVL) y la veloci-
dad de sedimentación.

121


La pérdida de la propiedad de formar flóculos de un lodo puede deberse a
causas temporales, de forma que cuando cesa la causa el lodo recupera la capa-
cidad perdida. Este trastorno temporal puede deberse entre otros, a cambios
bruscos en el pH, alcalinidad o temperatura del agua. La de-floculación de ca-
rácter permanente responde a otras causas, como la falta de algún nutriente o la
presencia de sustancias tóxicas.

4.1.3. Lodos abultados
El abultamiento de los lodos trae como consecuencia malas propiedades de
sedimentación. Desde un punto de vista eminentemente práctico, las caracterís-
ticas de sedimentación y espesamiento de los lodos activados se expresan en
términos del índice volumétrico del lodo (IVL). En la medida que el valor del IVL
sea mayor, las características de sedimentabilidad de los lodos serán menores.
De acuerdo con el índice volumétrico del lodo estos pueden clasificarse en:
Lodos normales IVL 100 mLg
Lodos ligeros IVL
Lodos abultados IVL 200 mLg
Aunque la clasificación de los lodos de acuerdo con el índice volumétrico se
corresponde con el comportamiento que usualmente presentan estos, debe te-
nerse también presente que el valor de este indicador es función de la concen-
tración de los lodos.5
En la figura 4.3 puede apreciarse que esta dependencia es más significativa
a medida que el índice volumétrico del lodo es mayor.

Fig. 4.3. Efecto de la concentración del lodo sobre el IVL.

122

Lodo Activado

El abultamiento puede ser filamentoso o no filamentoso. Las causas de
este último no son muy bien conocidas. Por otro lado desde el punto de vista
práctico este tipo de abultamiento no origina grandes problemas.
La causa del abultamiento debido a los organismos filamentosos puede
estar tanto en las características de las aguas residuales como en los
parámetros tecnológicos.
La existencia de alta carga es generalmente propicia para el crecimiento
de bacterias formadoras de flóculo, tal como existe en los reactores conoci-
dos como Selectores, desarrollados inicialmente por Chudoba. 6
La carga en los selectores puede ser tal alta como 12-20 kg DBO kg
SSVLM d . 7 No obstante, Kappeler y su mujer han reportado buenos re-
sultados del selector con cargas inferiores a esas. 8

4.1.3.1. Características de las aguas residuales
El abultamiento de los lodos se observa con más frecuencia en el trata-
miento de aguas residuales que contiene una alta concentración de sacáridos.
El desbalance nutricional puede traer como consecuencia el crecimiento fuera
de control de algunos microorganismos filamentosos. Esto se ha apreciado,
por ejemplo, en residuales con déficit de fósforo.9

4.1.3.2. Parámetros tecnológicos
La presencia de microorganismos filamentosos es más frecuente en los
sistemas de baja carga del lodo que en los de alta carga.
Por otra lodo, en reactores de flujo de pistón (poca mezcla longitudinal y
alto gradiente de concentración de sustrato), el crecimiento de microorga-
nismos filamentosos es más adverso que en reactores completamente mez-
clados. Este fenómeno ya fue discutido con anterioridad.

4.2. PARÁMETROS BÁSICOS
Hay una serie de parámetros del proceso del lodo activado, que por su
importancia pueden ser denominados básicos, que deben quedar claramente
definidos antes de trabajar con las expresiones matemáticas de este trata-
miento. Para la definición de los parámetros básicos se toma como referen-
cia el diagrama de la figura 4.4.

123


Simbología
1. criba So: DBO ó DQO afluente
2. desarenador S2: DBO ó DQO efluente
3. sedimentador primario X: concentración de lodo en el TA
4. tanque de aereación (TA) Xr: concentración de lodo en la
5. sedimentador secundario recirculación
6. recirculación de lodo X2: concentración de lodo en el
7. afluente al TA efluente
8. lodo a digestión Qw: flujo de exceso de lodo
Qr: flujo de recirculación

Fig. 4.4. Esquema de tratamiento.

4.2.1. Tiempo de retención hidráulico
El tiempo de retención hidráulico viene dado por la relación entre el volumen
efectivo del reactor y el flujo o caudal de entrada a él.
Cuando no hay recirculación:
V
(h ó d) (4.1)
Q0
Cuando existe recirculación Qr :

V
m (h ó d) (4.2)
Q0 Qr

124

Lodo Activado

4.2.2. Relación de recirculación
Qr
R (4.3)
Q0
El tiempo de retención hidráulico puede ser expresado en función de la rela-
ción de recirculación:
V
m h ó d (4.4)
Q0 1 R

4.2.3. Carga volumétrica
Se denomina carga volumétrica a la masa de sustrato que se aplica, expre-
sado como DBO o DQO, por unidad de volumen del tanque de aereación, en la
unidad de tiempo.
La carga volumétrica, también llamada en ocasiones carga orgánica, no es
más que el flujo másico de DBO ó DQO por unidad de volumen efectivo del
reactor.
Q0 S0 S0
Bv kg m 3d 1
(4.5)
V
ó (4.6)

Las ecuaciones 4.5 ó 4.6 se utilizarán dependiendo de si hay o no recirculación.

4.2.4. Razón de carga volumétrica
La razón de carga volumétrica es un parámetro que puede asociarse, en un
sentido físico, con la velocidad másica de remoción del sustrato por unidad de
volumen efectivo del tanque de aereación.
Q0 S0 S2
Bv kg m 3d 1
(4.7)
V
o sea,
S0 S2
Bv kg m 3d 1
(4.8)

125


4.2.5. Carga de lodo
Se conoce bajo la denominación de carga del lodo al flujo másico de sustrato,
ya sea DBO o DQO que se aplica al tanque de aeración, por unidad de sólido
orgánico en el lodo.
Q0 S0
Bx kg kg 1d 1
(4.9)
VX
Combinando las ecuaciones 4.9 y 4.5, se obtiene la ecuación 4.10, que es
otra forma de expresar la carga del lodo:
Bv
Bx (4.10)
X
Cuando se utiliza la recirculación, la carga del lodo puede calcularse según:
Q0 Qr Sm
Bx kg kg 1d 1
(4.11)
VX

4.2.6. Razón de carga de lodo
Este parámetro también se conoce como la relación F/M (alimento/microor-
ganismo), y en esencia no es otra cosa que la remoción específica de la DBO o
DQO.
Q0 S0 S2
Bx kg kg 1d 1
(4.12)
VX
La ecuación 4.12 puede expresarse de forma más sencilla:
S0 S2
x kg kg 1d 1
(4.13)
X
o también, combinando las ecuaciones 4.13 y 4.7:
Bv
x kg kg 1d 1
(4.14)
X

4.2.7. Edad del lodo
El tiempo de retención medio celular (TRMC) o edad del lodo es hoy día el
parámetro más importante de los utilizados para el control de los procesos del
lodo activado.
126

Lodo Activado

La edad del lodo puede calcularse a partir de la relación que existe entre la
masa del lodo que está presente en el sistema y la masa del lodo que se extrae
diariamente.
VX G
x
X w Qw X 2 Q0 Qw (4.15)

donde:
G: Masa del lodo en el sedimentador secundario y en las tuberías. General-
mente no se comete mucho error si se supone que G = 0
Si los lodos del proceso forman buenos flóculos y poseen buenas propie-
dades de sedimentación, puede suponerse que la cantidad del lodo o biomasa
que se pierde en el sobrenadante del sedimentador secundario es desprecia-
ble cuando se compara con la que se extrae por la corriente Qw:
X 2 Q0 Qw X w Qw (4.16)
Cuando se está en presencia de lodos no floculentos, la pérdida de biomasa
en el sobrenadante del sedimentador secundario puede ser apreciable, pudiendo
llegar hasta 40 y 60 % del lodo total que se extrae, y no puede obviarse la
pérdida del lodo por este concepto.
En el caso en que las condiciones de los flóculos son tales que se cumple la
expresión 4.16, se tiene que:
VX
x
Qw X w (4.17)

Por otro lado, si la extracción del lodo se realiza directamente del tanque de
aeración:
X Xw
la ecuación 4.17 se transforma:
V
x (4.18)
Qw
Un aspecto importante a tener en cuenta es que en aquellos casos en los
que no exista recirculación, se cumple que el tiempo de retención medio celular
es igual al tiempo de retención hidráulico.
x
= cuando R = 0 (4.19)

127


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

128

Lodo Activado

2. Una remoción, relativamente lenta, de los compuestos orgánicos solu-
bles. Esta acción, que es debida a la actividad de microorganismos, da
lugar a la formación de productos finales oxidados, CO 2 y H2 O y a la
síntesis de nuevos microorganismos, constituyentes de la biomasa.
3. Oxidación del amoníaco a nitrato por los organismos nitrificantes.
4. Oxidación de la biomasa obteniendo como producto final CO2 , NH 3 ,
H 2 O y fósforo. Adicionalmente se obtiene un residuo no biodegradable,
constituido tanto por sustancias que con estas características forman
parte de la biomasa, como por una fracción contenida en el afluente, y
que pasa a través del tratamiento sin alteración, según lo discutido en el
epígrafe 3.3.1.

Fig. 4.5. a) Remoción de DBO. b) Biomasa. c) Oxígeno utilizado.
d) NH3. E: NO3.
En los últimos sesenta años se han desarrollado numerosas modificaciones
al proceso del lodo activado. En la tabla 4.1 se reportan algunas de las caracte-
rísticas más importantes de estas modificaciones.

129


Tabla 4.1. Diferentes variantes del proceso del lodo activado (los parámetros
de carga están expresados como DBO5 y sólidos suspendidos
volátiles, SSV)

Variantes Bv Bx x
(kg·m-3·d-1) (kg·kg-1d-1) (d) (h)
Sistemas de baja carga 0,1-0,3 0,05-0,10 25 24-72
Sistemas de carga 0,5-1,5 0,2-0,5 3-15 4-12
media
Estabilización por
contacto
Sistemas de alta carga 1,5 0,5 3 1-2
Lodo activado en dos
etapas:
Primera etapa 10 1-2 1 1
Segunda etapa 0,5-1,0 0,2-0,5 3-15 4-6

4.3.1. Sistemas de baja carga
Estos sistemas son diseñados para tratar pequeños volúmenes de aguas
residuales de origen doméstico o industrial, siempre que no sobrepasen los
7000 m3 d .
Los sistemas de baja carga requieren una edad del lodo alta, veinticinco
días o más, para promover la oxidación de la biomasa que se produce duran-
te la síntesis. Teóricamente la pequeña cantidad del lodo que se produce en
estos sistemas está constituida fundamentalmente por sustancias no
biodegradables. Debido a que los sistemas de baja carga por lo común no se
diseñan con sedimentación primaria, en el tanque de aereación existirá una
mezcla del lodo primario y biomasa.
Como el proceso de estabilización aerobia de los lodos es lento, el tiem-
po de retención hidráulico debe ser también mucho mayor que el requerido
para la remoción de los constituyentes orgánicos solubles y coloidales del
agua residual.
En la práctica estos sistemas, conocidos comúnmente como de aeración
extendida, se diseñan como unidades compactas (figuras 4.6 y 4.7) o como
canales de oxidación (figura 4.8).

130

Lodo Activado

Fig. 4.6. Esquema de unidad compacta del lodo activado. Aereación
extendida. 1: afluente. 2: efluente, 3: sección de aereación. 4: sedimen-
tación y recirculación interna de lodo.

Fig. 4.7. Esquema de unidad compacta. Aereación extendida.

Fig. 4.8. Canal de oxidación. Variante de aereación extendida.

4.3.2. Sistemas de carga media
Estos son los sistemas del lodo activado más frecuentemente empleados
y pueden diseñarse con régimen de flujo de pistón o de mezcla completa.

131


Los sistemas de flujo a pistón tienen un diseño de tanque de aereación lla-
mado corredor. Sus dimensiones varían dentro de los siguientes límites:
Ancho: (4-12) m
Profundidad: (4-6) m
Longitud: (20-120) m
Los sistemas de mezcla completa tienen la ventaja de amortiguar los efec-
tos de las variaciones de las concentraciones de entrada al tanque de aereación
y disminuir, dentro de ciertos límites, las posibles consecuencias de la presencia
de sustancias tóxicas.
Entre los sistemas de carga media se destacan el convencional, la aereación
escalonada, la dosificación gradual y la estabilización por contacto.
Sistema convencional
El proceso que ocurre en un sistema convencional tiene cuatro etapas:
1. Sedimentación primaria para la remoción de las sustancias orgánicas y sóli-
dos inorgánicos sedimentables cuando están presentes en el agua residual.
2. Aeración de la mezcla de agua residual y biomasa activa (licor mezclado).
3. Separación del lodo por sedimentación.
4. Recirculación nuevamente a la etapa de aeración de una fracción del lodo
separado en la tercera etapa (figura 4.9).

Fig. 4.9. Variante del esquema de un lodo activado convencional.

Aeración escalonada
Cuando se emplean reactores de flujo de pistón en el tratamiento de aguas
residuales, la demanda de oxígeno es variable a lo largo de toda su longitud.
Si el suministro del oxígeno es uniforme, puede quedar en defecto a la entra-
da del tanque de aeración y en exceso a la salida (figura 4.10.a).
Con el objetivo de suministrar en cada momento el oxígeno requerido para
satisfacer la demanda, surgió la variante de la aereación escalonada (figura
4.10.b).

132

Lodo Activado

Fig. 4.10. Relación demanda-suministro de oxígeno. a) Flujo de pistón.
b) Aereación escalonada. c) Dosificación gradual. d) Mezcla completa.

Fig. 4.11. Diferentes variantes del lodo activado. a) Sistema convencio-
nal. b) Dosificación gradual. c) Aereación escalonada.
d) Estabilización por contacto.
1. Sedimentador primario. 2. Tanque de aereación.
3. Sedimentador secundario. 4. Entrada de aire.

133


Dosificación gradual
Esta variante es conocida como sistema Gould. Para uniformar la carga
aplicada y la velocidad de consumo de oxígeno a lo largo del tanque de
aereación, se dosifica la alimentación, introduciéndola por varios puntos a lo
largo de la longitud del tanque (figura 4.11).
El tanque de aereación se divide por medio de deflectores en tres o más
cámaras conectadas entre sí en serie.
El lodo que se recircula se introduce en la primera de las cámaras.
Este proceso se opera de acuerdo con un régimen hidráulico de flujo a
pistón y el sistema de aereación es a base de difusores. De esta manera se
logra una eficiencia de remoción entre 85 y 95 %. 10
Estabilización por contacto
Cuando el agua residual tiene una alta concentración de contaminantes
en forma suspendida no sedimentable y en forma coloidal, puede obtenerse
una buena eficiencia en la remoción por adsorción en el lodo bien aereado y
previamente estabilizado.
Esta variante del lodo activado se basa en el postulado de que la elimina-
ción de la DBO tiene lugar en dos etapas. La primera es la fase de adsorción
ya mencionada, llamada fase de contacto y la segunda, fase de oxidación,
en la que se lleva a efecto la asimilación metabólica de la materia orgánica
(figura 4.11.d).

4.3.3. Sistemas de alta carga
Estos sistemas se diseñan raras veces debido a que con una eficiencia
de remoción entre 60 y 75 %, producen un efluente de características
comúnmente poco deseables debido a que no están adecuadamente
estabilizados, y que generalmente, el lodo no presenta buenas propiedades
de floculación.
Comúnmente los sistemas de alta carga se utilizan en dos etapas. La
primera de las etapas para este tipo de sistema opera con elevada carga
(Bv = 10 kg m d , Bx d ) y la segunda de las etapas tiene
características de cargas similares a la de los sistemas convencionales
(figura 4.12).
Los sistemas de alta carga son utilizados fundamentalmente en el tratamien-
to aerobio de residuales industriales de alta DBO.

134

Lodo Activado

Fig. 4.12. Proceso del lodo activado en dos etapas.

4.4. APLICACIÓN DE LOS MODELOS CINÉTICOS
Los modelos cinéticos que describen la remoción de los compuestos orgáni-
cos pueden ser utilizados con buena efectividad en la predicción de la eficiencia
de los procesos del lodo activado.

4.4.1. Sistemas de flujo de pistón
Para sistemas discontinuos (a templa) o continuos a flujo de pistón, la ecua-
ción 3.24 puede expresarse:
S t
dS X0
kn dt (4.20)
S0
Sn S0
n
0

donde:
X0: Concentración inicial de biomasa (mgL ).
S0: DBO inicial (mgL ).
S: DBO en el instante t (mgL ).
kn: Constante de velocidad de remoción.
Si la reacción es de orden cero (n = 0), la ecuación 4.20 integra:
S0 S k0 X 0 t (4.21)
Por tanto, la fracción removida viene dada por:
S0 S X0
k0 t (4.22)
S0 S0
Para primer orden (n = 1), de la ecuación 4.20 se obtiene:

S X0
exp k1 t (4.23)
S0 S0

135


S0 S X0
y 1 exp k1 t (4.24)
S0 S0
Para segundo orden (n = 2):

S 1
S0 X0
1 k2 t (4.25)
S0

X0
k2 t
S0 S S0
y S0 X (4.26)
1 k2 0 t
S0

Las unidades de la constante de velocidad de remoción en cada caso son:
k0: gg h .
k1: Lg h .
k2: L g h .

4.4.2. Sistemas de mezcla completa
En los sistemas completamente mezclados, la concentración de salida es
prácticamente igual a la concentración del sustrato soluble remanente en el tan-
que de aereación.
Para obtener la expresión que permita predecir la eficiencia de remoción en
sistemas completamente mezclados se requiere de un balance de sustrato alre-
dedor del sistema (figura 4.13):

Fig. 4.13. Variante de esquema de un reactor de mezcla completa.

136

Lodo Activado

n
dS Q0 S0 S Q0 S
kn X (4.27)
dt V S0 V

dS
en estado estacionario 0 , y la ecuación 4.27, queda:
dt
S0 S X n
kn S 0 (4.28)
S0 n
donde:
V
d
Q0
X: Concentración de SSVLM (mgL ).
Resolviendo la ecuación 4.28 para:
n = 0; n = 1; n = 2;
se obtiene:
S0 S X
n=0 k0 (4.29)
S0 S0

X
k1
S0 S S0
n=1 S0 X (4.30)
1 k1
S0

X
1 4 k2 1
S0 S S0
n=2 S0 X (4.31)
2 k2
S0

Cuando se compara las ecuaciones desarrolladas para sistemas de flujo de
pistón y completamente mezclado, puede apreciarse que para igualdad de con-
diciones (S0, kn, X), solamente para n = 0 la predicción de la eficiencia de remo-
ción arroja resultados similares (ecuación 4.21 y 4.29). Para n 0, las eficiencias
de remoción que se predicen para sistemas de flujo de pistón siempre son mayo-
res que para sistemas completamente mezclados.

137


Sin embargo, esta conclusión teórica rara vez se confirma en la práctica.
La razón más probable de que en la realidad la eficiencia de los sistemas
completamente mezclados no sea menor que en los sistemas de flujo de pistón
está en el mecanismo de remoción de sustrato multicomponente.10
Durante toda la remoción, la DBO sigue una curva (cinética de orden
distinta a cero). Esta curva es la resultante de la suma de remociones linea-
les (orden 0) de los componentes individuales. Esta es posiblemente la razón
por la que reactores del lodo activado completamente mezclados tienen la
misma eficiencia de purificación que los reactores de flujo de pistón en igual-
dad de condiciones.
Matemáticamente esto significa que las constantes de remoción de las
ecuaciones (4.30) y (4.31) deben ser mayores que la de las ecuaciones (4.24)
y (4.26), respectivamente, lo que ha sido demostrado experimentalmente. 11
Si S0 y S de las ecuaciones anteriores se expresan en unidades de DQO,
usualmente se sustrae aquella parte de la demanda química de oxígeno, Sn ,
que pertenece a los compuestos no biodegradables, (S0 Sn ; n
).
Para aguas residuales municipales los valores de Sn varían en el intervalo
comprendido entre 2 y 40 gm . En residuales industriales este resultado puede
ser mayor. En la práctica los valores de DQO y DBO se emplean indistintamen-
te obviando la mayoría de las veces la fracción no biodegradable contenida en el
agua residual.

4.5. FACTORES QUE INCIDEN EN LA EFICIENCIA
DE PURIFICACIÓN
Los factores que inciden en la eficiencia de purificación pueden ser clasifi-
cados en dos grupos:
1. Factores o parámetros básicos.
2. Factores o parámetros derivados.
Factores o parámetros básicos
Entre los factores o parámetros básicos más importantes pueden dis-
tinguirse:
a) Tiempo de retención.
b) Concentración de biomasa.
c) Temperatura.
d) Concentración de contaminantes.

138

Lodo Activado

Factores o parámetros derivados
a) Carga volumétrica.
b) Edad del lodo.

4.5.1. Tiempo de retención
El tiempo de retención es un factor determinante en la eficiencia de purifi-
cación del proceso del lodo activado. Tal como se refleja en la tabla 4.1, de
acuerdo con la variante del lodo activado que se utilice, así será el tiempo de
retención que se requiera.
El tiempo de retención es un parámetro importante por cuanto define, entre
otros factores, el volumen del tanque de aereación.
Para todo sistema existe un tiempo de retención denominado crítico ( c) por
debajo del cual la eficiencia del proceso disminuye abruptamente (figura 4.14).

Fig. 4.14. Influencia del tiempo de retención en la eficiencia.
Este valor crítico depende en general de:
a) Carácter y concentración de los compuestos orgánicos en el agua.
b) Concentración de SSVLM en el tanque de aeración.
c) Temperatura.
El tiempo de retención crítico varía además, de un residual a otro. Como
criterio, puede considerarse que para las aguas residuales municipales el qc es
cercano a las cuatro horas.

4.5.2. Concentración y actividad del lodo activado
La concentración de microorganismos en el tanque de aeración tiene, al
igual que el tiempo de retención, un efecto importante en la eficiencia de purifi-

139


cación. Esto puede apreciarse en la figura 4.15. El gráfico de esta figura fue
obtenido en un proceso a templa a partir del cual puede concluirse que existe
una relación lineal entre la velocidad de remoción de DBO y la concentración
inicial del lodo en el sistema.

Fig. 4.15. Dependencia de la velocidad de remoción de DBO con la
concentración inicial de biomasa (lactosa como sustrato).
Para sistemas continuos, la relación general entre la eficiencia y la concen-
tración de SSVLM (X) se ilustra en la figura 4.16, en la cual puede apreciarse
que existe un valor de X (Xc) por encima del cual la eficiencia prácticamente no
se incrementa. Este valor crítico depende de:
a) Tiempo de retención en el tanque de aeración.
b) Temperatura.
En todo sistema del lodo activado existe una concentración crítica de X.
En condiciones dadas ( , S, T), cualquier cambio en la concentración
de X solamente puede lograrse mediante un cambio en la edad del lodo.
La concentración de biomasa en un reactor que trabaja en condiciones
de flujo continuo sin recirculación está dado por la velocidad de crecimiento.
Concentraciones de biomasa por encima de este valor solo pueden lograrse
mediante la recirculación de lodo, o sea, aumentando la edad del lodo. Sin
embargo, en la medida en que la edad del lodo se incrementa este envejece
y disminuye la fracción de células activas en él. La relación existente entre
la fracción de células vivas y la edad del lodo se ilustra en la figura 4.17.
Al aumentar la edad del lodo se incrementa la concentración de biomasa,
pero la fracción activa de la misma disminuye.12 Esto puede traer como conse-
cuencia que, a partir de un cierto valor de edad del lodo, no se obtengan benefi-
cios por aumentos posteriores de esta debido a que la actividad total de la biomasa
por unidad de volumen no experimentará cambios apreciables. Esta es la razón

140

Lodo Activado

por la que la eficiencia de purificación se eleva con el aumento de la concentra-
ción del lodo, hasta un valor que se corresponda con la concentración crítica, y
que incrementos por encima de esta concentración no se traduzcan en aumen-
tos en la eficiencia.

Xc

Fig. 4.16. Influencia de la concentración de SSVLM en la eficiencia de
purificación.

Fig. 4.17. Relación entre la edad del lodo y la fracción de células activas.
Sin embargo, si el sistema del lodo activado está sobrecargado, es decir,
está siendo operado a bajos tiempos de retención, entonces un incremento
de la concentración del lodo dará como resultado un aumento de la eficien-
cia de purificación.
Teniendo en cuenta el efecto que tiene sobre la eficiencia de purificación la
relación que existe entre el tiempo de retención ( ) y la concentración de biomasa
(X), es que se definió la carga de lodo:
S0
Bx (kg kg d )
X

141


No se reconocen evidencias de una posible relación entre la carga del lodo
y la eficiencia de purificación. De existir esta relación se obtendría la misma
eficiencia de purificación para distintos pares de valores de X y (X, ); (X/2,
2 ); (2 X, /2), etc.

4.5.3. Temperatura
La temperatura es otro de los parámetros que inciden de manera importante
en la eficiencia de purificación.
Similarmente a lo que ocurre en las reacciones químicas, en los procesos
biológicos el efecto de la temperatura puede ser expresado a través de una
constante de velocidad en la que se cumpla la ecuación de Arrhenius:
K = A exp (-E/RT) (4.32)
donde:
K: Constante de velocidad cuyas unidades depende del orden de la reacción.
E: Energía de activación.
R: Constante de los gases.
T: Temperatura absoluta.
Aplicando logaritmo a la ecuación 4.32:
E
ln K ln A (4.33)
RT
Para dos temperaturas, T1, T2 y sus correspondientes constantes, K1, K2
puede obtenerse:

K1 E T1 T2
ln (4.34)
K2 R T1 T2
En la práctica del tratamiento de aguas residuales el intervalo de temperatu-
ra no es muy amplio, por tanto, el producto T1T2 es aproximadamente constante
y la ecuación 4.34 puede escribirse:
K1 T1 T2
K2 (4.35)

en la que
n = exp (E/RT1T2)

142

Lodo Activado

La ecuación 4.35 generalmente se utiliza de la forma:
t 20
kt k 20 C (4.36)
El valor del coeficiente varía para diferentes procesos en el intervalo de 1,01
a 1,10. Wuhrman13 y Eckenfelder14 han reportado valores para de 1,074
y 1,085, respectivamente. Precisando más estos valores, Wuhrman15 ha com-
probado que para Bx 0,5 kgkg d se obtiene que el valor del coeficiente es
aproximadamente 1,0 Por otro lado, para valores de carga del lodo superiores a
0,5 (Bx 0,5 kgkg d ) el valor de está comprendido entre 1,0-1,04
Los valores más frecuentemente utilizados son 1,035 y 1,047.11
El efecto de la temperatura sobre la eficiencia de purificación depende en
cierta medida de los valores del tiempo de retención y la concentración de los
sólidos suspendidos volátiles del licor mezclado. Hay evidencias que apuntan
que a medida que son mayores estos dos parámetros, el efecto de la temperatu-
ra tiene menos importancia.

4.5.4. Composición y concentración
La eficiencia de purificación, expresada en %, depende en cierta medida de
la concentración de los compuestos orgánicos presentes en el agua residual.
Esto puede ilustrarse mediante un ejemplo. Si la DBO disminuye desde 1000
gm hasta 10 gm , eso significa una eficiencia de 99 %. Para obtener esa
misma eficiencia con un agua residual que tiene una concentración en el influente
de 100 gm , se requiere que la DBO decrezca hasta 1 gm , y esto es prácticamente
imposible. Por tanto, la eficiencia decrece al disminuir la contaminación orgáni-
ca. Este fenómeno recibe el nombre de efecto de la concentración.
Por otro lado, del ejemplo anterior puede deducirse que la eficiencia de
remoción reportada en por ciento no brinda una información suficiente sobre el
comportamiento del proceso del lodo activado. Una visión clara de este proceso
solo puede obtenerse comparando los valores absolutos de DBO y DQO en el
afluente y efluente.
La eficiencia de purificación puede afectarse además como consecuencia de
un desbalance nutricional del agua residual a tratar. De estos los más importantes
son el nitrógeno y el fósforo. Mientras las aguas residuales municipales contienen
estos elementos en exceso, muchos residuales industriales carecen de ellos. Para
propósitos de proyecto, la cantidad necesaria de estos elementos puede estimarse
aproximadamente utilizando la siguiente relación empírica DBO5: N: P = 100: 5: 1.
Esta relación de DBO5: N: P se cumple mejor para sistemas de carga me-
dia. Para sistemas de baja carga la demanda es menor ya que la demanda de
nutrientes aumenta en la medida que se incrementa la carga del sistema.

143


4.6. PRESENCIA DE COMPUESTOS ORGÁNICOS
EN EL EFLUENTE
Los compuestos orgánicos degradables en el efluente secundario pueden
dividirse en dos grupos:
a) sólidos o compuestos suspendidos (SS).
b) sólidos solubles o disueltos (SD).
La concentración de compuestos solubles depende del comportamiento del
proceso del lodo activado. Por otro lado el contenido de sólidos suspendidos en
el efluente está determinado en gran medida por la eficiencia del sedimentador
secundario, que rara vez alcanza valores mayores del 95 %.
Los sedimentadores secundarios operando en buenas condiciones
generalmente producen un efluente con un contenido de sólidos suspendidos
entre 10 y 30 g m .
Estos sólidos están constituidos por un flóculo fino del lodo activado. Los
flóculos contienen microorganismos vivos que consumen oxígeno y que al mis-
mo tiempo su presencia en el agua representa un aporte de DBO debido a su
naturaleza orgánica.
La DBO del efluente de un tratamiento biológico es por tanto el resultado de
la suma de la DBO ejercida por los compuestos orgánicos disueltos y por los
sólidos suspendidos:
DBO 5 total
DBO 5 disuelto
DBO 5 suspendido (4.37)
Es posible obtener una relación entre la concentración de sólidos suspendi-
dos en el efluente (X2, ver figura 4.4) y la DBO ejercida por ellos:
0,86 f o
DBO5 s
X2 (4.38)
1 0,066 x

donde:
DBO5)s = DBO5 suspendida (mg L ).
x
: Edad del lodo (d).
fo: Fracción volátil de los sólidos suspendidos.
X: sólidos suspendidos totales (mg L ).
Como ya se ha mencionado, la fracción volátil de los sólidos suspendidos en
función de la edad del lodo (figura 4.18).13 La expresión analítica de esta rela-
ción empírica es:
SSV 0 ,85
fo 0 ,1 (4.39)
SS x

144

Lodo Activado

Por otra parte, si:
0,86 f o
K (4.40)
1 0,066 x

sustituyendo 4.40 y 4.38 en 4.37 se obtiene:
DBO5 T DBO5 d K X2 (4.41)

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

145


Cuando el valor de X2 se toma en función de los sólidos suspendidos
volátiles en lugar de los sólidos suspendidos, el valor de f 0 es igual a la uni-
dad en todos los casos.
De todo lo anterior puede concluirse que los valores totales de DBO5 y
DQO en el efluente secundario tienen una dependencia significativa de los
flóculos finos que salen en el líquido claro del sedimentador secundario.
Algunos autores plantean que en los efluentes de los sistemas de carga
baja y media 50 a 75 % de la DBO 5 ) total es producida por los sólidos
suspendidos. Su remoción o disminución incide en una mejor calidad en las
características del efluente.15

4.7. PRODUCCIÓN DE BIOMASA Y LODO
Las aguas residuales contienen compuestos orgánicos disueltos y sólidos
suspendidos, tanto de origen orgánico, como inorgánico. Aunque los sólidos sus-
pendidos se remueven en el tanque de sedimentación primaria, esta nunca es
completa.
La eficiencia de la sedimentación varía en un intervalo entre (50 y 70) %.
Esto significa que una fracción de los sólidos suspendidos es alimentada al tan-
que de aereación.
Una parte de los sólidos suspendidos que entran al tanque de aereación es
degradable biológicamente, y otra parte no lo es. La fracción degradable ejerce
DBO y puede ser considerada como sustrato. Los sólidos no degradables, tanto
de origen orgánico como inorgánico, son denominados sólidos inertes. Estos
sólidos inertes atrapados en el tanque de aeración, forman parte del lodo activa-
do. El lodo activado es, por tanto, una mezcla del lodo biológico (biomasa) y
sólidos suspendidos inertes.
Solamente en aquellos casos en que el agua residual no contenga sólidos
suspendidos inertes, el lodo activado estará constituido en su totalidad por biomasa.
Para simplificar el tratamiento matemático de los procesos del lodo activa-
do, generalmente no se toman en consideración los sólidos suspendidos que
entran al tanque de aereación y se supone que la biomasa que entra con el
residual es igual a cero.

4.7.1. Concentración de biomasa y su producción
Como una primera aproximación al problema, que muchas veces no se
aleja de lo que para fines prácticos puede suponerse, se considerará que
todos los sólidos a la entrada, disueltos y suspendidos, están reflejados en la
DBO ó DQO.

146

Lodo Activado

Fig. 4.19. Esquema de un proceso del lodo activado para balance
de masa.
Tomando como referencia el esquema de la figura 4.19 y haciendo un ba-
lance de biomasa total:
Cambio total en Incremento Disminución Disminución
el TK = debido al + debido a la + debido a la +
crecimiento muerte eliminación
del exceso
Disminución
por lo que (4.46) (4.46)
sale en el
efluente

Cada uno de los términos de la ecuación 4.46 puede plantearse:
dX b
Cambio total en el tanque:
dt
dX b dS S0 S2
Incremento debido al crecimiento: Y Q0
dt dt V
dX b
Disminución debido a la muerte: kb X b
dt
donde:
Y: Rendimiento o coeficiente de producción de biomasa (kg kg ).
kb: Constante de autooxidación (kg kg d ).
Teniendo en cuenta estos términos, la ecuación 4.46 queda:
(4.47)

V
Considerando que: Q
0

147


S0 S2 S

Qw X b,w Q0 Qw X b,2 1
V Xb x

dX b
y que en estado estacionario 0 , puede simplificarse la ecuación 4.47 y
dt
despejar el término Xb que representa la concentración de biomasa en el reactor
o tanque de aeración.
Y x S
Xb (4.48)
1 kb x

La ecuación 4.48 brinda la relación entre la concentración de biomasa en
estado estacionario y las variables edad del lodo, tiempo de retención y remo-
ción de DBO una vez que son conocidos el rendimiento (Y) y la constante de
autooxidación (kb).
En la tabla 4.2 se ofrecen algunos valores típicos de estos dos parámetros.

Tabla 4.2. Valores típicos de rendimiento y constante de autooxidación en un
proceso aeróbico16
Residual Y Y kb
-1
(base DBO) (base DQO) (d )
Municipal 0,4 0,8 0,3 0,4 0,04 0,08
Industria 0,33 0,04
Azucarera
Papel 0,36 0,07
Residual 0,35 0,06 0,2 0,4 0,04 0,06
Lácteo

No obstante que en la literatura se pueden encontrar valores de Y y kb para
el tratamiento de distintos residuales, siempre que se pueda, estos deben ser
hallados a nivel de planta piloto o laboratorio mediante un procedimiento relati-
vamente sencillo tal como se describirá en el epígrafe 4.8. basta con destacar
ahora que la ecuación 4.47 puede transformarse para obtener:
1
Y Bx kb (4.49)
x

donde:
S
x
Xb
148

Lodo Activado

Al graficar el inverso de la edad del lodo en función de Bx (figura 4.20), se
obtiene:

Fig. 4.20. Cálculo del rendimiento Y y la constante de auto-oxidación kb .
La ecuación 4.49 que ha sido desarrollada a partir de un balance de
materiales, fue obtenida hace más de 40 años de forma empírica por
Heukelekian. 17
La cantidad de biomasa producida puede calcularse a partir de una modifi-
cación de la ecuación 4.49.

b Y v kb X b kg m 3d 1
(4.50)
La producción total de biomasa viene dada por:
1
PB b V kg d (4.51)
donde:
V: Volumen efectivo del tanque de aereación.
La ecuación 4.50 puede reordenarse y obtener de ella otro parámetro im-
portante, el rendimiento verdadero o rendimiento observado, Yob:

b 1
Y kb (4.52)
v x

b
El término de la ecuación 4.52 tiene las mismas dimensiones que Y, kg
v

kg y es denominado rendimiento observado:
kb
Yob Y (4.53)
x

149


Otra forma útil de expresar el Yob , independientemente del valor de S
cuyo conocimiento lleva implícito la ecuación 4.53, puede obtenerse de la ecua-
ción 4.50:
Y
Yob (4.54)
1 kb x

Todo el desarrollo hasta aquí se ha basado en la suposición de que toda la
biomasa es degradable, sin embargo, una discusión alrededor de la ecuación
4.54 puede ser útil para justificar la necesidad de introducir el criterio de que
toda la biomasa no es biodegradable.
De la ecuación 4.54 puede inferirse la influencia que tiene la edad del lodo
sobre Yob. Mientras menor sea la edad del lodo, la Yob se aproximará más al valor
de Y. Esa conclusión responde a la realidad ya que mientras más pequeña sea la
edad del lodo menos acentuada será la autooxidación o fase endógena. De he-
cho, tanto la ecuación 4-54 como las precedentes pueden utilizarse sin mucho
error siempre que x 5 días.
El alcance o validez de la ecuación 4.54 es más limitado cuando la edad del
lodo es superior a los diez días.
Si se supone un caso extremo, x entonces Yob 0
Esta conclusión no responde a la realidad. En la práctica diaria, por muy alta
que sea la edad del lodo, la Yob nunca es cero. Esto se debe a que una parte de
la biomasa orgánica producida es no degradable bajo condiciones aeróbicas, y
por tanto, aparece reflejada en la Yob18, 19 Consecuentemente con esto, el balan-
ce de biomasa debe contemplar tanto la fracción degradable como la no degradable
utilizando el desarrollo propuesto por Chudoba y Tucek.20
La biomasa total sintetizada, Xb, está constituida por tres fracciones:
a) La fracción orgánica degradable (Xb, D).
b) La fracción orgánica no degradable (Xb, N).
c) La fracción mineral (Xb, M).
Xb X b ,D X b ,N X b ,M (4.55)
De estas tres fracciones, solo Xb,D es degradable de acuerdo con la expresión:
dX b
kd X b,D
dt
donde:
kd: Constante de velocidad de descomposición de la fracción degradable de
la biomasa (kg kg d ).

150

Lodo Activado

Si es la fracción no degradable aeróbicamente de biomasa orgánica y Y0,
el coeficiente de producción de biomasa total, entonces Y0 es el coeficiente de
producción de la parte de la biomasa orgánica que es no degradable y (1 - ) Y0
es el coeficiente de producción de biomasa orgánica degradable. Sea considera-
do además f 0m como la fracción mineral de la biomasa al formarse.
Por otra parte, aceptando que S es la cantidad de sustrato removido en el
sistema, entonces Y0 S es la parte orgánica de la biomasa producida y
f 0m / 1 f 0m Y0 S es la parte inorgánica de la biomasa producida.
Un balance de masa de la biomasa degradable da origen a una ecuación
similar a la 4.47.
Tomando en consideración que en estado estacionario la edad del lodo de la
biomasa total x es la misma para la parte degradable y no degradable, se podrá
escribir:

1 Y0 X b ,D
k d X b ,D 0 (4.56)
x

despejando Xb,D
1 Y0 x
X b ,D (4.57)
1 kd x

Mediante un balance de masa de la parte orgánica no degradable se obtiene:

Y0 X b ,N
0 (4.58)
x

despejando Xb,N:
Y0 x
X b ,N (4.59)

La concentración de biomasa orgánica (Xb,o), se obtiene de la suma de las
ecuaciones 4.57 y 4.58:

Y0 x 1 kd x
X b,o (4.60)
1 kd x

De acuerdo con lo anterior, la fracción degradable de los constituyentes
orgánicos de la biomasa, fd, es igual a
X b,D 1
fd (4.61)
X b,o 1 kd x

151


Al hacer el balance de la parte mineral se supone que la fracción mineral de
las nuevas células es f 0m. Entonces:

f 0 m Y0 X b .M
0 (4.62)
1 f 0m x

despejando Xb,M:
f 0 m Y0 x
X b ,M (4.63)
1 f 0m
La concentración total de biomasa se obtiene sumando las ecuaciones 4.60
y 4.63:
Y0 x 1 kd x f 0m
Xb (4.64)
1 kd x 1 f 0m
Teniendo en cuenta que:
X b ,o
Y0 ,ob
x

La ecuación 4.60 puede escribirse:
1 kd x
Y0 , ob Y0 (4.65)
1 kd x

para
x 0
Y0 ,ob Y0
obteniéndose un resultado que es lógico.
Por otra parte, para aquellos casos en los que:

x

Y0 , ob Y0
Este último resultado de que para altas edades del lodo el valor del coefi-
ciente Y0,ob tiende a la fracción no degradable de la biomasa, es coherente con la
realidad práctica. De aquí puede concluirse que para edades del lodo pequeñas
y moderadas, pueden utilizarse las ecuaciones 4.48 hasta la 4.54. Para altas
edades del lodo deben tenerse en cuenta las consideraciones que le siguen hasta
la ecuación 4.65.

152

Lodo Activado

4.7.2. Influencia de los sólidos suspendidos de la alimentación
en la concentración del lodo activado
Los sólidos suspendidos primarios, X0, al igual que la biomasa, están consti-
tuidos por tres fracciones:
a) Orgánica degradable (XO, D )
b) Orgánica no degradable (XO, N )
c) Mineral (XM )
X0 X O,D X O,N XM (4.66)
Si X0 es la concentración total de los sólidos suspendidos primarios en el
agua residual, fo la fracción orgánica y a la fracción no degradable, se pueden
establecer las siguientes relaciones:
XO, D = (1 - ) fo X0 (4.67)
XO, N = fo X0 (4.68)
XM fo) X0 (4.69)
Puede suponerse que la fracción orgánica degradable está incluida en la
DBO5 y que de acuerdo con el producto Y 0 S es convertida en nueva
biomasa.
La suposición de que Y0 tiene el mismo valor para el material orgánico, sea
soluble o insoluble, es aceptable desde el punto de vista práctico.
La concentración en estado estacionario en el tanque de aereación de las
dos fracciones que no experimentan degradación, X1,N y X1,M, puede obtenerse
por un balance de masa.
El balance de masa de la fracción no degradable da origen a una ecuación
similar a la 4,58.

fo X 0 X 1,N
0 (4.70)
x

despejando:
fo X 0 x
X 1,N (4.71)

Del balance de la fracción mineral:
1 fo X 1,M
0 (4.72)
x

153


1 fo X 0 x
X 1,M (4.73)

La concentración total del lodo primario se obtiene sumando las ecuaciones
4.71 y 4.73:

fo X 0 x 1 fo
X1 (4.74)
fo
La concentración total del lodo activado en el tanque de aeración en
condiciones de estado estacionario viene dado por la suma de la concentra-
ción total de biomasa (ecuación 4.64) y la de los sólidos suspendidos prima-
rios (ecuación 4.74):

Y0 x 1 kd f 0m
Xt Xb X1
1 kd x 1 f 0m
fo X 0 x 1 fo (4.75)
fo

Tabla 4.3. Valores de constantes para biomasa y sólidos suspendidos prima-
rios para aguas residuales domésticas17

Asociados a Constante Intervalo Valor
los SSP recomendado
0,3 0,4 0,3
fo 0,70 0,75 0,73
Asociados a 0,18 0,24 0,22
la biomasa f0m 0,05
Y0 0,65
kd 0,15 (20 oC)

Ejemplo 4.1
Se desea mantener un sistema del lodo activado operando a una edad del
lodo de tres días para las siguientes condiciones de trabajo y de acuerdo con el
esquema de la figura 4.19.
Q0 = 15000 m3 d

154

Lodo Activado

Volumen efectivo del tanque de aereación = 3750 m3
S0 = 500 mgL (total) Xw = 5,662 kg m S2 = 50 mgL (soluble)
Y = 0,5 kb= 0,03 d
Determine:
a) Cantidad del lodo que debe ser extraído.
b) Flujo volumétrico de lodos a extraer.
c) Flujo de recirculación.
0 ,5
a) Yob 1 0 ,03 3
0,46

PB = Yob Q0 (S0 S2).
PB = 0,46 (15 000) (0,45).
PB = 3 105 kg d .
3 0,5 0 ,45 3
b) X b 0,25 1 0,03 3
2 ,477 kg m

Suponiendo X2 0:
3 750 2,477
3
Qw 5,662
Qw = 546,8 m3 d .
d) Suponiendo: X2 0
(Q0 + Qr) X = Xw Qw + Xw Qr

37 155 3 095,98
Qr 10 693,57 m 3 d 1
3,185

Ejemplo 4.2
En una planta que emplea lodo activado está siendo tratada un agua residual
con las siguientes características:
Sólidos suspendidos totales = 0,275 kg m
Flujo de agua residual = 3 785 m3d
Volumen efectivo del tanque de aereación = 7 570 m3
DBO5 de los sólidos totales = 0,3 kg m
DBO5 de los sólidos disueltos = 0,15 kg m
Toda la DBO5 es removible, por tanto S = 0,3

155


Determine, en estado estacionario:
a) Concentración de biomasa.
b) Concentración de sólidos primarios.
c) Concentración total del lodo activado en el tanque de aeración.
d) DBO5 en el efluente de la planta si el sedimentador secundario tiene una
eficiencia de remoción de sólidos suspendidos de 90 %.
Suponga las siguientes condiciones:

x
= 10 d fo = 0,73 (para los sólidos primarios)
t = 26 oC = 0,3
1
k o 0 ,15 d Y0 = 0,65
d 20 C

= 0,22
fom = 0,05
26 20 1
a) kd 26 o C 0,15 1,047 0,197 d

0,78 0,65 0,3 10 3
XbD 0,256 kg m
2 1 0,197 10

0,22 0 ,65 0 ,3 10 3
X b, N 0,21 kg m
2

0,05 0,65 0,3 10 3
X b, M 0,05 kg m
0,95 2
Xb = 0,256 + 0,210 + 0,050 = 0,516 kg m

0,73 0,275 10 0,27 3
b) X 1 0 ,3 0,672 kg m
2 0,73
c) X = 0,516 + 0,672 = 1,188 kg m
d) X2 = 0,1 (0,256) = 0,0256 kg m
Para el lodo, considerando que X
= 10 d: fo = 0,67 (de la figura 4.18)
DBO5 T
0 ,35 0,0256 103 9 mg L 1

156

Lodo Activado

4.8. DETERMINACIÓN DE CONSTANTES A ESCALA
DE LABORATORIO
Una unidad del lodo activado a escala de banco es la que se utiliza co-
múnmente para la determinación en el laboratorio de las constantes Y y kb
entre otras. Las condiciones a las que se opera la unidad son las mismas
supuestas en las secciones precedentes para la obtención de las ecuaciones
a partir de los balances de masa.
Elementos esenciales para la obtención de buenos resultados son el man-
tener un flujo continuo de residual al reactor y un sistema completamente
mezclado en él.
Para lograr suficientes datos, la unidad debe operarse a varias edades
de lodo, generalmente en el intervalo de 3 a 20 días. La manera más sencilla
de mantener constante la edad del lodo es la extracción diaria de una canti-
dad constante de licor mezclado del propio reactor o tanque de aereación.
Las muestras a cada edad del lodo no deben considerarse como representa-
tivas del proceso hasta que no haya transcurrido un tiempo que sea igual o
mayor a cinco veces la edad de lodo. Solo así podrá considerarse que el
sistema está trabajando en estado estacionario. 21
La temperatura, pH y el oxígeno disuelto son parámetros que deben per-
manecer constantes o al menos ser registrados mientras duren las pruebas.
La información requerida para el cálculo de los parámetros de opera-
ción es:
Q: Flujo de entrada (L d ).
Qw: Flujo de extracción del lodo (L d ).
V: Volumen del tanque de aereación (L).
Xb : Concentración de SSVLM (mg L ).
Xe: Concentración de SSV en el efluente (mg L ).
S0 : DBO soluble ó DQO en el influente (mg L ).
Se: DBO soluble ó DQO en el efluente (mg L ).
A partir de esta información se calculan, para cada edad del lodo el
tiempo de retención (ecuación 4.1) y la razón de la carga del lodo (ecuación
4.12). Si el exceso del lodo se extrae directamente del tanque de aeración,
el volumen diario a extraer viene dado por:
V
Qw
x

157


1
Los pares de valores de y x que se obtienen para cada edad del lodo
x

se grafican según la figura 4.22. La pendiente de la recta que se obtiene da el
valor del rendimiento Y y el intercepto con el eje de ordenadas el valor de la
constante de autooxidación kb.

Fig. 4.21. Esquema de un arreglo de equipamiento para calcular las
constantes a escala de laboratorio.

Ejemplo 4.3
Se desea determinar los parámetros Y y k b de un agua residual de ori-
gen industrial utilizando un tanque de aereación con un volumen efectivo
de 10 L. El agua residual sedimentada se alimentó a un flujo de 20 L d
para obtener un tiempo de retención de 12 horas durante todo el experi-
mento.
La extracción del lodo se hizo directamente del tanque de aereación
una vez al día, excepto para la primera de las corridas, que por ser
relativamente elevado, el volumen de extracción, se hizo en dos partes
(tabla 4.4).

158

Lodo Activado


S0 Se Qw X Xe
(mgL ) (mgL-1)
-1
(L d-1) (mgL-1) (mgL-1)
750 75 2,4 2700 10
800 96 3,0 2347 5
775 116 3,9 1757 2,5
825 148 4,8 1504 2,5
850 170 5,4 1360 2,7

Como la concentración de SSV en el efluente es baja, la edad del lodo puede
calcularse directamente a partir de la extracción Qw.
A partir de los datos anteriores puede obtenerse la tabla 4.5.

Tabla 4.5. Datos obtenidos

x 1 Bx
x
(d) (d-1) (kg kg-1 d-1)
4,16 0,24 0,50
3,33 0,30 0,60
2,56 0,39 0,75
2,08 0,48 0,90
1,85 0,54 1,00

1
Al graficar contra Bx se obtiene la recta de la figura 4.22.
x

Fig. 4.22. Ejemplo 4.3 (1/ X
vs Bx).

159


Rendimiento, Y = 0,53
Constante de auto-oxidación, kb = 0,007 d
Ejemplo 4.4
A partir de la información suministrada en el ejemplo anterior, determine la
constante de velocidad de reacción:

Bx 1,00 0,90 0,75 0,60 0,50
-1 -1
kgkg d
S 0,20 0,18 0,15 0,12 0,10
S0

S
Graficando Bx contra S de acuerdo con una modificación de la ecuación
0

4.28, se obtiene la constante k de velocidad de reacción de la pendiente de la
recta (figura 4.23).
k = 5d

Fig. 4.23. Ejemplo 4.4 ( Bx vs S/S0).

4.9. REQUERIMIENTOS NUTRICIONALES
La formación de biomasa y las buenas propiedades de sedimentación de
un lodo pueden verse afectadas si el nitrógeno y fósforo no están presentes
en cantidades suficientes. Otros muchos elementos también son necesarios
para el metabolismo, pero en concentraciones tales que raras veces están
en déficit.
De acuerdo con el modelo de Lawrence y McCarty,22 el contenido de
nitrógeno y fósforo de la biomasa producida es de 12,3 % y 2,6 % respecti-

160

Lodo Activado

vamente. Por otra parte, a medida que disminuye la carga orgánica o au-
menta la edad del lodo, existirá una acumulación de residuos celulares no
biodegradables y cuyo contenido de nitrógeno y fósforo es de 7 % y 1 %.
Por tanto el nitrógeno y el fósforo necesarios dependen de la edad del lodo.
Bajo estas condiciones, y teniendo en cuenta además que el requerimiento
de estos nutrientes puede ser estimado a partir de la cantidad de estos dos
elementos que están contenidos en el lodo que se extrae del proceso, se
tiene que la necesidad de ambos elementos será:

1 fd 0,78 f d
N kg d 0,123 PB 0,07 PB (4.76)
0,78 0,78

1 fd 0,78 f d
P kg d 0,026 PB 0,01 PB (4.77)
0,78 0,78
donde:
PB: Producción de biomasa (ecuación 4.51)
1
fd , 0,78 (1 - )
1 kd X

X b,D
fd: fracción degradable de los SSVLM fd
X b ,o
En las ecuaciones 4.76 y 4.77 se ha considerado que 77 % de la fracción
degradable es biológicamente activa.19

1 PAVÓN, J. L., M. W. TENNEY AND W. F. ECHELBORGER:
Water Poll. Control Fed., vol.
44, no. 3, 1972.
2 BISOGNI, J. J. AND W. LAWRENCE:
Water Res.,
vol. 5, no. 9, 1971.
3 CHAO, A. C. AND T. M. KEINATH:
Water Res., vol. 13,
no. 2, 1979.
4 LOVETT, D. A., B. V. KAVANAGH AND L. S. HERBERT:
substrate composition on the settling and dewatering characteristics of
Water Res., vol. 17, no. 4, 1983.

161


5 CHUDOBA, J., V. OTTOVA AND V. MADERA:
mentous bulking I. Effect of the hydraulic regimen of degree of mixing
6 CHUDOBA, J., P. GRAU AND V. OTTOVÁ:

7 CHIESA, S. C. AND S. R. LINNE:
selector configuration on the control of filamentous bulking in the acti-
Water Poll. Control Fed., vol.
62, no. 6, 1992.
8 KAPPELER, J. AND W. GUJER:
Water Res., vol. 28, no. 2, 1994.
9 GREENBERG, A. E., G. KLEIN AND W. KAUTMAN:
Sewage and Industrial Wastes, vol. 27,
no. 3, 1955.
10 CHUDOBA, J., C. MENÉNDEZ Y J. PÉREZ: Fundamentos Teóricos de Algu-
nos Procesos para la Purificación de Aguas Residuales, Ed. ISP-
JAE, Ciudad de La Habana, 1986.
11 T UCEK, F. AND J. CHUDOBA:
Water Research, vol. 3, no. 2, 1969.
12 WEDDLE, C. L. AND D. J ENKINS:
13 WUHRMANN, K.: Biological Treatment of Sewage and Industrial Was-
tes, vol. I, Ed. Mac Cabe, 1956.
14 ECKENFELDER, W. AND CONNOR: Biological Waste Treatment, Per-
gamon Press, Oxford, 1961.
15 WUHRMANN, K.:
Water Poll. Control Fed., vol. 26, no. 1,
1954.
16 MENÉNDEZ, C.: Influencia de la edad del lodo en la composición de los
sólidos biológicos, inédito. 1998.
17 HEUKELEKIAN, H., H. E. OXFORD AND R. MANGANELLI:
Sewa-
ge Industrial Wastes, vol. 23, no. 8, 1951.
18 SIMONS, J. M. AND E. MC KINNEY:
no. 7, 1958.
19 WASHINGTON, D. R. AND L. J. HETLING:

162

Lodo Activado

20 CHUDOBA, J. AND F. T UCEK:

Jour. Water Poll. Control Fed., vol. 57, no. 3, 1985.
21 VANDEVENNE , L. AND W. ECKENFELDER:
Water
Res., vol. 14, no. 7, 1980.
22 KOUNTZ, R.R. Y C. F ORNEY: oxidation
no. 7, 1959.

163

Transferencia de Oxígeno

CAPÍTULO 5
TRANSFERENCIA DE OXÍGENO

5.1. INTRODUCCIÓN
La transferencia de oxígeno es un elemento clave en los procesos bioló-
gicos aerobios.
Exceptuando casos particulares, la oxigenación de un medio se realiza
mediante la aereación aprovechando el hecho de que el aire contiene aproxi-
madamente 21 % en volumen de oxígeno.
La transferencia se puede realizar a través de la introducción de aire u
oxígeno en el agua o exponiendo el líquido a la atmósfera en forma de pe-
queñas gotas.
Cualquiera que sea el procedimiento seleccionado para producir la
aereación, existe una serie de elementos básicos del proceso en sí que son
comunes en todos ellos.

5.2. CONSIDERACIONES FUNDAMENTALES
DE LA TRANSFERENCIA DE OXÍGENO
En cualquier proceso de transferencia, la velocidad de esta se puede
expresar como el producto de una fuerza impulsora y un coeficiente de trans-
ferencia. En la aereación, la fuerza impulsora es el gradiente de la concen-
tración de oxígeno.
Lewis y Whitman, 1 desarrollaron el concepto de la doble película que
considera películas estacionarias en las interfases del gas y del líquido
respectivamente, a través de las cuales ocurre la transferencia de masa.
Figura 5.1.
De acuerdo con el concepto de la doble película, la masa de oxígeno trans-
ferida a un medio líquido puede expresarse según,
M = KL A (Cs - C) = Kg A (Pg - P) (5.1)

165


donde:
M: masa de oxígeno transferida en la unidad de tiempo (kg h ).
A: área seccional a través de la cual ocurre la transferencia.
KL, Kg: coeficientes de transferencia en la película de líquido y gas respec-
tivamente (L m h ).
Cs: concentración de saturación de oxígeno en la fase líquida.
C: concentración de oxígeno en el líquido.
Pg, P: presión parcial de oxígeno en el aire.

Fig. 5.1. Doble película según Lewis y Whitman.
Para gases poco solubles, como el oxígeno, la película controladora de la
transferencia es la de líquido. Para gases relativamente solubles, controla la
película de gas.
Para el primero de los casos, al aumentar la turbulencia disminuye el
espesor de la película de líquido y aumenta el coeficiente de transferencia
del gas en el líquido, KL.
Hay otros modelos teóricos más recientes que el de Lewis y Whitman,
tales como el de la velocidad fraccional de renovación de superficie
(Danckwerts). 2 Sin embargo el más aceptado sigue siendo el de Lewis y
Whitman.
Para aquellos procesos controlados por la película de líquido, la ecuación
5.1 puede transformarse:
1 dC
M k L a Cs C (5.2)
V dt

A
donde: k L a K L , coeficiente global de transferencia de oxígeno, h .
V

166


Cuando los términos vinculados a la transferencia de oxígeno se relacionan
tal como aparece en la ecuación 5.2, vienen referidos, por problemas de como-
didad, para agua de acueducto (agua limpia), 20 0C y una presión de 101,3 kPa.

5.2.1. Concentración de oxígeno en condiciones de saturación
La concentración de saturación de oxígeno en el agua limpia depende de la
temperatura, concentración de sólidos totales disueltos y de la presión.
En la tabla 5.1 se reporta la solubilidad del oxígeno en agua a la presión
normal y diferentes concentraciones de cloruro.
Para presiones de trabajo diferentes a la normal, y considerando la profun-
didad del tanque de aereación, la concentración de saturación se calcula:
Pa 0,5Ph
Cs,m Cs (5.3)
Po
Cs: concentración de saturación a la temperatura de trabajo y presión nor-
mal mgL .
Cs,m: concentración de saturación promedio a la temperatura de trabajo
y a una profundidad que es igual a la mitad de la altura del tanque de
aeración mgL .
P0: presión normal, 101,3 kPa.
Pa: presión atmosférica en las condiciones de trabajo kPa.
Ph: presión hidrostática a la altura de la descarga del aire kPa.

Tabla 5.1. Solubilidad de oxígeno en agua a 101,3 kPa
Temperatura Concentración de cloruro en agua mgL-1
°C 0 5 10 15 20
16 10,0 9,5 9,0 8,5 8,0
17 9,7 9,3 8,8 8,3 7,8
18 9,5 9,1 8,6 8,2 7,7
19 9,4 8,9 8,5 8,0 7,6
20 9,2 8,7 8,3 7,9 7,4
21 9,0 8,6 8,1 7,7 7,3
22 8,8 8,4 8,0 7,6 7,1
23 8,7 8,3 7,9 7,4 7,0
24 8,5 8,1 7,7 7,3 6,9
25 8,4 8,0 7,6 7,2 6,7
26 8,2 7,8 7,4 7,0 6,6
27 8,1 7,7 7,3 6,9 6,5
28 7,9 7,5 7,1 6,8 6,4
29 7,8 7,4 7,0 6,6 6,3
30 7,6 7,3 6,9 6,5 6,1

167


Para tener en consideración además los constituyentes del agua residual se
define el coeficiente .
solubilida d en el agua residual Cs,w
solubilida d en el agua limpia Cs
Los valores de suelen variar entre 0,7 y 0,8 como consecuencia de las
variaciones de la solubilidad del oxígeno debido a la presencia de sales, sólidos
suspendidos y sustancias tensoactivas.3

5.2.2. Coeficiente global de transferencia de oxígeno
El coeficiente de transferencia de oxígeno depende del implemento de
aereación y de las características físicas y químicas del sistema que se desea
oxigenar:4
1. Temperatura. Al aumentar la temperatura aumenta el valor del coeficiente
de transferencia,
t 20
kL a t k L a 20 o C (5.4)
El valor de es función de las condiciones de trabajo. Se suele situar en el
intervalo de 1,015 y 1,040. El valor típico para todo tipo de aereador es 1,024.
2. Turbulencia. Un incremento de la turbulencia da como resultado un aumento
en el coeficiente de transferencia.
3. Altura del líquido. El efecto que tiene la altura de la columna del líquido bajo
aereación sobre el coeficiente global de transferencia de oxígeno depende
en cierta medida del método empleado en la aereación. Para muchos siste-
mas de aereación por difusión kLa varía con la altura de acuerdo con la
relación:
n
k L a1 H1
(5.5)
k L a2 H2
donde el exponente n tiene un valor cercano a 0,7 para la mayoría de los
sistemas.
4. Características del medio. El valor del coeficiente de transferencia de oxíge-
no del agua pura puede diferir considerablemente del de un medio que con-
tenga compuestos orgánicos u otras sustancias en disolución.
Con el objetivo de comparar la velocidad de transferencia de oxígeno en el
agua con la de otro medio cualquiera para un implemento de aereación par-
ticular se define el coeficiente .

168


k L a del medio
k L a del agua limpia
El valor de puede no ser constante y variar durante el proceso que tiene
lugar en el bio-reactor. En la tabla 5.2 se reportan valores típicos de para
diferentes implementos de aereación.
La ecuación 5.2 queda entonces:
dC
kLa Cs C 1,02t 20
(5.6)
dt
y si se toma en consideración la profundidad del tanque:
dC
kLa Cs,m C 1,02 t 20
(5.7)
dt

Tabla 5.2. Valores típicos de
Implemento de aereación Valor tipo
Difusor de burbuja gruesa 0,85
Difusor de burbuja fina 0,50
Eyector de aereación 0,75
Aereador superficial 0,90
Turbinas 0,85

5.2.3. Cálculo del coeficiente global de transferencia
de oxígeno
Para poder aplicar la ecuación (5.7) en cualquier sistema aerobio, se requie-
re conocer o determinar previamente los coeficientes kLa, , y .
En agua limpia la velocidad de transferencia de oxígeno puede plantearse
según la ecuación:
dC
k L a Cs C mgL h (5.8)
dt
Como se aprecia de la ecuación anterior, la velocidad de la transferencia es
proporcional al déficit de oxígeno y al coeficiente global de transferencia de
oxígeno, kLa, tal como ya fue expresado.

169


El valor del coeficiente kLa depende, a su vez, de la turbulencia en la interfase
aire - líquido. Por tanto, es función del sistema de aereación, la geometría del
tanque de aereación, las características del líquido y de la temperatura.
El método que se describe a continuación para determinar el coeficiente de
transferencia de oxígeno se basa en estimar el tiempo necesario para que la
diferencia entre el oxígeno de saturación, Cs y el oxígeno disuelto en un instante
dado, C, disminuya 90 %.
Integrando la ecuación 5.8 entre t1 y t2 se obtiene:
Cs C1
2,3 log kL a t2 t1 (5.9)
Cs C2
Suponiendo que (Cs - C2) = 0,1 (Cs - C1), la ecuación 5.9 queda:
2,3
kLa (5.10)
t90

t90: tiempo durante el cual la diferencia entre la concentración de oxígeno
en condiciones de saturación y la del oxígeno disuelto disminuye 90 %.5
Figura 5.2.

5.2.4. Procedimiento
Cálculo de kLa
El procedimiento general comprende la eliminación del oxígeno disuelto
en un volumen conocido de agua, mediante la adición de sulfito de sodio, y la
posterior reoxigenación hasta valores cercanos a la concentración de satu-
ración.5
1. El tanque de aereación se llena con agua limpia del acueducto.
2. Debe ser reducida la concentración de oxígeno disuelto del tanque hasta un
valor cercano a cero. Para esto puede utilizarse una solución de sulfito de
sodio a razón de 7,88 mg por cada mg de oxígeno disuelto del agua. Cuando
se desea acelerar la etapa de de-oxigenación puede utilizarse una solución
de Co2+ como catalizador a razón de 5 mgL .
3. Una vez que la concentración de oxígeno disuelto alcanza un valor cercano a
0,5 mgL se pone en funcionamiento el implemento de aereación.
4. A partir del momento en que la concentración de oxígeno sea igual a
1 mgL se hacen mediciones de la concentración a intervalos regulares
de tiempo.
5. Se tabulan los resultados y se procede según se ilustra en el ejemplo 5.1.

170


Fig. 5.2. Cálculo del coeficiente de transferencia de oxígeno.

5.2.5. Capacidad de oxigenación
Con el objetivo de poder comparar las posibilidades de los distintos imple-
mentos para suministrar oxígeno, es necesario introducir el término capacidad
de oxigenación (CO).
La capacidad de oxigenación de un implemento de aereación se define como
la cantidad de oxígeno que puede ser suministrado por ese implemento, en la
unidad de volumen y de tiempo, cuando la concentración de oxígeno disuelto es
cero. De acuerdo con la ecuación 5.8, cuando C = 0:
CO = 0,024 kLa Cs kg m d (5.11)
donde:
kLa: coeficiente de transferencia de oxígeno, h .
Cs: concentración de saturación de oxígeno disuelto a la temperatura de
trabajo, mgL .
Por tanto, para determinar la capacidad de oxigenación solo se requiere
conocer el coeficiente de transferencia de oxígeno, y la concentración de satu-
ración a la temperatura y presión a la que se está trabajando.
Ejemplo 5.1
Se realizan pruebas a escala de laboratorio con un aereador superficial de
paleta a tres velocidades diferentes. A partir de los datos obtenidos, calcule el
coeficiente de transferencia de oxígeno a cada velocidad (tabla 5.3).

171


t = 25 oC Cs = 8 mgL
Solución:
Se grafica en papel semilogarítmico (Cs - C) en función del tiempo t, según
la figura 5.3.

Tabla 5.3. Concentración de oxígeno en función del tiempo de aereación para
3 velocidades diferentes de agitación

Tiempo Diferentes velocidades de rotación del aereador
I I II II III III
(min) O2 Cs-C O2 Cs-C O2 Cs-C
mgL-1 mgL-1 mgL-1
0 1.00 7.00 1,00 7,00 1,00 7,00
0,5 2,00 6,00 1,55 6,45 1,40 6,60
1,0 2,90 5,10 2,02 5,98 1,75 6,25
1,5 3,70 4,30 2,55 5,45 2,05 5,95
2,0 4,35 3,65 3,00 5,00 2,40 5,60
2,5 4,85 3,15 3,40 4,60 2,70 5,30
3,0 5,35 2,65 3,80 4,20 3,00 5,00
3,5 5,80 2,20 4,20 3,80 3,25 4,75
4,0 6,15 1,85 4,50 3,50 3,50 4,50
4,5 6,40 1,60 4,80 3,20 3,75 4,25
5,0 6,70 1,30 5,05 2,95 3,95 4,05
6,0 7,15 0,85 5,55 2,45 4,40 3,60
7,0 7,40 0,60 5,95 2,05 4,75 3,25
8,0 7,60 0,40 6,25 1,75 5,10 2,90
9,0 7,70 0,30 6,55 1,45 5,40 2,60
10,0 7,80 0,20 6,80 1,20 5,65 2,35
11,0 7,90 0,10 7,00 1,00 5,90 2,10
13,0 7,95 0,05 7,30 0,70 - -
15,0 - - 7,50 0,50 6,60 1,40
20,0 - - 7,80 0,20 7,20 0,80
25,0 - - - - 7,40 0,60

El tiempo t90 se corresponde con el tiempo necesario para que la diferencia
(Cs - C) disminuya un ciclo logarítmico, o sea:
Velocidad I t90: 6,8 min
Velocidad II t90: 13,0 min
Velocidad III t90: 21,2 min

172


2,3
Por tanto, considerando que kL a
t90 , de la figura 5.3 se tiene:
Velocidad I kLa = 20,35 h
Velocidad II kLa = 10,60 h
Velocidad III kLa = 6,52 h

Fig. 5.3. Ejemplo 5.1 Cálculo de kLa.

Ejemplo 5.2
Determine la capacidad de oxigenación del implemento utilizado para el ejem-
plo 5.1 cuando se trabaja a la velocidad II.
Solución:
CO = 0,024 kLa Cs = 0,024 x 10,60 x 8 = 2,03 kg m d

5.3. REQUERIMIENTO DE OXÍGENO
La determinación de la necesidad de oxígeno en los procesos aerobios de
biomasa en suspensión constituye una etapa importante en las actividades de
diseño y evaluación de una instalación de tratamiento. En la medida que se
conozca la cantidad de oxígeno que es necesario para un proceso dado, se esta-
rá en mejores condiciones de seleccionar el equipamiento adecuado para sumi-
nistrarlo.

173


La velocidad de consumo de oxígeno en los sistemas de biomasa en suspen-
sión puede representarse por la siguiente ecuación empírica:
rX Y X b (5.12)

r
donde: rX (5.13)
X

y X (5.14)
X
r: velocidad de consumo de oxígeno mgL d .
X: concentración de sólidos suspendidos volátiles (SSV) en el tanque de
aereación mgL .
Y : kg O2 consumido (kg DBO removido) .
b: kg O2 consumido (kg SSV autooxidado.d) .
Bx: remoción específica de DBO kg kg d .
S = So - S mg L .
= tiempo de retención hidráulico d.
La ecuación 5.12 puede expresarse también tomando como base la DQO.
Valores típicos de Y y b se reportan en la tabla 5.4.

Tabla 5.4. Valores típicos de Y´ y b

Base Y b Tipo de Fuente
(kg kg )-1
(d-1) residual
DBO5 0,50 0,10 Municipal 1
DQO 0,40 0,13 Municipal 1
DQO 0,27 0,11 Pulpa y papel 4
DBO5 0,55 - 0,80 0,03 - 0,17 Municipal 7
DQO 0,33 - 0,54 0,3 - 0,17 Municipal 7
DQO 0,35 0,08 Tenería 3

Los coeficientes Y y b pueden ser calculados a escala de laboratorio. (Epí-
grafe 5.3.1).
El valor de rx depende en gran medida de la actividad del sistema. Por
ejemplo, para un proceso convencional de lodo activado, Eckenfelder 6 ha
reportado valores de 0,84 kg kg d a la entrada y de 0,2 kg kg d a la
salida del proceso. Para residuales teneros en Cuba tratados mediante lagunas
aereadas,7 se han obtenido valores de 1,43 kg kg d y 0,79 kg kg d para uno

174


y tres días de tiempo de retención, respectivamente. Desde Hoover y Porges 8
se acepta como intervalo para el valor de la velocidad específica de consu-
mo de oxígeno para la fase de respiración endógena el comprendido entre
0,15 y 0,50 kg kg d .
En estado estacionario las condiciones de trabajo son tales que el suministro
de oxígeno debe ser igual a su requerimiento:
r = kLa ( Cs - C) (5.15)
El metabolismo aerobio es independiente de la concentración de oxígeno
disuelto cuando esta es superior a un valor considerado como crítico, aproxi-
madamente entre 0,2 y 2,0 mgL . Por debajo de este valor crítico la veloci-
dad de las reacciones metabólicas aerobias se ven limitadas. 9,10,11
El requerimiento mínimo de aire aplicado por kilogramo de DBO alimen-
tado al tanque de aereación es función de las características del sistema en
particular. Para sistemas de carga media debe ser aproximadamente de
90 kg de aire por kilogramo de DBO mientras que para aereación extendida
puede llegar a alcanzar 120 kg por kilogramo de DBO. Estas demandas
están calculadas sobre la base de suponer que el implemento de aereación
es capaz de transferir al menos 1 kg de oxígeno por cada kilogramo de DBO
aplicado. En todos los casos es recomendable garantizar una concentración
mínima de oxígeno disuelto de 2 mgL .

5.3.1. Cálculo de los coeficientes Y' y b
Como ya se afirmó anteriormente, los coeficientes Y y b pueden ser calcu-
lados a partir de pruebas realizadas a escala de laboratorio. De la ecuación 5.12,
cuando se grafica la velocidad específica de respiración, rx, en función de la
remoción específica, Bx, se obtiene una recta cuya pendiente es Y , y el inter-
cepto con el eje de ordenadas, b. Figura 5.5.

Procedimiento
Se realizan corridas experimentales a diferentes edades de lodo, 3 como
mínimo. Para cada corrida se registran los valores promedios de los siguientes
parámetros: So, S, X, .
Para cada corrida:
1. Se toma una muestra representativa del licor mezclado del reactor y se intro-
duce en un recipiente en el que se pueda medir la disminución en el tiempo de
la concentración de oxígeno disuelto.

175


Fig. 5.4. Cálculo de la velocidad de respiración.
2. La muestra se aerea hasta saturación en oxígeno.
3. Se detiene la aereación y se mide la variación de la concentración de oxígeno
en el tiempo.
4. Se grafica la concentración de oxígeno disuelto vs tiempo. Figura 5.4. La
pendiente obtenida en la sección inicial de la curva es la velocidad de respi-
ración r.
5. Para cada corrida se divide el valor de la velocidad de consumo de oxígeno
determinado (r) por la concentración de SSV.
6. Se prepara una tabla de rx vs Bx con tantos puntos experimentales como
edades de lodo se hayan prefijado.
7. Se grafica rx vs Bx. Figura 5.5.

Fig. 5.5. Cálculo de Y´ y b.

176


Ejemplo 5.3
Los datos que se dan a continuación fueron obtenidos a escala de laborato-
rio trabajando a cuatro edades de lodo diferentes y midiendo en cada caso la
velocidad de respiración r de la biomasa obtenida en el licor mezclado. Determi-
ne los coeficientes Y y b. (Tabla 5.5)


x X r Bx
(d) (mg L-1) (mg L-1 h -1) (kg kg -1 d -1)
3 800 26,6 1,25
5 1 200 35,0 1,00
7 1 800 30,0 0,50
10 2 500 20,8 0,25

Solución:
A partir de los datos de velocidad de respiración r se calcula la velocidad de
respiración específica rx.

Tabla 5.5.a. Datos de velocidad de respiración específica
-1 -1
rx (kg kg d ) 0,8 0,7 0,4 0,2
-1 -1
Bx (kg kg d ) 1,25 1,0 0,5 0,25

Se grafica rx contra Bx según la figura 5.5. De la pendiente se obtiene el
valor de Y y del intercepto en el eje de ordenadas el valor de b.
Y = 0,6
b = 0,075

5.3.2. Capacidad de oxigenación necesaria
Una vez que se conoce la capacidad de oxigenación del implemento de
aereación, debe compararse con la que necesita el sistema, o sea, la capacidad
de oxigenación necesaria (CO)n.
Cuando se diseña un tanque de aereación debe calcularse la (CO)n de for-
ma de conocer el oxígeno que se necesita para garantizar el suministro que
requieren las reacciones bioquímicas que tienen lugar y para el mantenimiento
de las condiciones aerobias en el medio.

177


Cs,m
CO n Y V bX (5.16)
Cs,m C
donde:
Bv: Razón de carga volumétrica, kg m d .
X: Concentración de SSV en el tanque de aereación, kg m .
C: Concentración límite permisible de oxígeno disuelto, mgL .
La masa de oxígeno que se disuelve en el agua en la unidad de tiempo en
condiciones normales (20 oC y 101,3 kPa y cero oxígeno disuelto) es:

(CO) n G 10 3 k L a20 ºC Cs, m20 º CV (5.17)
donde:
G: velocidad másica de disolución (absorción) de oxígeno, kg h .
kLa: h .
Cs,m: mgL .
V: volumen del agua que se está aereando, m3.
Ejemplo 5.4
Determine la capacidad de oxigenación necesaria para satisfacer las exigen-
cias de un proceso de lodo activado del que se dispone de la siguiente información:
t: 28 0 C
Y : 0,40
b: 0,10 d
Bv: 0,5 kg m d X = 1,5 kg m
OD mínimo permisible = 2 mgL
Altura del tanque de aereación = 3 m
Presión atmosférica = 101,8 kPa
Solución:
La concentración de saturación de oxígeno a 28 0C es (Tabla 5.1):
Cs = 7,9 mgL
De acuerdo con la ecuación 5.3:
Pa 0,5Ph
Cs,m Cs
Po
Pa = 101,8 kPa
Po = 101,3 kPa
Ph = 0,0098 x h
= 990 kg m
h=3m
Ph = 29,1 kPa

178


101,8 0,5 29,1
Cs,m 7 ,9 9 ,07mgL 1
101,3

(CO)n = 0,45 kg m d

5.3.3. Otro procedimiento para determinar la necesidad
de oxígeno
En ausencia de cálculos más sofisticados, puede asumirse que para la remo-
ción de la DBO carbónica es necesario utilizar 1,1 kg O2 por cada kg de DBO5
aplicado, para el caso de procesos convencionales. Para la aereación extendida
el requerimiento de oxígeno puede tomarse aproximadamente como 1,8 kg
de O2 por cada kg de DBO.
Por otro lado, haciendo consideraciones teóricas, la necesidad de oxígeno
puede ser determinada a partir de la DBO del agua residual y de la cantidad de
biomasa que diariamente se extrae del proceso.
Por tanto, la demanda teórica de oxígeno para la remoción de las sustancias
carbonosas contenidas en el agua residual puede calcularse mediante la relación:
kg O2d = (kgd DBOu total utilizado) - 1,42 (kgd biomasa extraída)
En la expresión anterior ha sido considerado que 1,42 es el equivalente
de oxígeno de la biomasa, asumiendo que la fórmula empírica de esta es
C 5 H7 N O2 .
De acuerdo con esto,

1
Q S 0 S 10 3 kg / g
k gO2 d 1,42 P
f
donde:
P: es la biomasa producida (kgd ).
f: es la relación entre DBO5 y DBOu.
En el desarrollo del epígrafe 5.3, solo se consideró el requerimiento de oxí-
geno para satisfacer las necesidades de consumo del agua residual y de la
biomasa. Sin embargo, el suministro debe ser adecuado para:
satisfacer la DBO del agua residual,
satisfacer la respiración endógena de la biomasa,
proporcionar un adecuado régimen de mezcla y
mantener una concentración de oxígeno disuelto en el reactor, que no
inhiba el proceso aerobio (generalmente superior a 0,2 mgL ).

179


5.4. IMPLEMENTOS DE AEREACIÓN
El equipamiento para producir aereación que es más comúnmente utilizado
puede clasificarse en:
a) sistemas de aire difundido,
b) sistemas de aereación mecánica.

5.4.1. Aire difundido
Los sistemas de aire difundido están constituidos por difusores sumergi-
dos en el agua, las líneas o tuberías conductoras de aire, los sopladores o
compresores, y su equipamiento auxiliar.
Básicamente se conocen dos tipos de difusores: los que producen burbu-
jas pequeñas a partir de un medio poroso y aquellos que utilizan tuberías
horadadas o algún otro dispositivo para producir burbujas grandes o media-
nas. Todos estos implementos son muy diversos en dependencia de los fa-
bricantes. Figura 5.6.
Los difusores se distribuyen a ambos lados y en toda la longitud del
tanque de aereación. Figura 5.7. Como elemento práctico puede señalarse
que para mantener una mezcla adecuada, el ancho del tanque de aereación
debe ser aproximadamente el doble de su profundidad. Este ancho puede
duplicarse si además se concibe una línea central de unidades de difusión.
También puede apuntarse que la ubicación de los difusores debe ser tal que
los puntos de salida del aire deben estar unos de otros a una distancia com-
prendida entre 15 y 75 cm.
Los difusores de burbuja fina se construyen de granos de sílice u óxido
de aluminio. Otras unidades son tubos recubiertos de diversos compuestos
como nylon, dracón y saran. El diámetro de la burbuja suele estar compren-
dido entre 2 y 2,5 mm. Estas unidades se diseñan para lograr un flujo de aire
por unidad de 3 a 28 m3 h en condiciones estándar (P = 101,3 kPa, 20 0 C).
Los difusores no porosos originan burbujas de hasta 25 mm de diáme-
tro. Estas burbujas grandes son la causa de que estos difusores presenten
menor rendimiento que los porosos, pero por otro lado presentan las venta-
jas de tener menor costo, y menos necesidades de mantenimiento y de
limpieza de aire.
La aereación mediante difusores es recomendada fundamentalmente para
profundidades de líquido en el reactor entre 2,5 y 5,0 m y valores de veloci-
dades de consumo de oxígeno inferiores a 1 mgL min .

180


Fig. 5.6. Implementos para la aereación mediante aire difundido.
a) difusor poroso para burbujas finas. b) Tubos para burbujas gruesas.

Fig. 5.7. Distribución de los difusores. Vista de planta.

5.4.2. Aereación mecánica
Los aereadores mecánicos pueden ser superficiales o sumergidos, y ambos
a su vez, de eje vertical o de eje horizontal. En los aereadores mecánicos el
oxígeno se toma de la atmósfera. Hay modelos de aereadores mecánicos
sumergidos, las turbinas, en los que además se introduce aire por la parte
inferior del tanque de aireación. Figura 5.8.

181


Entre las funciones de un aereador mecánico se pueden citar: 9,12
a) Disolver oxígeno en el tanque de aereación.
b) Mantener los SSV en suspensión.
c) Distribuir el afluente por todo el volumen del tanque de aereación.
d) Remover parte del CO2 que se genera.

(b)
Fig. 5.8 Aereadores mecánicos. a) Aereador superficial. b) Aereador
de turbina.

182


5.4.2.1. Aereadores superficiales
Los aereadores de superficie, equipos para la introducción de grandes can-
tidades de aire, y por tanto de oxígeno, consisten en turbinas de alta o baja
velocidad o en unidades flotantes de alta velocidad que giran en la superficie del
líquido, parcialmente sumergidos.
Cualquier superficie de agua tiende a absorber oxígeno del aire. Este proce-
so se acelera cuando hay turbulencia en la superficie.
Los aereadores superficiales llevan este proceso a una etapa superior al
romper mecánicamente la superficie del líquido y crear una interfase gas-líquido
en forma atomizada de pequeñas gotas de agua y burbujas de aire, arrastradas
dentro del líquido. Además el volumen total de líquido circula y se mezcla de
manera tal que el agua oxigenada se reemplaza continuamente por líquido de
otras zonas.
Los aereadores superficiales de eje vertical pueden montarse sobre una
estructura rígida o sobre flotadores. Los de eje horizontal tienen su origen
en los aereadores Kessener de cepillo y hoy se fabrican de diferentes tipos.
Figura 5.9.

Fig. 5.9. Aereadores superficial de cepillo.
La transferencia de oxígeno ocurre a través de la acción de vórtice y por la
exposición a la superficie de grandes volúmenes de agua atomizada.
Para los implementos de eje vertical, la cantidad de oxígeno transferido al
líquido es función de la potencia.

183


La velocidad de transferencia depende de:
diámetro del implemento,
velocidad de rotación y
profundidad del elemento rotatorio.
En condiciones óptimas de inmersión, la velocidad de transferencia por po-
tencia consumida es relativamente constante dentro de un amplio intervalo de
valores de diámetro del impelente.
Kormanik13 obtuvo una correlación entre la velocidad de transferencia de
oxígeno y la potencia por unidad de área. Así, para aereadores superficiales de
alta velocidad, puede considerarse la expresión:
Np = 1,973 P 1,0045
Np: kg O2 (kW-h)
P: kW m
Para mantener una concentración uniforme de oxígeno disuelto se nece-
sita disponer de niveles de potencia de 1,2 a 2 Wm . Para mantener sólidos
biológicos en suspensión es recomendable una velocidad mínima en el fondo
de 12 cm · s cuando la concentración es de 5gL de SSLM.
Cuando se emplea este tipo de aereador, la altura mínima de tanque reco-
mendada es de 1,8 a 2,4 m y máxima entre 3,7 a 4,9 m.
Los aereadores superficiales se utilizan cuando la velocidad de consumo de
oxígeno del sistema está en el intervalo de 1,0 a 1,4 mgL min . Para mayores
velocidades de consumo se recomienda el empleo de aereadores de turbina.

5.4.2.2. Aereadores sumergidos
Las unidades de aereación a través del empleo de turbinas dispersan el aire
comprimido mediante la acción cortante de un impelente rotatorio y promovien-
do además la mezcla del contenido del tanque de aereación.
Los aereadores sumergidos de eje horizontal funcionan por el mismo princi-
pio que los superficiales excepto que la agitación del agua se lleva a efecto con
discos o paletas acoplados al eje.
Las turbinas se distribuyen en el tanque de aereación de manera tal que
exista una cada 85 a 220 m2.
Las potencias de los aereadores mecánicos disponibles varían de 0,75
a 100 kW.

184


5.4.3. Capacidad de los aereadores
Los fabricantes de equipos de aereación generalmente ofrecen la capaci-
dad de transferencia de oxígeno de su equipamiento sobre la base de la masa de
oxígeno transferido por unidad de energía (kg de oxígeno transferido por kW h)
en condiciones normales (C.N.). Las condiciones normales o estándar están
definidas para agua de acueducto, a 20 0 C, cero concentración de oxígeno di-
suelto y la presión correspondiente al nivel del mar (P = 101,3 kPa). Esto no es
más que la capacidad de oxigenación del implemento.
Para las condiciones de campo o reales (C.R.) la capacidad de transferen-
cia o rendimiento, No, reportada en (C.N.) por el fabricante, deben ser rectifi-
cadas,
Cs,m C
N N0 1,02t 20
(5.18)
Cs20 oC

N: capacidad de transferencia de oxígeno en condiciones de trabajo o reales
kg O2(kW h) .
No: capacidad de transferencia de oxígeno en condiciones estándar.
kg O2(kW h) .
Cs,20ºC: concentración de saturación de oxígeno disuelto a la temperatura de
20 0C mgL .
Cs,m: concentración de saturación de oxígeno disuelto en agua limpia a la
temperatura y presión de trabajo mgL .
C: Concentración de oxígeno disuelto deseada mgL .
t: temperatura de trabajo oC.
Cuando se evalúa la capacidad de transferencia de oxígeno en sistemas de
aire difundido, es necesario valorar no solo la eficiencia de los difusores, sino
también la capacidad de los sopladores o compresores. Esta información está
disponible generalmente en los manuales de operación y mantenimiento que
ofrecen los proveedores de los equipos.
Por tanto, para determinar la transferencia de oxígeno del sistema de aereación
por difusión en kgd , además de necesitar la capacidad de transferencia de los
difusores en condiciones reales, debe conocerse la capacidad de los sopladores
en condiciones estándar (m3min a 20 C y la presión de 101,3 kPa). Con estos
dos elementos puede calcularse la masa de aire que el sistema es capaz de
entregar. Ver el ejemplo 5.8.
Cuando la capacidad de transferencia que se necesita calcular sea la de
un aereador superficial, debe determinarse la potencia de trabajo del motor, m,
y la capacidad o rendimiento, kg O 2 (kw-h) , del aereador en particular. En
el caso de no existir otra información, puede asumirse que la eficiencia del
185


motor es 90 % y la de los elementos mecánicos del aereador 85 %. De
acuerdo con esto ha de considerarse que 75 % de la potencia nominal del
motor del aereador superficial es convertido en energía para la transferen-
cia de oxígeno. Ver ejemplo 5.9.

Tabla 5.6. Intervalos típicos de valores de capacidad de transferencia de
oxígeno para algunos de los tipos de aereadores
1
Tipo de aereador No kg O2 (kW·h)
Superficial (baja velocidad) 1,21 3,04
Superficial (alta velocidad) 1,21 2,19
Turbina 1,21 2,25
Rotor de cepillo y placas 0,91 2,19
Difusores de burbuja fina 1,80 3,20
Difusores de burbuja gruesa 0,90 1,50

5.4.4. Eficiencia de la transferencia de oxígeno
La eficiencia de absorción o de la transferencia de oxígeno viene definida
para difusores y las turbinas como los kg h de oxígeno transferido por kg h de
oxígeno suministrado.
Los fabricantes definen la Eficiencia Estándar de Transferencia de Oxí-
geno (Eo) (Standard Oxygen Transfer Eficiency, SOTE) de sus implemen-
tos de aeración para agua de acueducto, a 20 0 C, cero oxígeno disuelto y a
nivel del mar.
k L a20 o C Cs20 o C
E (5.19)
16,56 Qs
Eo: Eficiencia estándar de transferencia %.
kLa: Coeficiente de transferencia de oxígeno h .
Qs: Flujo de aire m3 min , a 101,3 kPa, 20 0C.
V: Volumen del tanque de aereación.
Los valores de Eo deben ser rectificados para las condiciones normales
de trabajo, (eficiencia real o actual de transferencia de oxígeno, E), (AOTE),
Cs,m C
E E0 1,02 t 20
(5.20)
Cs20 oC

186


La eficiencia de absorción también puede ser calculada directamente,
k L a 20 o C Cs,m C
E 1,02t 20
V (5.21)
16 ,56 Qs
En la tabla 5.7 se brinda información típica de la eficiencia de transferencia
de oxígeno de varios tipos de difusores.

Tabla 5.7. Valores típicos de eficiencia estándar de transferencia de diferen-
tes difusores14

Tipo de difusor Profundidad E0 (%)
(m)
Domos de cerámica 4,2 29,0
Discos de cerámica 3,7 26,0
Placas de cerámica 4,5 30,0
Tubo plástico rígido poroso 4,0 27,0
Tubo plástico rígido poroso 4,5 30,0
Difusor no poroso de eje 4,5 12,0
longitudinal

5.4.5. Correlaciones para la transferencia de oxígeno
Eckenfelder15 ha desarrollado una correlación general para la transferencia
de oxígeno a partir de burbujas que ascienden a través de una columna de líqui-
do en reposo:
K L d s 13 dB B
H C (5.22)
DL
H: profundidad del líquido.
dB: diámetro de la burbuja.
B:
velocidad de la burbuja.
: densidad del líquido.
: viscosidad del líquido.
C: constante.
Si se considera que para burbujas de aire en el tanque de aereación se
cumple que:
A 6 Qs H
V dB B V (5.23)

187


la ecuación 5.20 puede ser expresada en términos de kLa.
Qs: flujo volumétrico de aire.
A: área a través de la cual ocurre la difusión.
V: volumen de líquido.
Para el intervalo de flujo de aire que normalmente se utiliza en la práctica se
cumple que,
dB ~ Qs n (5.24)
Las ecuaciones 5.20, 5.21 y 5.22 pueden combinarse para obtener una ex-
presión general para la transferencia de oxígeno por difusión

C H 2 / 3 Qs 1 n
kL a (5.25)
V
La ecuación 5.25 puede ser transformada en términos de masa de oxígeno
transferida por unidad de difusión

G C H 2 / 3 Qs 1 n
Cs C (5.26)
G = masa de oxígeno transferida en la unidad de tiempo
El comportamiento de todas las unidades de aereación por difusión pue-
de expresarse utilizando una forma modificada de la ecuación 5.26

G CQsn H mW p
( Cs, m C ) 1,02t 20
(5.27)
G: kg O2 transferido. h (unidad) a t oC y 101,3 kPa.
C: constante.
W: ancho de tanque de aereación.
n, m, p: características del implemento de aereación.
Una correlación similar a la anterior, pero para el caso de las turbinas es:
x
G C N t Qs n d v Cs C 1,02 t 20
(5.28)
Nt: velocidad periférica del impelente m s .
d: diámetro del impelente m.
x, n, v: características del implemento de aereación.
Es práctica común utilizar una relación entre el diámetro del impelente y el
diámetro equivalente del tanque de aereación entre 0,1 - 0,2 y una velocidad
periférica del impelente comprendida entre 3,1 - 5,5 m s .

188


Ejemplo 5.5
Con el propósito de aerear un reactor de 5 000 m3 de volumen efectivo se
requieren 300 kgO2h .
Diseñe el sistema de aereación mediante difusores para las siguientes con-
diciones:
temperatura 28 0C
concentración de oxígeno disuelto límite = 2 mgL
= 0,90 Pa = 101,8 kPa
Presión de aire requerida en la descarga = 156,5 kPa
La información que se dispone del proveedor se detalla:
Qs = 0,2 m3 min unidad a 20 0C y 101,3 kPa
= 0,8
C = 0,2076
n = 1,05
m = 0,70
p = 0,32
Solución:
Profundidad seleccionada (H) = 4,5 m
ancho = 8,0 m ( 2 H)
longitud = 139 m
Cálculo de Cs,m:
a 28 0C: Cs = 7,9 mgL
= 990 kg m
H = 4,5 m
Pa 0,5P
Cs,m Cs h
Po
Ph = 0,0098 ·h (kPa)
Ph = 0,0098 · 990 · 5,0
Ph = 43,66 kPa
101,8 0 ,5 43,66
Cs,m 7 ,9 9,64 mgL 1
101,3
Cálculo de las condiciones reales de trabajo de los difusores:
G = C Qsn Hm W p ( Cs,m - C) 1,02
G = 0,2076 · 0,2 1,05 · 4,5 0,70 · 10 0,8 (0,90 · 9,64 - 2,0) 1,02 8
G = 0,329 kg h unidad a 28 oC

189


Número de unidades necesarias:

300 kgh 1
912 unidades
0,329 kgh 1 unidad 1

Espaciamiento entre unidades,
139 m
0,15 m
912 unidades
Flujo de aire del compresor,
Qs = 0,2 x 912 = 182,4 m3 min
Potencia del compresor requerido:
E = eficiencia 70 %
P = 54,7 kPa ( P = P2 P1)
P1 y P2 = presión a la entrada y a la descarga respectivamente.
Qs
potencia kW
E

182,4 54,7
PT 1
237 kW
0,7 x 60 seg min
Capacidad de transferencia necesaria en condiciones reales.
G 0,329 912
N 1, 27 kgO 2 (kWh) -1
PT 237
Capacidad de transferencia requerida en condiciones estándar.
N Cs20 0 C
No
Cs,m C 1,02t 20

1,27 9,2
No
0.90 9,64 2 0,80 1,02 8

1
No 1,86 kO 2 kWh
Se necesita disponer de un implemento cuya capacidad de transferencia en
condiciones estándar sea superior a 1,86 kg O2 (k w h) .
Eficiencia de la transferencia de oxígeno,

190


O2 absorbido
E 100
O2 suministra do
Se asume que el oxígeno absorbido es el que se necesita, 300 kg h .
Oxígeno suministrado = 16,56 Qs = 3020 kg h
E = 9,9 %
La eficiencia de la transferencia en condiciones estándar:
Cs20 º C
Eo E
( Csm C ) 1,02t 20

Eo = 15 %
El dispositivo que se utilice debe tener además una eficiencia de transferen-
cia de 15 % en condiciones estándard.
Ejemplo 5.6
Para el mismo caso del ejemplo anterior, considere el diseño de un sistema
de aereación con turbinas.
Información adicional del proveedor:
Pd = 0,95 Eo = 20 % a = 0,85
Solución:
Cs,m = 9,83 mgL
Se asume como condición de trabajo que el oxígeno absorbido por el sistema
debe ser igual al oxígeno que se requiere = 300 kg h
Oxígeno suministrado = 16,56 Qs
oxígeno absorbido
Eo 0,20
oxígeno suministrado

300
0,2
16,56 Qs

Qs = 90,5 m3 min (20 °C, 101,3 kPa)
Potencia requerida por el compresor (Pc):
e = 70 % P = 54,7 k Pa

90,5 54,7
Pc 117,9k W
0,7 60

191


Potencia requerida por la turbina (Pt ):
Pt
Pd
Pc

Pt = 0,95 · 117,9 = 112 k W
Capacidad de transferencia que se requiere:
300 1
N 1,25 kgO2 kW h
Pc Pt
Capacidad de transferencia necesaria en condiciones ideales
N Cs20 0 C
N0
Cs,m C 1,02 t 20

No = 1,7 kg O2 (k W h)
Es necesario disponer de un dispositivo cuya capacidad de transferencia en
condiciones de referencia sea superior a 1,7 kg O2 (k W h) .

5.5. CONSUMO DE POTENCIA
La potencia teórica del compresor o soplador para un sistema de aereación
por difusión puede calcularse:
Pc = 1,1628 · m · Wc (5.29)
Pc: potencia teórica del compresor W.
m: flujo másico de aire que se comprime kg h .
Wc: trabajo en el eje del compresor kcal kg .
Asumiendo que para las presiones y temperaturas consideradas en la
compresión el aire se comporta como un gas ideal (lo que es una buena
aproximación),
A
1 P2
Wc A R T1 1 (5.30)
29 P1

A
1

192


Cp
= constante adiabática = 1,4 (para aire)
Cv
Cp, Cv = calores específicos a presión y volumen constantes respectivamente.
P2: presión a la profundidad que se introduce el aire kPa.
R: constante de los gases = 1,987 kcal (mol K) .
T1: temperatura de entrada del aire al compresor 0K.
P1: presión del aire a la entrada del compresor kPa.
La ecuación 5.30 puede expresarse de una forma más sencilla,
0 ,286
P2
Wc 0 ,2398T1 1 (5.31)
P1

La potencia real del compresor está determinada por el rendimiento global
del mismo, ,
= T· m (5.32)
T
: rendimiento termodinámico (desviación de las condiciones de reversibilidad
adiabática)
m
: rendimiento considerando las pérdidas en el motor y la transmisión
Pc
P (5.33)

Para el cálculo del requerimiento de potencia en el caso que se empleen
turbinas, ha de considerarse tanto el accionamiento del rotor como el funciona-
miento del compresor,
PT = Pc + Pr (5.34)
PT = requerimiento de potencia total.
Pc = potencia del compresor.
Pr = potencia del impelente o rotor.
Por otro lado, se ha demostrado que la capacidad de transferencia de oxíge-
no (N) óptima de un aereador de turbina está vinculado a la relación entre la
potencia del rotor y la del compresor:
Pr
Pd (5.35)
Pc
Las mejores condiciones de trabajo se presentan cuando el valor de Pd es
cercano a 1.

193


La potencia requerida por el impelente decrece en la medida que aumenta la
cantidad de aire introducido como consecuencia de la disminución de la densi-
dad de la mezcla bajo aereación. Por tanto:
Pd 1,0 para altos caudales de aire.
Pd 1,0 para bajos caudales de aire
Para evitar la formación de vórtices se suele emplear tabiques de choques.
Si el tanque de aereación es circular, se usan 4 tabiques uniformemente distri-
buidos en el perímetro del recipiente. Para tanques cuadrados se colocan 2
tabiques en paredes opuestas. En tanques rectangulares donde la relación largo:
ancho es mayor de 1,5 no se requiere la colocación de tabiques de choque.
Ejemplo 5.7
Para un sistema de aereación por difusión se necesitan 720 kg h de
oxígeno.
Calcular:
a) Rendimiento de la transferencia de oxígeno E.
b) Número de unidades de difusión.
c) Potencia real requerida.
d) Temperatura ambiente 28 0C.
e) Presión ambiental 99,96 k Pa.
f) Profundidad de los difusores 4,0 m.
g) Según el proveedor, el flujo másico de oxígeno entregado por cada
unidad de difusión es 0,8 kgO2 h (20 0C, 101,3 kPa, 0 mgL OD).
= 0,90
= 0,92
La concentración de oxígeno mínima deseada en el tanque de aereación es
2,5 mgL ,
Cs20 ºC = 7,9 mgL (101,3 kPa)

agua
= 990 g L (28 0 C)
Solución:
Pa 0,5Ph
a) Cs,m Cs
Po
Po = 101,3 k Pa.
Pa = 99,96 k Pa.
Ph = 0,0098 ,h = 0,0098 · 990 · 4,0.

194


Ph = 38,81 k Pa.
Cs,m = 9,31 mgL
La relación entre la transferencia de oxígeno en las condiciones reales y las
de referencia viene dada por:
E Cs,m C
1,02 t 20
Eo 9,2

0,92 9,31 2,5
E 0,8 0 ,90 1,028
9 ,2
E = 0,556 kg O2 h por unidad de difusión
b) Número de unidades de aereación:
720
U 1295 unidades
0,556
c) Pc = 1,1628 · m · Wc
0 , 286
P2
Wc 0,2398 T1 1
P1

P1 = 99,96 kPa
T1 = 28 0C = 301 0K
P2 = Po + Ph = 101,3 + 38,81 = 140,11 k Pa
Wc = 7,32 kcal kg
m = 720 kg h
Pc = 6128 W (potencia teórica)
Ejemplo 5.8
Una planta tiene 3 sopladores centrífugos, cada uno de ellos con una capa-
cidad en condiciones reales de trabajo de 43 m3 min . Dos de ellos están en
operación y el tercero en reposo. Determine la cantidad de aire que es capaz de
entregar el sistema.
Se dispone de la siguiente información:
Eficiencia estándar de transferencia de oxígeno de los difusores = 12 %
(SOTE)
Profundidad de los difusores en el tanque de aereación = 3,5 m
Presión = 101, 5 kPa; T = 28 C;
Densidad del agua = 990 kg m
= 0,85; = 0,90

195


Cs 28 °C = 7,92 mgL Cs 20 °C = 9,2 mgL ; C = 2,0 mgL

Po 0 ,5 Ph
Cs,m Cs
101,3

Ph 0,0098 h 0,0098 990 3,5 33,96 kPa

101,5 0,5 33,96 1
C s,m 7 ,92 9,26 mgL
101,3

0 ,90 9 ,26 2 8
E 0 ,12 0,85 1,02
9 ,2

E 0,082

E 8,2%
El cálculo del flujo másico de oxígeno que entregan los 2 aereadores se
realiza utilizando la eficiencia actual de los difusores y la capacidad estándar de
los sopladores.
Convertir la salida de los sopladores de las condiciones reales a las estándar
(20 oC, 101,3 kPa):

Tr Ps
r m3 min 1
s m 3 min 1
.
Ts Pr

9 o
T en o R R C 491,67
5
9
Ts 20 491,67 527 ,67 o R
5

9
Tr 28 491,67 542,07 o R
5

527,67 101,5
43
542,07 101,3

196


s = 41,9 m3 min .
El flujo másico de oxígeno que entregan los 2 aereadores se calcula utilizan-
do la eficiencia actual de los difusores y la capacidad de los sopladoes en condi-
ciones estándar (41,9 m3 min ),
kg O2 d = 2 · 41,9 m3 min · 1440 min.d · 0,232 kgO2(kg aire) .
1,29 kg aire m · 0,095 = 3430
por tanto, dos sopladores, que cada uno entrega 41,9 m3min van a transferir
3430 kg d .
Ejemplo 5.9
En una instalación existen dos aereadores superficiales mecánicos de 40
kW cada uno que son utilizados simultáneamente. Según reporta el fabri-
cante, el SOTR es de 1,8 kg O2 (kW - h) . Calcule el oxígeno transferido si
además se brinda la siguiente información:
= 0,85; = 0,90; Csm28 C = 7,92 mgL
T = 28 oC; C = 2 mgL

Cs C
N N0 1,02 t 20
Cs20

0 ,9 7 ,92 2
N 1,8 0 ,85 1,02 8
9,2

N = 0,99 kg(kW- h)
Por otro lado, se asume que la potencia utilizada para transferir el gas es el
75% de la nominal del motor: (0,90 · 0,85)
Por lo tanto, la potencia que es utilizada para transferir el gas es:
pkW = 0,75 · 40 = 30 kW
O sea, el oxígeno transferido es,
kg O2 d = N · pkW = 0,99 · 60 · 24 h d = 1426 kW

1 LEWIS, W.K. AND W. G. WHITMAN Ind. Eng.
Chem., vol. 16, no. 8, 1924.
2 DANCKWERTS, D. V.
Ind. Eng. Chem, vol. 43, no. 1, 1951.

197


3 TEWARI, P. K. AND J. K. BEWTRA:
4 ECKENFELDER, W. W.: Water Quaility Engineering for Practicing Engineers,
CBI Publishing, EE.UU., 1980.
5 MENÉNDEZ, C. L. Y J. PÉREZ:
Ing. Hidráulica, vol. 3, no. 2,
1982.
6 ECKENFELDER, W. W. AND J. O CONNOR: Biological Waste Treatment, Perga-
mon Press, Oxford, 1981.
7 MENÉNDEZ, C. L. Y L. GUERRA:
Ing. Hidráulica, vol. 9, no. 4, 1988.
8 HOOVER, S. R. AND S. H. PORGES:
Sewage and Industrial Wastes,
vol. 24, no. 7, 1957.
9 CHUBOBA, J., C. MENÉNDEZ Y J. PÉREZ: Fundamentos Teóricos de Algunos
Procesos para la Purificación de Aguas Residuales, Ed. ISPJAE, Ciu-
10 MENÉNDEZ, C. L.: Wastewater Treatment from the pulp and paper indus-
try, Ph.D. Thesis, Prague, 1986.
11 VASICEK, P.
Jour. of Water Poll. Control Fed., vol. 54, no. 6, 1982.
12 CLOUGH, G. F.:
13 KORMANIK, R. AND ET AL.: Proc. 28 th Ind. Waste Conf. Purdue University,
1973.
14 REDMON, D. T. AND ET AL.
no. 11, 1987.

198

Filtros Percoladores

CAPÍTULO 6
FILTROS PERCOLADORES

6.1. INTRODUCCIÓN
Los filtros percoladores o más correctamente denominados lechos
bacterianos, son sistemas de depuración biológica de aguas residuales, en
los que la oxidación de la materia orgánica se produce al hacer pasar, a
través de un medio poroso cubierto de una película biológica, aire y agua
residual. El agua residual fluye sobre la superficie del medio poroso o empa-
que en una delgada capa que está en contacto con la película biológica por
un lado y con el aire en los espacios intersticiales del empaque por el otro. El
fundamento del proceso está basado en las acciones producidas en todo el
espesor de la película biológica.
A favor del empleo de los filtros percoladores está el hecho demostrado, que
los cultivos fijos a un soporte o medio son afectados en menor medida, que los
cultivos suspendidos ante cambios de las condiciones ambientales, que preva-
lecen en un momento dado en las condiciones de trabajo del dispositivo de
tratamiento.1
La película biológica está constituida por un conjunto complejo de
microorganismos aislados y colonias de ellos, embebidos en una matriz de
polímeros, cuya estructura y composición es función de la edad de la
biopelícula y de las condiciones ambientales. 2
Como sucede con todos los sistemas de tratamiento biológico de aguas
r esiduales, los tipos y pr opor ciones de las diferentes especies de
microorganismos presentes en la población microbiana dependen de las con-
diciones de operación del sistema, especialmente la carga, y la composición
del agua residual.
Las condiciones aerobias se mantienen por el flujo de aire a través del
empaque o empaquetadura del lecho. La circulación del aire se realiza de
forma natural o forzada, a contra corriente o en el mismo sentido del flujo
de agua. Este flujo de aire es inducido por la diferencia entre el peso espe-
cífico del aire atmosférico dentro y fuera de la empaquetadura. En estos

199


sistemas, en muy raros casos, se emplea la ventilación forzada. En la figu-
ra 6.1 se muestra una vista de una planta depuradora que emplea filtros
percoladores.

Fig. 6.1. Vista de una instalación que emplea filtros percoladores.
Periódicamente existen desprendimientos de la película biológica. Esto hace
necesario el empleo de sedimentadores secundarios para la separación del sóli-
do de la corriente de líquido tratado. La sección transversal de un filtro se mues-
tra en la figura 6.2. También es recomendable el uso de sedimentadores primarios
para evitar tupiciones en el material de relleno que dificulten el libre paso de
agua y aire a través del mismo.

Fig. 6.2. Sección de un filtro percolador circular de brazo móvil rotatorio.

200


6.2. PARTES DE LAS QUE CONSTA UN FILTRO
PERCOLADOR. MECANISMO DE REMOCIÓN
DE LA DBO
6.2.1. Partes de que consta
Los filtros percoladores constan de 3 partes principales:
Sistema de distribución.
Empaquetadura.
Sistema recolector.
El sistema de distribución debe proporcionar una carga hidráulica uniforme so-
bre la superficie del filtro. Por tanto, han de evitarse atascos y paradas. Los aspersores
para la distribución del agua residual pueden ser fijos o circulares dependiendo de
que la estructura del filtro sea rectangular o circular respectivamente.
Los aspersores fijos requieren un dispositivo más complejo de distribución y,
por tanto, una mayor pérdida de carga (alrededor de 2 m). Los móviles consis-
ten en brazos giratorios, 2 ó 4, que se disponen radialmente, y son movidos por
carga hidráulica. La pérdida de carga prevista para estos casos es aproximada-
mente de 0,5 m. La velocidad de rotación es de 0,3 a 5 vueltas por minuto,
dependiendo de la carga hidráulica a la que se desea someter el percolador.

Fig. 6.3. Filtro percolador rectangular de distribuidor móvil no rotatorio.

201


A través del sistema recolector se extrae el efluente del tratamiento y se
produce además la circulación del aire.

Fig. 6.4. Sistema recolector de un percolador.
La recogida de agua residual tratada se efectúa por medio de un dispo-
sitivo de drenaje en el fondo del lecho bacteriano. Este sistema debe tener
previsto un sistema de canales de recogida, con la característica fundamen-
tal de que no debe existir sedimentación en los mismos, ya que el agua resi-
dual contiene los flóculos que sedimentarán en el decantador secundario.
Para ello la pendiente será del 1 % ó 2 %, y la sección no irá nunca llena de
agua, para que pueda realizar su función como canal de aereación. Una
recomendación de diseño indica que la zona de salida al falso fondo de agua
y aire sea 15 % ó 20 % de la superficie total del filtro.
La empaquetadura o relleno constituye el medio de soporte de la biomasa.
Las dos propiedades más importantes de los filtros percoladores son la
superficie específica y el porcentaje de huecos del empaque. La misma se
define como los m2 de superficie de relleno por m3 de volumen total del
empaque o relleno. Cuanto mayor sea la superficie específica mayor será la
cantidad de limo biológico presente por unidad de volumen. Por otra parte
mientras mayor sea la proporción de huecos en el empaque, se podrá traba-
jar con mayores valores de carga hidráulica y con menor riesgo de que
ocurra inundación por tupiciones.
El objetivo de los medios de empaque es el de proporcionar un soporte sólido
y estable para el limo biológico, y exponer la máxima área superficial al flujo del
líquido que se desea tratar, y de superficie mojada al contacto del aire.
El material que se utiliza para el relleno o empaque de los filtros debe poseer:
Resistencia mecánica.
Resistencia química.
Alta relación área/volumen.

202


Aunque el material de relleno puede ser de granito, coke o escoria entre
otros materiales, los medios más comúnmente empleados son el estándar de
piedra y material plástico.
Medio de piedra
a) Tamaño de la piedra 3-15 cm.
b) Área específica Av = 40 - 80 m2 m .
c) Peso específico = (2 - 3). 103 kg m .
d) Espacio vacío 50 % del volumen del empaque.
Material plástico
a) Medio de diferentes formas, tamaño y materiales.
b) Área específica Av = 20 - 250 m2 m .
c) Peso específico = 50 - 90 kg m .
d) Espacio vacío 90-95 % del volumen del empaque.
Las principales ventajas que sobre el medio estándar de piedra tiene el me-
dio de plástico son:
a) Alta área específica.
b) Mayor espacio vacío.
c) Bajo peso específico.
El limo que se desarrolla sobre los medios plásticos es, ecológicamente,
similar al que se forma sobre los medios minerales convencionales, que con-
tienen bacterias del tipo zoogleas, protozoos y macroinvertebrados.
Teniendo en cuenta que generalmente los filtros percoladores con em-
paques plásticos operan comúnmente a mucha mayor carga hidráulica que
los convencionales de piedra, la eliminación del exceso de limo o película
biológica es el resultado de la acción de lavado por el flujo de agua más que
por la acción de la actividad de los organismos macroinvertebrados.
La principal desventaja del medio plástico es su alto costo, aunque compensa-
do en cierta medida por el menor costo de las paredes y piso de la estructura que
lo contiene, al ser más sencillos que si el medio soporte empleado es la piedra.
Los materiales de plástico de los que más comúnmente se dispone pueden
ser de distribución ordenada o distribución aleatoria, también llamada caótica o
desordenada.
El empaque que se oferta para colocar en disposición ordenada se presenta,
generalmente, en paquetes (estructuras modulares) de configuración
paralelepípeda, de hojas conformadas y encoladas (por ejemplo, Flocor o Plasdek).
También pueden ser de forma tubular (tubos de 8 a 10 cm de diámetro) que
llevan tabiques internos para aumentar la superficie específica; estos tubos se

203


colocan a lo largo de toda la altura del filtro por capas (por ejemplo, el Bionet).
Figura 6.7.

Fig. 6.5. Colocación del material de empaque en un filtro.
La manera más económica de contener los empaques aleatorios es dentro
de estructuras de sección circular, y los sistemas modulares en estructuras
rectangulares. Por lo tanto, el tipo de empaque plástico prácticamente define
también el sistema de distribución a emplear.
La altura del empaque dentro del filtro percolador comúnmente oscila entre
1,5 y 8 metros. Cuando se emplea un medio convencional de piedra la altura
más utilizada es la de 2 m.

Fig. 6.6. Filtro percolador tipo torre con empaque plástico.

204


Los tamaños de árido recomendados, como ya fue expresado, oscilan de
3 a 15 cm de diámetro. Especial atención debe prestarse a la uniformidad
del medio, ya que mientras más uniforme sea su tamaño, mayor proporción de
huecos o espacios vacíos tendrá el empaque, para un tamaño dado del mismo.
Los materiales disponibles para su distribución dentro de la estructura del
filtro de forma aleatoria están constituidos por elementos individuales de un ta-
maño de 4 a 10 cm, dispuestos directamente en el lecho sin ninguna combina-
ción (por ejemplo, Norpac). Figura 6.7.

Fig. 6.7. Algunos tipos de empaques plásticos: a) Bionet. b) Norton.
Actifil. c) Norpac. d) Plasdek.

205


6.2.2. Mecanismo de remoción de la DBO
El mecanismo de remoción de los compuestos orgánicos en el filtro
percolador es similar al del proceso de lodo activado.
Una fracción del volumen del líquido que se aplica al filtro pasa rápidamente
a través del empaque y otra parte del flujo percola más lentamente poniéndose
en mayor contacto con el limo biológico. Los contaminantes suspendidos son
rápidamente removidos por adsorción y coagulación. La oxidación ocurre fun-
damentalmente en la fracción del flujo que tiene mayor tiempo de retención.3
La materia orgánica contaminante del agua es degradada en la película bio-
lógica. Esta película no debe tener más de 3 mm de espesor ya que no se puede
asegurar la acción del oxígeno en espesores mayores.4,5
La película biológica se forma por adherencia de los microorganismos al
árido y a las partículas orgánicas, formando la biopelícula . Al aumentar el espe-
sor de la biopelícula, las capas más internas de biomasa van tornándose anaerobias
al irse reduciendo paulatinamente la concentración de oxígeno disuelto disponi-
ble. En la capa más cercana al medio soporte, completamente anaerobia, se
produce desprendimiento de gases y rotura de la película, perdiendo la capaci-
dad de adherencia al medio poroso. Se desprende la película, siendo arrastrada
por el agua residual y conducida a la decantación secundaria, donde se produci-
rá la sedimentación. Figura 6.8.

Fig. 6.8. Representación esquemática de la película biológica sobre un
elemento de empaquetadura.

6.3. PARÁMETROS BÁSICOS DEL PROCESO.
DEFINICIONES
Los principales parámetros que caracterizan la operación de los filtros
percoladores son la carga hidráulica, carga orgánica, la eficiencia de purifica-
ción y la relación de recirculación.

206


Carga hidráulica (m3 de agua residual aplicada por m2 por día)
Qo
3
Af (m m d ) (6.1)

Q0: Flujo (m3 d )
Af: Área de la sección transversal del filtro (m2)
Carga orgánica (kg DBO5 aplicada por m3 por día)
Qo So So
Bv
Af H H (kg m d ), (6.2)

S0: DBO5 del afluente
H: Profundidad o altura del empaque (m)
Eficiencia de purificación
So S2
E 100 (%) (6.3)
So
S2: DBO5 del efluente
Qr
Relación de recirculación R
Qo
Qr: Flujo de recirculación
Un diagrama de flujo típico se representa en la figura 6.9.

Fig. 6.9. Diagrama de flujo de un sistema de filtro percolador. 1) Sedi-
mentador primario. 2) Filtro. 3) Sedimentador secundario.

6.4. CLASIFICACIÓN DE LOS FILTROS PERCOLADORES
Los filtros pueden clasificarse, de acuerdo con los parámetros tecnológicos
bajo los cuales se operan, en cuatro grupos:
a) De baja velocidad.
b) De velocidad media.

207


c) De alta velocidad.
d) De velocidad super alta.

Filtros de baja velocidad:
Generalmente no emplean recirculación
3
m d
Bv = 0,2 kg m d

Filtros de velocidad media:
La dosificación es continua, con recirculación
3
m d
Bv d
Filtros de alta velocidad
Usualmente de empaque sintético y recirculación
3
m d
Bv d

Filtros de velocidad super alta
Empaque sintético y recirculación
Profundidades mayores a los 6 m
3
m d
Bv d
Los filtros con empaque de piedra no deben operarse con cargas hidráu-
lica y orgánica con valores en el intervalo de 5,0 a 15 m3 m d y 0,2 a 0,7
kgm d respectivamente. Al operar un filtro de piedra en este intervalo se
corre el riesgo de tupición del mismo. Esto no ocurre con los filtros con
empaquetaduras plásticas. Estos últimos pueden ser operados dentro de todo
el intervalo de valores de cargas. 6

6.5. RECIRCULACIÓN
Una de las razones que justifican la introducción de la recirculación es
para evitar la tupición del filtro. Para flujos elevados el limo o cieno biológi-
co se remueve más fácilmente del filtro a través de la autolimpieza.
La aplicación de la recirculación tiene como consecuencia además una
dilución de la concentración de las sustancias orgánicas del agua residual.

208


La concentración de DBO de la mezcla puede calcularse por un balance de
materiales a la entrada del filtro,
Qo So Qr S 2 S m Qo Qr (6.4)

So R S2
Sm
1 R
Para el empleo del empaque de piedra en el tratamiento de aguas
residuales urbanas usualmente se recomienda que la DBO5 del agua resi-
dual a la entrada al filtro no sobrepase de 100 a 150 mg/l. Puede considerar-
se que un agua residual urbana decantada tiene una DBO5 media del orden
de 200 mg/l. Una recirculación R del 100 al 150 % es suficiente, en general,
para respetar esta regla. 7
Para aguas residuales con sólidos suspendidos debe ser utilizado un
sedimentador primario a la entrada del filtro, fundamentalmente cuando la
empaquetadura de este sea de piedra. Si el agua residual contiene bajo nivel de
sólidos suspendidos y el medio filtrante es de material plástico puede obviarse
en ocasiones el uso de la sedimentación primaria.

6.6. FACTORES QUE INCIDEN EN LA EFICIENCIA
DE PURIFICACIÓN
Entre los factores que inciden en la eficiencia de purificación pueden citar-
se, como los principales, el tiempo de contacto con el limo biológico, la tempera-
tura, la cantidad y actividad de los microorganismos en el limo y la transferencia
de oxígeno a la película de limo.

6.6.1. Tiempo de contacto
El tiempo de contacto promedio a través del filtro puede expresarse por la
relación: 8
H
t C n (6.5)

donde:
H: Profundidad del filtro.
: Carga hidráulica.
C y n: Constantes que varían con el tipo de empaque.

209


La experiencia demuestra que el tiempo de contacto promedio en el filtro
varía entre 5 y 60 minutos en dependencia de la carga hidráulica.9 La existencia
del limo también incrementa el tiempo de retención. Este tiempo tiende a
incrementarse debido al almacenamiento de agua por capilaridad. No obstante,
Mehta y col.,10 señalan que los análisis del tiempo de retención en los percoladores
carecen de importancia y solo dificultan distinguir los aspectos fundamentales
en discusión.
El efecto de la carga hidráulica del filtro sobre la eficiencia se ilustra en la
figura 6.10.
En la figura 6.10 se observa que para un valor de carga hidráulica constante,
la eficiencia de remoción de DBO se mantiene también constante, independien-
temente de la concentración del afluente. Por otro lado, para un valor fijo de
DBO de entrada, la eficiencia de remoción disminuye cuando se incrementa la
carga hidráulica.11
Como se verá más adelante, esta propiedad es reflejada en el modelo de
primer orden que describe el comportamiento de los filtros percoladores.

Fig. 6.10. Influencia de la carga hidráulica sobre la eficiencia.

6.6.2. Temperatura
El efecto de la temperatura sobre el funcionamiento de los percoladores es el
resultado de dos efectos opuestos. Por un lado, la difusividad de los contaminantes
y el oxígeno aumenta al elevarse la temperatura, así como también se incrementa
la actividad biológica; por otra parte, la solubilidad del oxígeno en el agua disminu-
ye. El efecto neto resultante de los dos ha sido reflejado en diferentes expresiones
empíricas que establecen la relación entre la temperatura y la eficiencia del proce-
so. Tal es el caso de Shriver y Bowers12 entre otros.

210


Sin embargo, teniendo en cuenta que el efecto de la temperatura sobre los
filtros percoladores es similar al que tiene este parámetro sobre todos los procesos
biológicos, el mismo puede expresarse mediante la ecuación 6.6, de base también
empírica, pero a la que además puede llegarse a través de la ecuación de Arrhenius:
t
kT = k20 · (6.6)
usualmente se toma como 1,035 13, 14 ó 1,047.
Un criterio conservador es asumir el valor de 1,045.15

6.6.3 Cantidad y actividad de la capa de limo
La cantidad de la película biológica en el empaque del filtro varía con la
profundidad y con la temperatura.16,17 El espesor de la biopelícula disminuye en
la medida que se desciende a través de la altura del empaque, ya que disminuye
la concentración de materia orgánica biodegradable.
Se estima que para filtros de baja velocidad la cantidad de biopelícula
varía de 4,7 a 7,1 kg por cada metro cúbico de empaque, mientras que para
filtros de alta carga la masa de limo que se logra está comprendida entre 3,3
y 6,5 kg m . 6
La eficiencia de remoción de DBO no está tan directamente relacionada
con la cantidad de biomasa presente como con la fracción de esta que actúa
como un oxidante activo.
Por otra parte, el espesor de la biopelícula normalmente está comprendido
entre 0,1 y 2,0 mm. Existe un efecto perjudicial en la operación del filtro percolador
si dicho espesor es superior a los 2,0 mm, pudiendo presentarse una obstrucción
del relleno, dificultando el flujo del agua residual y la transferencia de oxígeno a
los microorganismos aerobios. Jenkins18 determinó que el espesor de la biopelícula
que proporciona la máxima eficiencia está alrededor de 0,25 mm. Sin embargo,
en este sentido hay resultados muy diversos. Mientras que Bruce19 sitúa la pro-
fundidad aerobia activa en un espesor entre 0,05 y 0,1 mm, Kornegay y
Andrews20 señalan profundidades críticas entre 0,07 y 0,15 mm, La Motta21 las
sitúa entre 0,012 y 0,065 mm. Por su parte, Williams, 22 reporta buenos resulta-
dos tratando aguas residuales del procesamiento de alimentos, con espesores de
biopelícula de hasta 8 mm de espesor.
La cantidad de fracción activa varía con la carga orgánica, la carga hidráu-
lica y la temperatura.16 El espesor de película activa depende además de la
profundidad de la película a través de la cual penetra el oxígeno para mantener
las condiciones aerobias.
Además del efecto que posee la carga hidráulica sobre el espesor de la
biopelícula, existe un control natural como consecuencia de la acción depredadora

211


ejercida por macroinvertebrados, larvas y gusanos que coexisten con las bacte-
rias, protozoos y hongos, en el limo acumulado.

6.6.4. Transferencia de oxígeno a la película del limo
El oxígeno necesario para la oxidación biológica en el seno del filtro, es
suministrado por el aire que fluye a través del mismo.
El fenómeno de la aereación natural, fue estudiado por Halvorson, Savage y
Piret,23 quienes llegaron a relacionar la diferencia de temperatura entre el aire y
agua, con el caudal y dirección del aire, formulando una ley lineal del siguiente tipo:
(6.7)
siendo:
Qa: Caudal de aire en m3m d.
Ta: Temperatura del agua en el interior del lecho en ºC.
TL: Temperatura exterior del aire en ºC.
T: Constante de 2 ºC para lechos convencionales.
K: Constante del lecho.
Para una diferencia de temperatura = 6 ºC, el caudal de aire garan-
tizado es aproximadamente 18 m3m h .
El esquema de la circulación del aire puede verse en la figura 6.11, deducido
de la siguiente expresión para filtros convencionales,
Va = 0,075 (Ta-TL) - 0,15 (6.8)
siendo Va = Velocidad del aire (en m·min ).

Fig. 6.11. Circulación del aire en un lecho.

212


Halvorson determinó que es necesaria una corriente de aire mínima
de 0,3 m·min para que se realice una buena oxigenación. Por tanto, las
diferencias ideales entre la temperatura del agua en el interior del filtro y la

intervalo definido por estos valores la aereación es deficiente y por tanto se
pueden producir procesos anaerobios indeseables.
Tal como se afirma anteriormente, la fracción activa de la biopelícula de-
pende en cierta medida del nivel de penetración del oxígeno a través del espesor
de la misma. Esta profundidad puede ser estimada por las relaciones que si-
guen.
Durante la operación en estado estacionario de un filtro percolador, la velo-
cidad de transferencia de oxígeno del líquido a la película biológica puede
obtenerse por:6
DL
M A C1 C2 kgh (6.9)
h
donde:
C1 y C2: Concentraciones de oxígeno a la profundidad 1 y 2 de la película.
DL: Difusividad a través del espesor de la película (m2 h ) h.
A: Área de la película.
La velocidad de utilización de oxígeno por los microorganismos en la pelícu-
la puede expresarse:
M kI W A h (6.10)
donde:
W: Gravedad específica de la película.
kI: Constante de velocidad (h ).
En condiciones de estado estacionario la velocidad de consumo de oxígeno
es igual a la velocidad de transferencia, por lo tanto,
DL
A C1 C2 kI W A h (6.11)
h
La penetración máxima de oxígeno ocurrirá cuando la concentración de
oxígeno C2 a la profundidad h sea cero, y

DL C1
h (6.12)
kI W

La máxima profundidad de la zona aeróbia es de 2 a 3 mm.

213


6.7. DISEÑO DE FILTROS PERCOLADORES
En la actualidad son reconocidos muchos modelos para el diseño de filtros
percoladores. En este texto se abordará el estudio de dos de los más reconoci-
dos. El modelo de Eckenfelder (primer y segundo orden),24 que tiene su funda-
mento en los estudios de Velz 25 y Howland,8 y el modelo empírico del National
Research Council (NRC).26

6.7.1. Modelo de Eckenfelder
Con el objetivo de describir el comportamiento de los filtros percoladores, se
han desarrollado diferentes modelos matemáticos. Muchos de estos modelos se
basan en la suposición de que la velocidad de remoción de compuestos orgáni-
cos biodegradables, siguen una cinética de primer orden, asumiendo el modelo
de flujo tubular o de pistón.
El modelo de reacción de primer orden puede obtenerse como sigue:
dS
k1 S (6.13)
dt
Asumiendo el comportamiento de flujo a pistón:
S2 k1 t
e (6.14)
So
S0: DBO del afluente.
S2: DBO del efluente.
k1: constante de velocidad del proceso.
Sustituyendo para el tiempo t la ecuación (6.5) en (6.14),

H
k1 C
S2 n
e (6.15)
So
La constante de velocidad depende de la temperatura de acuerdo con la
ecuación 6.6:
kT k20 t 20

La constante de velocidad también depende de la cantidad de
microorganismos en la película. Esta cantidad es proporcional a la superficie
específica del medio utilizado.

214


Sustituyendo la ecuación (6.6) para k1 en (6.15) y combinando todas las
constantes en una sola:

S2 k 20 t 20
Av H n

e (6.16)
So
AV: Área específica del empaque, m2m .
El modelo descrito por la ecuación (6.16) es conocido como modelo de
Eckenfelder.24
El exponente n varía entre 0,5 y 1,0 en dependencia del medio de
empaquetadura empleado. Benjes 27 ha fijado el valor de n en 2/3 para empaque
de piedra y de 1/2 para los medios plásticos. Para empaque plástico aleatorio,
Porter y Smith28 recomiendan el valor de 0,44 para n.
De la ecuación 6.16 puede obtenerse una expresión para calcular el volu-
men necesario de empaque. Así:
a) Cuando no hay recirculación,
n
S
ln 0
S2
V Q0 H
kAV H (6.17)

b) Cuando hay recirculación,
n
Sm
ln
S2
V Q0 Qr H
kAV H (6.18)

So R S2
Sm (6.19),
1 R

Qr
R (6.20)
Qo
Sin embargo, la mayoría de las aguas residuales contienen sustratos com-
plejos con diferentes velocidades de remoción. Esto hace necesario utilizar
una forma retardada de la ecuación que describe la remoción global del

215


proceso. Esta ecuación retardada puede ser obtenida del modelo de reac-
ción de segundo orden como sigue:
dS
k2 S 2 (6.21)
dt
Asumiendo el comportamiento de flujo a pistón:
S2 1
So (6.22)
1 k2 S o t
Utilizando el mismo procedimiento que para el modelo de primer orden:
S2 1
S0 1 So k 20 t 20
Av H n (6.23)

El exponente n varía en el intervalo comprendido entre 0,85 y 1,25 en depen-
dencia del medio de empaquetadura empleado.
Para el modelo de segundo orden el volumen de la empaque se calcula
según:
a) Sin recirculación,

S S n
o 2
S
V 2 Q H
S kA H o (6.24)
o V

b) Con recirculación,

S S n
m 2
S
V 2 Q Q H
S kA H 0 r (6.25)
0. V

Ejemplo 6.1
Se desea tratar 3217 m3·d de un agua residual industrial con una DBO de
850 mg·L hasta obtener un efluente de 280 mg·L . Se empleará una torre
de 6 m de altura cuyo empaque tiene un área específica de 100 m2·m .

216


Determine la car ga hidráulica, ár ea de columna y r elación de
recirculación. La máxima DBO que debe existir a la entrada del filtro
percolador es de 570 mg·L .
Considere que se cumple el modelo de primer orden y,
k = 0,008 m·d n = 0,5
t = 28 C
Cálculo de R,
S RS 850 R 280
S o 570
m 1 R 1 R
R = 0,96 1,0
Cálculo de la carga hidráulica, ,
S n
exp k Av H
Sm

280 0 ,5
exp 0,008 100 H , n = 44 m3·m ·d
570
Área,
Q R Q 3217 1.3217
A o o 146,23
44
A = 146,23 m2
Volumen de empaque, V = H·A = 877,38 m3
Carga orgánica,
3
Sm Qo Qr 10
Bv 4 ,18 kg·m ·d
V
Los valores de carga hidráulica y orgánica chequean para el tipo de filtro
deseado.
Ejemplo 6.2
Determine el volumen de relleno necesario para tratar 1200 m3d de un
agua residual cuya DBO 5 es de 200 gm si se desea obtener 90 % de
remoción.
Considere el modelo de primer orden, empaque plástico,

217


t = 26 C H = 3,0 m Av = 150 m2m n = 0,5
k20 C = 0,071 md
t 20
Asumiendo que kt k 20 1,047
Se tendrá que k26 C = 0,01
a) Sin recirculación,
n
S
ln 0
V S Q0 H
kAV H

0 ,5
200
ln
V 20 1200 3,0
0 ,01 150 3,0

V = 940 m3
Si H = 3 m,
entonces el diámetro de filtro a utilizar será: 20 m
Comprobando los valores de carga hidráulica y carga orgánica:
Q0 1200
Carga hidráulica: 3,8 m3m d
A 313
3
S 0 Q0 200 1200 10
Carga orgánica: BV
V 940
BV = 0,25 kgm d
Aun cuando el valor de la carga hidráulica está dentro del intervalo reco-
mendado para filtros sin recirculación, la carga orgánica tiene un valor algo
superior al recomendado. No obstante, podría considerarse que no es necesario
el uso de la recirculación a menos que se desee una mayor flexibilidad en la
operación. Hoy día lo más común, aun en casos como este, es concebir la
recirculación para seguridad de la operación y obtener una mayor flexibilidad de
trabajo.
Además de la ventaja que ofrece la recirculación en cuanto a evitar tupiciones
en el filtro, puede citarse la de la posibilidad de utilizar mayores alturas de filtro.
Esta ventaja puede hacerse más evidente en la medida que el material utilizado
en el empaque sea más ligero.

218


b) Con recirculación,
n
Sm
ln
V S Q0 Qr H
kAV H

Si R = 0,5 Sm = 140 mgL

0 ,5
140
ln
V 20 1200 600 3,0
0,01 150 3,0

V = 1009 m3
Si H = 3,0 m, entonces el diámetro de filtro a utilizar será: 21 m
Comprobando los valores de carga hidráulica y carga orgánica:
Q0 Qr 1800
Carga hidráulica: 5,3 m3m d
A 336
3
Sm Q0 Qr 140 1800 10
Carga orgánica: Bv
V 1009
BV = 0,25 kgm d
Tal como se aprecia, los valores de carga hidráulica y carga orgánica obte-
nidos coinciden ahora con los recomendados para un filtro de velocidad media.
Si se incrementara la altura de empaquetadura, se reduce el área y como
consecuencia aumenta la carga hidráulica sobre el filtro.

6.7.1.1. Relación volumen - altura
La relación entre la altura de la empaquetadura en el filtro y el volumen que
ocupa esta es función del valor de n. Figura 6.12. En la tabla 6.1 se ofrece el
factor por el que se afecta el volumen de la empaquetadura al aumentar la
profundidad para distintos valores de n.

219


Tabla 6.1. Factor por el que se afecta el volumen del filtro al aumentar la
altura H, para 5 valores de n
ALTURA
n
1,5 H 2H 3H
0,4 0,54 V 0,35 V 0,19 V
0,5 0,67 V 0,5 V 0,33 V
0,7 0,84 V 0,75 V 0,62 V
0,8 0,91 V 0,83 V O,75 V
1 V V V

Fig. 6.12. Variación del volumen de empaque con la profundidad para
distintos valores de n.

6.7.1.2. Efecto de la recirculación
Es importante destacar el efecto de la recirculación sobre la eficiencia de
depuración así como sobre las cargas hidráulica y orgánica del filtro. Estos efectos
pueden apreciarse en las figuras 6.13 y 6.14.
La eficiencia del filtro, disminuye al aumentar la recirculación, cuando esta
es medida con respecto a la DBO de entrada (Sm) según la figura 6.9. Sin
embargo, cuando se calcula sobre la base de S0, se mantiene constante, inde-
pendientemente del flujo de recirculación. Figura 6.13.
Por otro lado, tal como se observa en la figura 6.14, el efecto de la
recirculación sobre la carga hidráulica es más notable que sobre la carga
orgánica. Esto se debe a que en esta última el incremento del flujo de entra-
da es compensado en parte por la disminución de la concentración que ex-
perimenta la DBO a la entrada.

220


Fig. 6.13. Efecto de la recirculación sobre la eficiencia. 1. Calculada a
partir de S0. 2. Calculada a partir de Sm.
En la tabla 6.2 se destaca el efecto de la recirculación para un caso particular.

Fig. 6.14. Efecto de la recirculación sobre las cargas hidráulica y orgánica.

Tabla 6.2. Eficiencia, carga hidráulica y orgánica para distintos valores de R

Q0 = 4500 m3d-1 H=2m AV = 72 m2m-3
S0 = 300 mgL-1 k = 0,02 V = 3905 m3
R Ef/S0 Ef/Sm BV
kgm3d-1 m3m-2d-1
0 85,0 85,0 0,34 2,30
0,5 84,7 78,0 0,37 3,46
1,0 84,9 74,0 0,40 4,61
1,5 85,3 69,8 0,42 5,76
2,0 85,6 66,5 0,44 6,92
2,5 86,0 63,8 0,47 8,07

221


6.7.2. Modelo del NRC
Más que un modelo que pretenda explicar la respuesta de un proceso
ante la incidencia de diferentes factores, el método del NRC trata de un
sistema de cálculo.
Este método es el resultado de un estudio realizado en la década de los
años cuarenta del siglo pasado en bases militares en Estados Unidos de
Norteamérica. En el método son obviados algunos parámetros como el área
específica de la empaquetadura y la influencia de la carga hidráulica en la
eficiencia de la depuración.
De acuerdo con el NRC, el volumen de la empaquetadura de un filtro
percolador puede calcularse según,
2
0,443 E W
V (6.26)
100 E F
donde:
V: volumen m3.
W: carga de DBO kgd .
E: eficiencia de depuración %.
F: factor asociado a la recirculación,

1 R
F 2 Qr
1
R (6.27); R
Q0
10

Ejemplo 6.3
Estime el volumen de empaque necesario para tratar 2500 m3 d de un
agua residual urbana cuya concentración de DBO5 es 250 mgL si se re-
quiere un efluente con una DBO de 25 mgL . Considere una altura de em-
paque de 2,0 m.
E = 80 %
Asumiendo inicialmente R = 0, F=1
W = 250 · 2500 · 10 = 625 kgm3d
2
0,443 E W
V
100 E F

222


2
0,443 80 625
V 1962,5 m3
100 80 1
Si H = 2,0 m, entonces el área será,
A = 981,25 m2
Verificando los valores de carga hidráulica y carga orgánica:
2500
2 ,55 m3m d
981,25

625
BV 0,32 kgm3d
1962,5
La carga hidráulica está dentro del intervalo que corresponde a los siste-
mas sin recirculación. Sin embargo, el valor de la carga orgánica es superior
al valor máximo de 0,2 kgm3 d recomendado para esta variante de R = 0.
Asumiendo R = 1, F = 1,65
2
0,443 80 625
V 1189 m3
100 80 1,65
Si H = 2,0 m, entonces el área será,
A = 594,5 m2
Verificando los valores de carga hidráulica y carga orgánica:
5000
8,41 m3m d
594,5

625
BV 0,52 kgm3d
1189
Ahora tanto la carga hidráulica como la orgánica se corresponden con los
valores del intervalo para filtros de velocidad media. Por lo tanto, el volumen a
utilizar de empaque es de 1189 m3 y R = 1.

223


6.8. CÁLCULO DE LAS CONSTANTES DEL MODELO
DE PRIMER ORDEN
6.8.1. Determinación de n y k a temperatura constante
La mayor dificultad en el uso del modelo de primer orden para el diseño de
filtros percoladores radica en la necesidad de conocer los valores de los
parámetros n y k. En el caso de n, esta información puede obtenerse de las
firmas que ofertan el material de empaque. El valor de k puede conocerse de
diferentes fuentes bibliográficas.
Por otro lado, los valores de k y n pueden ser calculados en pruebas realiza-
das en plantas piloto o semipiloto.
En la figura 6.15 se presenta el diagrama de una instalación tipo semipiloto
de filtro percolador.

Fig. 6.15. Filtro percolador semipiloto.
Esta planta puede operarse tanto con empaque de piedra como de material
plástico. Este último permite mayor profundidad de empaque.
El procedimiento consiste en realizar pruebas a varios valores de carga
hidráulica y diferentes alturas de empaque. Para ello el filtro debe tener
previsto tomar muestras a diferentes profundidades. Generalmente se utili-

224


zan entre 3 y 5 valores diferentes de carga hidráulica, en un intervalo que
dependerá del tipo de empaque disponible, y 4 alturas o profundidad de em-
paque.
Una de las mayores dificultades para la realización de estas pruebas se
encuentra en la formación del limo. Esta se puede lograr en un término de 3 a 4
semanas. Debe conocerse de antemano el área específica (AV) del material que
se utilizará como empaque.
Procedimiento
1. Para la puesta en marcha de la instalación, con la salida del filtro cerrada, se
alimenta una vez al día el agua residual que se desea tratar, y se recircula
durante 24 horas.
2. Transcurridas 24 horas se extrae el agua residual y se alimenta una nue-
va carga. Esta operación se repite de 2 a 3 semanas. Se sugiere que
la carga hidráulica sobre el filtro en esta etapa no debe ser mayor
de 4 m3 m d . Si en ese periodo se logra la formación de limo sobre el
empaque, se debe cerrar la recirculación e iniciar la operación normal del
filtro a la menor carga hidráulica de las que se seleccione para trabajar
en las siguientes etapas.
3. Determinar los valores de carga hidráulica de trabajo así como las alturas a
las que se tomarán las muestras.
4. Para cada valor de carga hidráulica se tomarán muestras a las diferentes
alturas.
5. Los análisis de las muestras se expresan en por ciento de DBO remanente
(S/S0 · 100).
Para cada valor de carga hidráulica a las que se realizan las experiencias, y
teniendo en cuenta la ecuación:

n
S kA H
e V
, (6.27)
S
0
se representa en papel semilogarítmico el % de DBO remanente en función de
la profundidad, H:

S n n
ln kAV H kA H (6.28)
S V
0
De esta manera puede obtenerse una familia de rectas, dependiendo de la
cantidad de cargas hidráulicas seleccionadas, y cuya pendiente en cada caso
será, en valor absoluto, kAV n. Figura 6.16 del ejemplo 6.4.
225


7. En un gráfico doble logarítmico (log-log) se representan los valores absolutos
de las pendientes de las rectas obtenidas en el paso 6, (k·AV· n), en función
de la carga hidráulica que le dio origen:
log pendiente log kAV n log (6.29)
De la pendiente de la recta correspondiente se obtiene el valor de n.
8. El valor de k se obtiene de la ordenada, considerando como valor de origen,
el valor de abscisa correspondiente a la menor carga hidráulica. Figura 6.17.
El valor de la ordenada, en el punto tomado como origen es igual a kAV n.
Del valor de n así como del valor de la menor carga hidráulica de las utiliza-
das, puede obtenerse la constante k.
Ejemplo 6.4
Para determinar los valores de los parámetros n y k se opera una instalación
semipiloto con un material sintético de empaque cuya área específica es
de 200 m2m . Las pruebas se realizaron a 5 cargas hidráulicas diferentes, to-
mando muestras a 4 profundidades de filtro. Las mediciones de DBO en cada
caso arrojaron los resultados que aparecen en la tabla 6.1, reportados como
S/S0. Calcule n y k.

Tabla 6.3. Valores de S/S0 · 100 a diferentes cargas hidráulicas y alturas
Ejemplo 6.4.

Carga hidráulica m3m-2d-1
Altura m 15 27 36 46 70
1,5 70 64 62 58 48
3,0 49 41 38 33 23
4,5 33 26,5 23 19 11
6,0 23 17 14 11

1. Para cada carga hidráulica se grafica el % DBO remanente en función de la
profundidad,

S n
ln kA H
S V
0
obteniendo la familia de rectas de la figura 6.16. Al calcular la pendiente
(-kAV n) de cada una de las rectas,

226


Tabla 6.3.a. Valor de la pendiente a diferentes cargas hidráulicas
m3m-2d-1 15 27 36 46 70
-n
Pendiente (kAV ) -0,490 -0,370 -0,330 -0,295 -0,247

S
100
S0

Fig. 6.16. % de DBO remanente en función de la profundidad.
2. En log-log se grafica el valor absoluto de las pendientes en función de la
carga hidráulica. Figura 6.17.
log pendiente log kAV n log
La pendiente de esta recta es la constante n = 0,44
3. Para obtener el valor de k: se toma la ordenada que corresponde con = 15
m3m d , que al ser la menor de las cargas hidráulicas, representa el origen,
kAV n = 0,49
como: n = 15 = 0,30 y AV = 200, entonces,
k = 0,008 md

227


Fig. 6.17. Representación gráfica de kAVH en función de .

6.8.2. Cálculo de la dependencia de k con la temperatura
En la ecuación 6.16 quedó expresada la relación que existe entre el valor de
k a una temperatura de referencia, 20 C, y su valor a cualquier otra tempera-
tura. Esta relación permite que pueda conocerse el valor de las constantes de un
filtro percolador a cualquier temperatura, y a partir de él, determinarla a una
temperatura de interés.
En este epígrafe se describe, mediante el ejemplo 6.5 un procedimiento para
calcular, experimentalmente el valor del parámetro de la ecuación 6.16. En el
propio ejemplo se aplica una variante del procedimiento descrito en el epígrafe
6.8.1 para el cálculo de k y n cuando se dispone de información de una sola
profundidad de empaque.
Ejemplo 6.5
Los datos de la tabla 6.4 fueron obtenidos para tres temperaturas diferentes,
20 C, 25 C, y 30 C.
Determine los parámetros n y kt, para el modelo de primer orden, así como
una expresión que permita conocer la influencia de la temperatura sobre la efi-
ciencia de depuración. Profundidad del filtro 1,83 m; AV = 72 m3m d .
R=0

228


La ecuación (6.16) puede escribirse:

S0
ln ln ln kt AV H n ln (6.30)
S2

S0
graficando ln ln S en función de ln ha de obtenerse una línea recta cuya
2

pendiente es el parámetro n y su intercepto con el eje de ordenadas ktAVH.
En la figura 6.18 se muestra, a modo de ejemplo, la recta correspondiente a
la temperatura de 20 C. Para las restantes 2 temperaturas se procede de ma-
nera similar.

Tabla 6.4. Modelo cinético de primer orden

No. Temp C S0 S2 Ln
(mgL-1) (mgL-1) (m3m-2d-1)
1 20 213 44 2,176 0,777429
2 64 4,901 1,589386
3 87 6,529 1,876321
4 102 8,705 2,163933
5 25 197 26 2,176 0,777429
6 55 4,901 1,589386
7 61 6,529 1,876321
8 72 8,705 2,163933
9 96 10,881 2,387035
10 95 13,602 2,610246
11 107 16,322 2,792500
12 112 21,762 3,080182
13 30 212 22 2,176 0,777429
14 42 4,901 1,589386
15 49 6,529 1,876321
16 64 8,705 2,163933
17 88 10,881 2,387035
18 110 13,602 2,610246
19 114 16,322 2,792500
20 129 21,762 3,080182

S0
Cuando se grafica ln ln vs ln a cada temperatura, se obtienen 3
S2
juegos de valores de n y kt. Tabla 6.5.

229


Tabla 6.5. Procesando los datos

Temperatura C n kt
20 0,537 0,0189
25 0,579 0,0246
30 0,701 0,0351

Valor promedio de n = 0,6
Con el valor promedio de n y aplicando la ecuación 6.30, se recalculan los
valores de kt para cada uno de los puntos experimentales.

Fig. 6.18. Ejemplo del cálculo de n para la temperatura de 20 °C.
Procesando los datos de la Tabla 6.4, para el modelo cinético de primer
orden, se obtienen las tablas 6.6 a 6.8.

Tabla 6.6. Procesando datos

Temp. S0 Valor de kt obtenido
20 C ln ln considerando n = 0,6
S2
n = 0,6 y aplicando la ec. 6.30
1 0,4493926 0,0189655
2 0,1843271 0,0236824
3 -0,1105025 0,0209484
4 -0,3060914 0,0204717
promedio 0,0210170

230



S2
5 0,7056226 0,0245044
6 0,2436287 0,0251293
7 0,1589931 0,0274279
8 0,0065163 0,0279839
9 - 0,3300949 0,0228488
10 - 0,3156333 0,0265038
11 - 0,4936819 0,0247442
12 - 0,5714521 0,0272058
promedio 0,0257240


S2
13 0,8178148 0,0274138
14 0,4817572 0,0318858
15 0,3816955 0,0342697
16 0,1804057 0,0332994
17 - 0,1286866 0,0279469
18 - 0,4214331 0,0238429
19 - 0,4774105 0,0251501
20 - 0,6996203 0,0239331
Promedio 0,0284677

De esa manera se obtiene que para el sistema bajo estudio:
n = 0,6 y los valores de kt obtenidos son:
0,0210170 a 20 C
0,0257240 a 25 C
0,0284677 a 30 C
Para calcular la influencia de la temperatura, se hace uso de una ecuación
similar a la 4.33,
1
ln kt a p
T

231


Tabla 6.9. Procesamiento de datos

Temperatura 1 /T kt ln kt
Kelvin
293 0,003412969 0,021017 - 3,8624236
298 0,003355705 0,025724 - 3,6603309
303 0,003300330 0,028467 - 3,5589852

Aplicando estos datos a la ecuación anterior se obtiene,
1
ln kt 12,4497 2693,9
T
para 2 temperaturas K diferentes, por ejemplo, 298 y T,

kT T 298
ln 2693,9
k298 298T
298 T (298)2 = 88 804, entonces,

kT
ln 0,030 T 298
k 298

kT k 298 1,030t 20

1 PEDERSEN, K.:
in drinking water, Water Res., vol. 24, no. 1, 1990.
2 LAZAROBA, V. AND MANEM:
Water Res., vol. 29, no. 10, 1995.
3 ECKENFELDER, W.W. AND ONNOR: Biological waste Treatment, Per-
gamon Press Ltd., London, 1964.
4 VASEL, J. AND P. SCHROBITGEN: Water
Res., vol. 25, no. 1, 1991.
5 FRUHEN, C. Water Sci. Tech-
nol., vol. 23, no. 8, 1991.
6 CHUDOBA, J., C. MENÉNDEZ Y J. PÉREZ: Fundamentos Teóricos de Algunos
procesos para la depuración de Aguas Residuales, Edit. ISPJAE,
Cuba, 1986.

232


7 IMHOFF , K. W.J. MULLER, AND T HISTLETHWAYTE : Disposal of Sewage and
other Waterborne Wastes, Edit. Butterworths, 1971.
8 HOWLAND, W.E. Proc. 12th
Ann. Ind. Waste Conf. Purdue Univ., 1958.
9 BLOODGOOD, D.E., G.H. TELETZKE, AND F.G. POHLAND:
10 MEHTA, D.S., H.H. DAVIES, AND R.P. KINGSBURY: Oxygen theory in biolo-
gical treatment plant design, J. San. Eng. Div. ASCE, 98 (SA 3),
1972.
11 BRUCE, A.M. AND J.C. M ERKENS:
Water Poll. Control, vol.
72, no. 5, 1973.
12 SHRIVER , L.E. AND D.M. BOWERS perational practices to upgrade filter
Water Poll. Contro Fed., vol. 47, no. 11,
1975.
13 SHULZE , K.L Water Poll.
Control Fed., vol. 32, no. 3, 1960.
14 LAMB , R. A
Water Poll. Control, vol. 69, no. 2, 1970.
15 WEF AND ASCE
vol. I. Water Environment Federation, Alexandria, 1992.
16 HAWKS , H.A.: The Ecology of Waste Treatment, Ed. Pergamon Press,
London, 1963.
17 CHANG, G. AND J. HUANG:
Water Res., vol. 28, no. 8, 1994.
18 JENKINS, D. Biochemistry of Indus-
trial Microorganisms, Eds. Rainbow, C and A.H. Rose, Academic
Press, 1963.
19 BRUCE , A.M.: Process Biochem., vol. 4, no. 4, 1963.
20 KORNEGAY, B.H. AND J.F. ANDREWS:
21 LAMOTTA, E.J.: Env.
Sci. Technol., vol. 10, no. 8, 1976.
22 WILLIAMS, I.L.: Control, vol. 78, no. 2, 1979.
23 HALVORSON, H.O., G.M.S AVAGE AND E.L. P IRET:
Sewage Works J.,
vol. 8, no. 6, 1936.

233


24 ECKENFELDER, W.W.: Industrial Water Pollution Control, Mc Graw Hill,
1989.
25 VELZ, C.J.: Sewage
Works J., vol. 20, no. 4, 1948.

Sewage Works J., vol. 18, no. 5, 1948.
27 BENJES , H.H.: Handbook of Biological Wastewater Treatment, Gar-
land STPM Press, New York, 1980.
28 PORTER, E.K. AND E. SMITH: Water Poll.
Control, vol. 78, no. 2, 1979.

234

Lagunas de Estabilización

CAPÍTULO 7
LAGUNAS DE ESTABILIZACIÓN

7.1. CARACTERÍSTICAS GENERALES
El empleo de lagunas de estabilización para el tratamiento de aguas residuales
que contengan compuestos orgánicos biodegradables está muy difundido.
Las lagunas son estructuras simples de fácil operación y mantenimiento que
se basan en el proceso de autopurificación. Generalmente están constituidas
por embalses naturales o artificiales, en tierra, expuestos al aire y al sol, por lo
que las condiciones climáticas influyen significativamente en el funcionamiento
de este dispositivo de tratamiento. Por esta razón el diseño de las lagunas es
posiblemente, de todos los procesos de tratamiento biológico, el menos definido.
De acuerdo a la naturaleza de la actividad biológica que tiene lugar en la
misma, y por tanto al metabolismo que prevalece durante su funcionamiento, las
lagunas de estabilización se clasifican en:
Aerobias.
Anaerobias.
Facultativas.

7.2. LAGUNAS AEROBIAS
Bajo esta denominación se incluyen aquellas lagunas en las que los com-
puestos biodegradables, sean estos suspendidos o disueltos, son estabilizados
por la acción de microorganismos aerobios. El oxígeno es suministrado por la
acción fotosintética de las algas y por el que se difunde del aire. Debido a que la
luz solar es esencial para la producción de oxígeno mediante algas, la profundi-
dad de estas lagunas está limitada de acuerdo con la penetración de la luz, y
normalmente es menor de 50 cm. En el caso de aguas residuales domésticas
típicas y algunos residuales industriales, se producen aproximadamente
entre 0,5 y 0,6 kg de biomasa por kilogramo de DBO removido.
Aunque estas lagunas admiten cargas de DBO relativamente altas, su poca
profundidad hace que se requieran grandes áreas para su construcción y hoy día
tienen uso limitado.

235


Las principales reacciones que pueden llevarse a cabo durante la estabiliza-
ción en este tipo de lagunas son:
degradación aerobia
6 C 6H12O6 16 O 2 4NH 3 4 C5 H 7 NO 2 16CO 2 28 H 2O (7.1)
a su vez, las algas sintetizan materia orgánica que incorporan a su propio
protoplasma.
fotosíntesis
NH 3 8 CO 2 4,5 H 2 O C8 H12 O3 N 8,75 O2 (7.2)
nitrificación
N org NH3 NO 2 NO3 (7.3)

7.3. LAGUNAS ANAEROBIAS
Las lagunas anaerobias se construyen preferentemente para reducir la car-
ga orgánica sedimentable.
En las lagunas de este tipo, la materia orgánica es estabilizada mediante un
mecanismo similar al que existe en los tanques de digestión anaerobios (forma-
ción de ácidos orgánicos y de metano).
En las condiciones de climas tropicales la carga de estas lagunas puede
variar entre 60 y 300 g DBO m d . La profundidad está limitada por elemen-
tos prácticos: nivel freático, tipo de suelo y facilidades para la limpieza eventual
de los lodos o fangos que se depositan en el fondo con el transcurso del tiempo.
Las ecuaciones simplificadas que representan las transformaciones que tie-
nen lugar en una laguna anaerobia son:
CH 2O X X HCH 3COO (7.4)

HCH 3COO CH 4 CO 2 (7.5)

N org NH 4 (7.6)

7.4. LAGUNAS FACULTATIVAS
En las lagunas facultativas se distinguen dos zonas de trabajo bien dife-
renciadas: una región aerobia en la superficie y cercana a esta y una región
anaerobia en el fondo. Entre ambas existe una zona, no muy bien delimitada,
facultativa. Figura 7.1.

236


Una laguna de estabilización facultativa es una estructura simple de relativa
poca profundidad (1 a 3 m) y con periodos de retención entre 1 y 40 días.
Las lagunas facultativas se caracterizan porque:
ocurre la autodepuración o estabilización natural,
la DBO es el parámetro que se utiliza para evaluar las condiciones de la
laguna,
para cargas orgánicas (CO) bajas 5-20g DBO 5 m d y temperaturas
entre 20 y 30 ºC, el estrato superior se cubre de algas microscópicas
(clorellas y euglenas), llegando el agua a sobresaturarse de oxígeno y
la penetración de la luz es limitada (5 a 15 cm) y el estrato inferior es
anaerobio.

7.1.b

Fig. 7.1. a) Esquema de los mecanismos responsables de la depuración
en lagunas facultativas. b) Simbiosis alga-bacteria en las lagunas.

237


No existe un límite bien definido de carga para garantizar si una laguna es
facultativa o anaerobia. Para temperaturas entre 15 y 30 ºC hay una zona de
transición entre 30 y 60 gm d .
En Cuba hay centrales azucareros con refinería que en épocas en que no
hay zafra la carga de las lagunas es de 45 gm d y son anaerobias.1

7.4.1. Factores que afectan el proceso depurador de las lagunas
pH,
luz solar,
temperatura,
nutrientes y sustancias tóxicas y
La influencia de la luz solar está relacionada con la fotosíntesis.

pH
Producto de la respiración bacteriana se libera CO2, que tiende a bajar el
pH. Por otro lado, la acción fotosintética provoca consumo del CO2 con el con-
siguiente aumento del pH. Por tanto el pH esta sujeto a variaciones horarias que
se relacionan con la energía luminosa incidente.2

Radiación Solar
Según Thirumurthi, para un buen funcionamiento de las lagunas facultativas
se requiere una radiación solar mínima de 4 langleysd (4 cal cm d ) por cada
(g DBQ aplicado·m ) (luz visible).3 De acuerdo con Eckenfelder,4 este valor es
de 9 langleys.d . Ildeu Duarte, citado por Sáenz, reporta el valor de 6 langleys·d
1
de radiación visible como valor de radiación mínima.5 En Cuba, los meses de
menor radiación son diciembre y enero, con un valor mínimo calculado como
promedio de 250 cal cm d .6 Esta es una de las razones de las excelentes
condiciones de los países tropicales para el funcionamiento de las lagunas facul-
tativas.
No toda la energía solar que llega a la laguna es utilizada. Después de
un cierto valor de intensidad de luz donde las algas se saturan, el resto no
es utilizado excepto para elevar y mantener la temperatura. Así, por ejem-
plo, el valor de saturación estimado para un cierto tipo de clorella 5 es
de 60 cal cm d .
Debido a que la intensidad de la luz varía a lo largo del día y de acuerdo a la
época del año, la velocidad de crecimiento de las algas varía también de la
misma forma. Este fenómeno da lugar a dos efectos fundamentales: el oxígeno

238


disuelto y el pH del agua presentan valores mínimos en las últimas horas de la
noche, y aumentan durante las horas de luz solar hasta alcanzar valores máxi-
mos a media tarde. A partir de ese momento, los valores decrecen al arribar
nuevamente a la noche.2 En la figura 7.2 se refleja esta variación cíclica del
oxígeno y el pH.

Fig. 7.2. Variación diaria de oxígeno y pH.
Para lagunas aerobias, la producción de O2 por algas, está relacionada a la
eficiencia de conversión de la luz y de su intensidad. Así,
O2 = 0.28 F IL (7.7)
O : producción de O .
2 2
F: eficiencia de conversión de la luz (generalmente se toma como 4%).
L
: intensidad de luz (cal cm d ) (langley).
Para estas lagunas la carga orgánica permisible del afluente en base a DBO,
(gm d ) puede relacionarse con la intensidad de la luz. La carga hidráulica se
. La carga orgánica superficial (CO) que se recomienda
debe ser menor de 25 g m d . La máxima producción de algas se obtiene
cuando la profundidad no rebasa el intervalo comprendido entre 15 y 30 cm. Si
lo que se busca es producción de O2, las profundidades deseables no deben ser
mayores de 1 a 1.3 m.
La producción de algas se estima:
Ac=0.017 F. IL (7.8)
Ac-producción de algas (g m d )

239


Temperatura
Como ocurre en todos los procesos biológicos, la temperatura ejerce una
influencia marcada sobre las lagunas. En general, y para los intervalos de tem-
peratura normales en las lagunas, se puede decir que la velocidad de la depura-
ción aumenta con la temperatura, en especial en lo que concierne a la actividad
de las bacterias.
Sin embargo, y en lo que respecta a las algas, se han detectado disminucio-
nes importantes en su actividad fotosintética a temperaturas superiores a 30 º C,
relacionadas con la estimulación del crecimiento de algas menos productivas
(verdiazules) que las algas verdes (clorofíceas) a las que sustituyen. Puesto que
este fenómeno coincide con una gran actividad de las bacterias, y por tanto,
grandes consumos de oxígeno, puede ampliarse la zona anaerobia en las lagunas
facultativas durante la época de calor, y muy especialmente si el calentamiento
se produce de forma brusca. Normalmente esta situación es solo transitoria y
las lagunas vuelven a funcionar correctamente en la medida que la temperatura
disminuye.

7.5. RÉGIMEN DE FLUJO EN LAS LAGUNAS
Uno de los aspectos más controvertidos en las lagunas lo constituye el régi-
men de flujo que prevalece en las mismas. Hay varias hipótesis:
a) mezcla completa,
b) flujo a pistón y
c) flujo disperso.
Las dos primeras hipótesis describen condiciones de flujo extremas e idea-
les. La tercera, una intermedia entre ambas, se ajusta a las condiciones de flujo
que realmente prevalecen en las lagunas. No obstante, condiciones muy cerca-
nas al comportamiento de flujo de pistón o tubular se han encontrado en lagunas
con una relación largo ancho mayor de 3:1.
Ha sido demostrado que aún cuando se sabe que el régimen de flujo que
prevalece en las lagunas es el de flujo disperso, no se comete mucho error, a los
efectos de diseño, asumiendo un modelo de flujo de mezcla completa.7

7.5.1. Lagunas en serie y paralelo
El mayor argumento para la construcción de una laguna grande está relacio-
nada con el beneficio que ocasionan los vientos. Sin embargo, hoy se reconocen
las ventajas de las baterías de lagunas, sean estas en serie o en paralelo.

240


En serie:
mejora la calidad bacteriológica del agua,
se obtiene mayor economía del área.
En paralelo:
no mejora la calidad del efluente pero trae ventajas en su operación,
mejor para la puesta en operación de las lagunas al ser estas más peque-
ñas, ya que se llenan más rápido y
mayor facilidad para la limpieza.

7.6. DISEÑO DE LAGUNAS DE ESTABILIZACIÓN
Numerosas experiencias realizadas durante más de 40 años han estimulado
los intentos para desarrollar modelos matemáticos para el diseño de lagunas de
estabilización. Esto obedece al hecho ya expresado, de que el diseño de este
tipo de dispositivo de tratamiento es, de todos los procesos de tratamiento bioló-
gico, el menos definido.
Entre los diferentes métodos desarrollados para el diseño de lagunas pueden
citarse los empíricos por carga superficial reportados por McGarry y Pescod,8, 9 el
de Arceivala (WHO),10 y el empírico volumétrico de Herman y Gloyna.11 Otros
métodos son el modelo racional de Marais12 y el de flujo disperso de Thirumurthi.2
Por su parte, Polprasert y Batharai 13 realizaron un aporte importante
correlacionando el número de dispersión con las formas geométricas de la lagu-
na y propiedades del fluido, para facilitar el empleo de este último modelo.
Ninguno de los métodos de diseño de lagunas tiene una aceptación univer-
sal. Existe mucha literatura en ese sentido, muchas veces contradictoria, que
puede inclusive llegar a confundir.
Para ilustrar la evolución de los criterios de diseño para lagunas facultativas,
serán considerados, brevemente los temas desarrollados por Hermann y Gloyna,
empírico volumétrico, el de McGarry y Pescod, empírico superficial y por Marais
y Shaw, racional de primer orden.

7.6.1. Criterio americano
Dentro de ciertos límites, la velocidad de las reacciones de degradación
aumenta con el aumento de la temperatura. Si to es el tiempo de degradación a
la temperatura To y T la temperatura para el tiempo tT, se tiene que:
tT T0 T
t0 (7.9)

241


Aplicando la ecuación anterior, Gloyna y col., realizando una serie de expe-
rimentos, concluyeron que, para obtener una reducción de 80 a 90 % de la DBO
a partir de un afluente de 200 mg L , se hace necesario:
a) tiempo de retención de 7 días,
b) temperatura de 35oC,
c) considerar = 1.085 y
d) aguas negras domésticas.
Teniendo en cuenta todo lo anterior, la ecuación 7.9 se transforma:
tr T
1,085 35 (7.10)
7
Por tanto, el tiempo de retención, en días, necesario para una reducción
de 80-90% de un afluente cualquiera de aguas domésticas de concentración
y0 será:
y0 7 y0 T
t= tT 1,085 35 (7.11)
200 200

V
si t= (7.12)
Q
Sustituyendo 7.12 en 7.11:
2 35 T
V 3,5 10 Q y0 1,085 (7.13)
donde:
V: Volumen de la laguna, m3.
Q: Flujo, m3d .
yo: DBO afluente, mg L .
T: Temperatura promedio del mes más frío, oC.

7.6.2. McGarry y Pescod
Este método destaca la importancia que tiene la temperatura sobre la carga
orgánica que es capaz de asimilar una laguna facultativa, expresada en función
del área,
Carga orgánica máxima admisible:
T
MAX 6,03 1,0993 (7.14)

MAX
: gm d

242


T: temperatura mínima del año
Carga orgánica mínima recomendable:
MIN
= 2 T - 24 (7.15)
: gm d
MIN
La carga orgánica de proyecto ( ), ha de cumplir la relación,
MIN
< > MAX

7.6.3. Método racional. Marais y Shaw
Marais y Shaw basan su método de diseño en la suposición de que se logra
una mezcla instantánea entre el afluente y el volumen total de la laguna. De
hecho se supone un comportamiento de mezcla completa en las lagunas. Esta
suposición se basa en los grandes volúmenes que generalmente tienen las lagu-
nas, el relativo alto tiempo de retención, y el efecto de mezcla proporcionado por
las brisas. De esta forma, haciendo un balance de DBO alrededor de la laguna
en estado estacionario (Figura 7.3), se obtiene que:
dS
Qo So - Qo S + V 0 (7.16)
dt
donde:
dS
: Velocidad de degradación de la DBO.
dt
Q0: Flujo de agua a la laguna, m3d .
S0, S: DBO de entrada y salida respectivamente, mgL .
V: Volumen efectivo de la laguna, m3.

Fig. 7.3. Esquema para el balance de DBO en una laguna.
asumiendo una cinética de remoción de primer orden con respecto a la DBO,
dS
kS (7.17)
dt
sustituyendo 7.17 en 7.16 y transformando se obtiene,

243


S 1
S0 1 k (7.18)

donde:
S: DBO efluente (mg L ).
So: DBO afluente (mg L ).
k: Constante de la reacción de primer orden (d ).
: Tiempo de retención hidráulico (d).
Para lagunas en serie, la ecuación de Marais puede representarse según,
S0
Sn
1 k1 1 1 k2 2 .... 1 kn n (7.19)

De acuerdo a la ecuación 7.17, se ha supuesto que la cinética de remoción
de contaminantes en la laguna es de primer orden.
La relación de las constantes de degradación a distintas temperaturas es
igual a la relación de los tiempos de retención
k 35 t 35 t
kt 35
(7.20)

La ecuación 7.18 puede escribirse:
So
1 k (7.21)
S
Cuando a escala experimental se opera una laguna a distintos tiempos de
retención ( ), la constante de remoción puede calcularse como la pendiente
de la ecuación 7.21. Figura 7.4.
Generalmente el empleo de la ecuación de primer orden de Marais y Shaw
arroja como resultado lagunas con sobre diseño. Sin embargo esto no ha invali-
dado su empleo.

7.6.3.1. La constante k
Como en toda constante cinética, el valor de k depende, de entre otros fac-
tores, de la temperatura.
Cuando no se conoce el verdadero valor de la constante de reacción, un
criterio conservador recomendado por Marais es el de 1,2 d a 35 C. Marais12
recomienda asumir este valor, debido a que para tiempos de retención hasta de

244


40 días, una constante con ese valor corresponde a reducciones de la DBO
inferiores a las observadas experimentalmente en lagunas primarias.
kt k35 t 35 (7.22)
1,085

Fig. 7.4. Cálculo de la constante de remoción k.

7.6.3.2. Influencia del tiempo de retención en la eficiencia
de remoción
El tiempo de retención influye en la eficiencia de las lagunas. Sin em-
bargo, a partir de un determinado valor, un incremento de éste influye poco
en la remoción de DBO. En la tabla 7.1 se aprecia que, independientemen-
te de la temperatura de trabajo, el % de remoción tiene un límite, y este se
alcanza a un menor tiempo de retención en la medida que la temperatura
es mayor.
En la práctica no deben esperarse las eficiencias de la tabla 7.1, ya que
las condiciones para las que se estimaron presuponen condiciones ideales:
mezcla instantánea y completa del afluente,
pocos sólidos sedimentables,
pequeñas variaciones de temperatura,
predominio de condiciones aerobias y
baja DBO en el fondo.

245


Tabla 7.1. Eficiencia de remoción teórica de DBO para distintos tiempos de
retención y valores de k (según la temperatura)
-1
VALORES DE k (d )
t(d) 0.24 0.35 0.53 0.80 1.2
7 62.7 71.0 78.7 84.8 89.4
10 70.6 77.8 84.1 88.9 92.3
15 78.2 84.0 88.8 92.3 94.7
20 82.7 87.5 91.4 94.1 96.0
30 87.8 91.3 94.1 96.0 97.3
40 90.6 93.3 95.5 97.0 98.0

Ejemplo 7.1
Dimensione una laguna facultativa para tratar 560 m3 d de un agua resi-
dual de un proceso y cuya constante de velocidad de remoción es de 0,15 d .
La DBO de entrada a la laguna es de 350 mg L y la deseada en el efluente
debe ser menor de 50 mg L .
1
Aplicando la ecuación 7.18 0,14
1 0,15
= 41 d
Volumen = 560 · 41 = 22 960 m3
Asumiendo una profundidad de 1,8 m,
22 960
Área de la laguna A 12 756 m 2
1,8
350 22 960 2 1
CO 15 g m d
Comprobando la carga orgánica: 41 12 752
por tanto la carga orgánica tiene un valor que corresponde al intervalo ca-
racterístico para las lagunas facultativas.
Ejemplo 7.2
Determine el área total requerida para las condiciones del ejemplo anterior,
pero suponiendo 2 lagunas en serie.
Considere que k1 = k2 = 0,15 d y 1 = 2
1
0,14
Para 2 lagunas en serie: 1 0 ,15 2

246


= 11,15 d
Tiempo total de retención para las 2 lagunas: 22,3 d
AT = A1 + A2 = 3 468 + 3 468 = 6 936 m2
Comprobando la carga orgánica
350 6 244 2 1
para la primera laguna CO 11.15 6 936
28 g m d

175 6 244 2 1
para la segunda laguna CO 11,15 6 936
14 g m d

La carga orgánica de la primera laguna es algo alta, pero se puede ver
compensada con la de la segunda.
En la práctica, k1 k2, y como consecuencia de ello, no siempre es tan
evidente la ventaja del empleo de 2 o más lagunas en serie para la remoción de
DBO. La mayor justificación en el uso de este arreglo se encuentra en la remo-
ción de patógenos.

7.7. RELACIÓN ÁREA: VOLUMEN PARA LAS LAGUNAS
La carga orgánica superficial de la laguna determina su área en la superficie,
QS
AS (7.23)
CO
Q: flujo de agua residual, m3d .
S: DBO en el efluente, mgL .
CO: carga orgánica, gm d .
Una vez determinada el área en la superficie de la laguna, el área en el
fondo depende de la inclinación del talud, y la profundidad que se seleccione
para la laguna. Si la inclinación es 1:P,
2
AF AS 2.P H L a 2 P H (7.24)
donde:
H: profundidad efectiva.
L: longitud de la laguna en la superficie.
a: ancho en la superficie.
El volumen efectivo de la laguna será,
H
V AS AF AS AF (7.25)
3
247


7.8. REMOCIÓN DE PATÓGENOS
Una de las ventajas de las lagunas radica en la posibilidad de eliminación de
patógenos. Mientras que la remoción de coliformes mediante otros tratamientos
biológicos alcanza hasta 95 %, en las lagunas se aprecian frecuentemente valo-
res de este indicador hasta (99,9 99,999) %.14
Las mayores remociones de patógenos en las lagunas se logran cuando se
está en presencia de altos tiempos de retención, baja turbiedad, alto pH y bajos
valores de DBO.
Hoy día se reconoce que la incidencia de la radiación solar puede ser un
elemento de consideración en la muerte de las bacterias.11 Sin embargo,
teniendo en cuenta que la penetración de la luz en las lagunas solo alcanza
unos (10 a 15) cm y que en la superficie raras veces se encuentran altas
concentraciones de bacterias, la posibilidad de incidencia de la radiación
solar sobre la reducción de patógenos es mayor en la medida que es menor
la turbiedad, de manera que se favorezca la penetración de la luz.
Altos valores de pH aceleran la muerte de las bacterias al exponerlas a un
medio hostil. Una laguna que opere normalmente puede llegar a tener valores de
pH entre 9 y 10 durante determinadas horas del día debido a la acción fotosintética
de las algas.12,13 Estos valores favorecen la reducción de patógenos.
Las bajas concentraciones de DBO en las lagunas favorecen la muerte de
patógenos al carecer del sustrato necesario para su subsistencia. Es por ello
importante mantener concentraciones de DBO 20 mgL en las lagunas para
propiciar una disminución apreciable de patógenos. El empleo de dos o más
lagunas en serie también favorece este propósito.
El empleo de altos tiempos de retención no está asociado solamente con
la obtención de bajos valores de concentración de DBO en el efluente, sino
con la intención de favorecer la eliminación de patógenos a través de la
sedimentación.

7.9. BALANCE HÍDRICO DE LAS LAGUNAS
Un aspecto importante de las lagunas de estabilización, no siempre tenido en
cuenta, es el balance hídrico.
El balance hídrico permite conocer si existe o no percolación en el dispositi-
vo de tratamiento.
El balance de flujo en la laguna puede formularse,
(7.26)
Qe: Caudal efluente.

248


Qa: Caudal afluente.
Pr: Precipitación sobre la laguna.
Pc: Infiltración de agua hacia la laguna.
E: Evaporación.
Pe: Pérdidas por percolación.
Las variables anteriores pueden trabajarse en m3d .
La precipitación y evaporación en la laguna pueden medirse experimentalmente
o tener información de ellas a través de estaciones meteorológicas.
Aun considerando el mes más critico del año (el de menos lluvia, el nivel
freático más bajo, de mayor evaporación), el valor de Qe tiene que ser positivo.
En aquellos casos en los que Qe sea negativo, una alternativa de solu-
ción consiste en impermeabilizar la laguna. Esto último puede resultar más
económico si se emplean lagunas anaerobias primarias. Estas últimas pue-
den tener 60 % del área de una equivalente facultativa, lo cual es muy im-
portante desde el punto de vista hidráulico.
La evaporación que ocurre en una laguna puede estimarse a través de la
ecuación de Meyer,

E 15 Va -V H r 1 (7.27)
16
E: Evaporación mensual, mm.
Va: Presión de vapor del agua a la temperatura del agua, mmHg.
V: Presión de vapor del agua a la temperatura del aire, mmHg.
Hr: % humedad relativa.
: Velocidad del viento km.h .
Por otro lado, en aquellos casos en los que se disponga de información nece-
saria, las pérdidas por percolación pueden ser estimadas aplicando la ley de
Darcy,
Q=PIA (7.28)
3
Q: Caudal que percola m s .
P: Permeabilidad del suelo m s .
A: Área expuesta m2.
h
I= gradiente hidráulico (7.29)
L
L: Distancia del fondo de la laguna al nivel freático.
h: Distancia de la superficie del agua en la laguna al nivel freático.
por tanto, la profundidad de la laguna es igual a

249


Cuando se emplea como impermeabilizante algún tipo de suelo (arcilla), por
supuesto de menos permeabilidad que el suelo original, los valores de L y h son:
L = espesor de la nueva capa de arcilla
h = L + la altura del agua en la laguna.
Ejemplo 7.3
Una laguna de estabilización de 10 000 m2 va a ser construida en un
suelo cuya permeabilidad es de 10 m.seg . El nivel de agua freática se
encuentra 3 metros por debajo del nivel del fondo de la laguna. La máxima
altura del agua en la laguna será de 1,5 m. Determine las pérdidas por
percolación que tendrá la laguna en las condiciones anteriores, y en caso
que se sustituyan 40 cm de material del fondo por una arcilla con una per-
meabilidad de 10 m.seg .

Q P.I.A
Para el suelo natural:
h 9 ,5
I 3,17
L 3
6
Q 10 3,17 10 4 3,17 10 2
m3 seg 1

Sustituyendo 40 cm de suelo con una capa de arcilla cuya permeabilidad es
10 m·seg ,

250


1,9
I 4,75
0 ,4

10
Q 10 4,75 10 4 4,75 10 6
m3 seg 1

7.10. CRITERIOS PARA LA OPERACIÓN
Y MANTENIMIENTO DE LAS LAGUNAS
DE ESTABILIZACIÓN
No obstante la simplicidad de estos dispositivos de tratamiento, no están
exentos de un conjunto de requisitos a tener en cuenta para su buena opera-
ción, así como medidas a considerar para su mantenimiento. Desconocer
esto es frecuentemente la causa por la que no se obtienen las eficiencias de
depuración que debían esperarse.

7.10.1. Lagunas facultativas
Características de una buena operación
Dos características muy fáciles de observar y que son indicadoras de que la
laguna facultativa opera adecuadamente son:
Poseer oxígeno disuelto en toda la masa líquida alcanzada por la radiación
solar.
El efluente presenta una coloración verde intensa, parcialmente trans-
parente y sin sólidos flotantes. Una coloración ceniza claro indica que
la carga a la que está siendo sometida la laguna es mayor a la admitida
para mantener su condición de facultativa.
Problemas frecuentes que pueden presentarse
Aparición de natas. Puede deberse a:
flotación del lodo de la laguna,
floración de algas (super producción de algas) y
exceso de detergentes.
Olores desagradables. Puede deberse a:
sobre carga de materia orgánica, tiempo nublado o baja temperatura,
presencia de sustancias tóxicas,

251


corto circuito y
presencia de materia flotante.
Aparición de moscas e insectos. Puede deberse a:
crecimiento y vegetación de los taludes,
sólidos flotantes.

7.10.2. Lagunas anaerobias
Características de una buena operación
Elementos distintivos de una buena operación de las lagunas anaerobias y
que se evidencian de manera inmediata lo constituyen la ausencia de oxígeno
disuelto y la coloración oscura del agua.

Problemas frecuentes que pueden presentarse
Los problemas que suelen presentarse en la operación de estas lagunas son
muy similares a los que se observan en las facultativas, aunque se suman otras
causales. Por ejemplo, debido a las características de los procesos que ocurren
en el metabolismo anaerobio, los malos olores pueden ser producidos además
por deficiencia de alcalinidad del medio.

7.10.3. Operaciones de control y mantenimiento
Parámetros o elementos que deben ser controlados de manera rutinaria
Demanda Química y Bioquímica de Oxígeno en el afluente y efluente.
Concentración de oxígeno disuelto.
Apariencia.
Caudal y pH de afluente y efluente.

Acciones de mantenimiento
Limpiar las obras de entrada y salida.
Mantener los taludes libres de vegetación mediante la chapea regular.
Retirar sólidos flotantes de la superficie.
Romper la nata que se forma, manualmente o mediante el empleo de
chorro de agua.

252


1 MENÉNDEZ, C. Ing. Hidráuli-
ca, vol. 10, no. 3, 1989.
2 MENÉNDEZ, C. Y L. GUERRA: Relaciones de alcalinidad y Ph en lagunas faculta-
tivas, Reporte de Investigación, ISPJAE, Ciudad de La Habana, 1990.
3 THIRUMURTHI, D.: Water
Poll. Control Fed., vol.49, no. 9, 1974.
4 ECKENFELDER, W.W.: Industrial Water Pollution Control, 2d. Ed. Mc Graw
Hill, 1989.
5 SAENZ, R.: Lagunas de Estabilización, Manual DTIAPA, no. 14, CEPIS,
Perú, 1988.
6 MARTÍN, M. Y C. MENÉNDEZ: Ingeniería en
Procesos Químicos, vol. 3, no. 2, 1978.
7 MENÉNDEZ, C. Y L. GUERRA:
Tecnol. del Agua, vol. 15, no.
136, 1995.
8 MCGARRY Y PESCOD: Stabilization Pond. Design criteria for tropical Asia.
Missouri Basin Egn. Health Council, Kansas City, 1970.
9 FINNEY, B. AND E. MIDDLEBROOKS
Water Pull, Control Fed, vol. 52, no. 1, 1980.
10 WHO:
EMRO Tech. Publication no. 10. World Health Organiza-
tion. Regional Office for the Eastern Mediterranean, Alejandría, 1987.
11 HERMANN, E.R. AND E.F. GLOYNA:
of design equations, Sewage and Ind. Wastes, vol. 30, no. 8, 1958.
12 MARAIS, G. VR.:
World Health Organization, vol. 34,
no. 5, 1966.
13 P OLPRASERT, C. AND K. BHATTARAI
Jour. Env. Eng. ASCE III, no. 1, 1985.
14 JAMES, A.
Int. Conf. On Waste Stabilization Ponds, IAWPRC, Lisbon, Portugal,
1987.

253

Digestión Anaerobia

CAPÍTULO 8
DIGESTIÓN ANAEROBIA

8.1. INTRODUCCIÓN
La descomposición anaerobia conduce a la degradación de la materia orgá-
nica y su transformación, en ausencia de oxígeno libre, en compuestos más
simples como metano y dióxido de carbono.

Fig. 8.1. Secuencia de procesos en la digestión anaerobia.
Se trata de un proceso complejo que es consecuencia de muchas reaccio-
nes diferentes, tal como se esquematiza en la figura 8.1.
La principal aplicación de este tratamiento se halla en la estabilización de
lodos con alto contenido de materia orgánica, así como en el tratamiento de

255


residuales de alta carga. Sin embargo, a través de los años se han desarrollado
nuevas tecnologías basadas en el propio metabolismo anaerobio que facilitan el
tratamiento ya no solo de los lodos, sino que pueden ser tratados exitosamente
residuales orgánicos diluidos.

8.2. MECANISMO DE LA DIGESTIÓN ANAEROBIA
Los microorganismos causantes de la descomposición anaerobia generalmente
son clasificados en dos grandes grupos. El primer grupo hidroliza y transforma
los compuestos orgánicos en ácidos volátiles, de los cuáles los más comunes son
el acético y el propiónico. El segundo grupo convierte los ácidos volátiles forma-
dos en CH4 y CO2. Ambos grupos de microorganismos son necesarios para la
descomposición anaerobia. Las bacterias formadoras de ácido no son capaces
de producir CH4 y las formadoras de metano no pueden por sí mismas descom-
poner la materia orgánica original en compuestos más sencillos.

Fig. 8.2. Mecanismo de la digestión anaerobia.

256


Analizando en mayor detalle la descomposición de la materia orgánica,
puede plantearse que mediante la acción hidrolítica, los microorganismos
degradan los polímeros como los polisacáridos y proteínas, a monómeros.
Posteriormente estos monómeros son convertidos en ácidos volátiles. Finalmente
es que se produce la formación de CH4 y CO2 . Así en la digestión anaerobia
se distinguen cuatro niveles tróficos: hidrólisis, acidogénesis, acetogénesis y
metanogénesis. El metano se produce tanto a partir del ácido acético como
del H2 y CO2 . 1 Figura 8.2.
No en todas las etapas de la digestión ocurre disminución de la DBO. Así, la
hidrólisis ocurre sin variación detectable de la DBO. En general durante la aci-
dificación la disminución de la DBO es mínima. Por tanto es en la metanogénesis
donde ocurren las mayores disminuciones de la DBO.2

8.3. DISTINTAS VARIANTES DE LOS PROCESOS
DE DIGESTIÓN ANAEROBIA
Hoy en día son muchos y variados los procesos de digestión anaerobia que
se utilizan, y son diversos los factores que inciden en que se emplee una u otra
variante.

8.3.1. Reactores de primera generación
Son aquellos en que la biomasa se encuentra en relativo reposo, con un
mínimo contacto con el sustrato, o también en suspensión, pero sin
recirculación de sólidos. Por esta razón la relación (edad del lodo/tiempo de
retención hidráulico) es igual a 1, como es el caso de los reactores comple-
tamente mezclados.
Ejemplos de reactores de primera generación son las fosas sépticas, los
tanques Imhoff, los digestores convencionales, las lagunas anaerobias y los reac-
tores completamente mezclados aplicados a la estabilización de los lodos de
extracción de plantas de tratamiento de aguas residuales.

8.3.1.1. Digestores convencionales
Estos digestores trabajan a flujo discontinuo, y debido a que no son agitados,
están estratificados: una capa superior de nata, relativamente inactiva; una capa
intermedia de la que sedimentan los sólidos; y una capa inferior de sólidos dige-
ridos. Figura 8.3.

257


Fig. 8.3. Esquema de un digestor de lodo convencional.
Los digestores convencionales son apropiados para el tratamiento de
lodos orgánicos y residuales líquidos de alta demanda bioquímica de oxígeno
(mayor de 20000 mgL ). Se requiere de altos tiempos de retención.
Aunque en general, como ya fue mencionado, los reactores de pri-
mera generación fueron inicialmente concebidos sin recirculación de
lodos, existe una variante de estos que tiene incluida la recirculación para
producir un incremento de la relación edad del lodo tiempo de retención
hidráulico y hacer un proceso más estable. Esta variante se conoce como
contacto anaerobio. Figura 8.4. En la tabla 8.1 se reflejan algunas de las
características del contacto anaerobio.

8.3.1.2. Digestores completamente mezclados
En este tipo de digestor la carga de sólidos es mayor que en el convencional.
El lodo se mezcla íntimamente mediante la recirculación del propio gas que se
genera en el proceso o a través del empleo de agitadores mecánicos.

258


Fig. 8.4. Esquema de un digestor de contacto anaerobio.
Exceptuando que trabaja con cargas mayores, y la existencia de la agita-
ción, son pocas las diferencias entre este tipo de digestor y el convencional.

Tabla 8.1. Características del reactor de contacto anaerobio
Ventajas Desventajas
Soporta aguas con sólidos en Recibe relativas bajas cargas
suspensión. orgánicas (6 kg m3d).
Puede admitir aguas que Grandes tiempos de
forman precipitados. retención y volúmenes de
Soporta picos orgánicos. reactor.
Arranque rápido con inóculo Altamente dependiente de la
adecuado. calidad de la sedimentación
Se puede incorporar carbón del lodo anaerobio.
activado en polvo para tratar Costos energéticos asociados
aguas con compuestos al mezclado y la
inhibidores. recirculación.

8.3.2. Reactores de segunda generación
Se caracterizan porque los microorganismos son retenidos en el reactor por
la presencia de un soporte al que se adhieren o bien por su sedimentación. La
primera versión de esta generación es el filtro anaerobio (Young y McCarty). 3

259


Posteriormente se desarrolló una variante más eficiente con la introducción de
un soporte tubular, ordenándose de esta manera el empaque (Van D Berg y
Lentz).4 Lettinga (1980)5 desarrolló el sistema UASB (Upflow Anaerobic Sludge
Blanket) o Reactor Anaerobio de Manto de Lodos y Flujo Ascendente, con
características de película fija pero sin material de soporte.

8.3.2.1. Filtro anaerobio
Este dispositivo consiste en un reactor empacado con material inerte en
el que los microorganismos crecen sobre la empaquetadura. No obstante, la
experiencia demuestra que no toda el área disponible de empaquetadura es
cubierta por la biopelícula. En el filtro anaerobio usualmente se presenta una
relativamente alta fracción de biomasa que no se adhiere al medio soporte,
sino que permanece atrapada en los espacios libres de la misma. 6 Los filtros
pueden operarse a flujo ascendente o descendente. Figura 8.5.

Fig. 8.5. Esquema de un filtro anaerobio de flujo ascendente.
Estos reactores son estratificados como consecuencia del poco mezclado
que existe en su interior. Por lo tanto, se aprecia una tendencia de los
microorganismos a distribuirse de acuerdo a sus requerimientos y las caracte-
rísticas del sustrato. La zona de mayor actividad es la del afuente, existiendo
mayor fracción de microorganismos saprofitos facultativos y anaerobios que
hidrolizan y degradan la materia orgánica compleja, que en la región más próxi-
ma al efluente.

260


La elevada concentración de microorganismos dentro del reactor hace que
los tiempos de retención alcancen valores comprendidos entre 3 h y 6 h
obteniéndose altas eficiencias y elevada producción de biogás.
Teniendo en cuenta el alto tiempo de retención de los sólidos, en esta varian-
te no se utiliza recirculación de biomasa. Jennett y Dennis7 han reportado remo-
ciones de DQO entre 80 y 98 % en el tratamiento de residuales líquidos de la
industria farmacéutica con tiempos de retención entre 12 y 48 horas operando
con cargas de 0,22 y 3,5 kg DQO m d respectivamente.
Algunas de las características de los filtros anaerobios se resumen en la
tabla 8.2.

Tabla 8.2. Características de los filtros anaerobios
Soporta altas cargas, hasta Arranque lento.
(15 kg DQO/m3·d). Riesgo de tupición.
Con recirculación es Muy sensible a la presencia
resistente a picos orgánicos o de sólidos suspendidos en el
tóxicos. afluente.
Simple construcción. Presencia de sólidos
Versátil. Aplicable a pequeña suspendidos en el efluente.
y mediana escala.
Operación simple.
Re-arranque rápido.

8.3.2.2. Reactores de manto de lodo de flujo ascendente
La carga permisible en los procesos anaerobios está limitada por la edad del
lodo en los reactores. La necesidad de mantener altas edades de lodo ha sido
siempre el mayor problema práctico de la aplicación de estos procesos, espe-
cialmente para residuales con demanda bioquímica de oxígeno relativamente
baja (~ 5000 mgL ). Obviamente, en general, un proceso es más económico en
la medida que los tiempos de retención requeridos son menores.
La búsqueda de mayores edades de lodo en los reactores para lograr trata-
mientos más intensivos ha conducido a las diferentes variantes de reactores
anaerobios. El digestor de manto de lodo busca este propósito. Este sistema fue
descrito inicialmente por Coulter,8 pero debe su desarrollo actual y popularidad a
Lettinga.5 Figura 8.6. Su característica principal está dada por la capacidad que
poseen de retener biomasa sin necesidad de un soporte, como consecuencia de
la formación de granos o pellets. Las principales características de este reactor
se resumen en la tabla 8.3.
261


Fig. 8.6. Esquema de reactor de manto de lodo.
En este digestor se distinguen 3 zonas bien definidas:
Zona de lecho de lodos.
Zona de los microorganismos dispersos.
Zona de separación gas - líquido - sólido.
Entre las condiciones que favorecen la buena operación de este tipo de
reactor pueden citarse:
Elevada concentración de biomasa, limitada solo por las condiciones del
separador gas-líquido-sólido de la parte superior del reactor. La concen-
tración de sólidos totales puede alcanzar hasta 150 g.L .
Elevada actividad de la biomasa.
Altos tiempos de retención (edad del lodo) de la biomasa.
Bajos tiempos de retención hidráulicos. Para ello el sistema de distribu-
ción del afluente debe garantizar el íntimo contacto residual-biomasa.
Producción de biogás tal, que exista una buena distribución del lodo sobre
el lecho y en la zona que corresponde a la biomasa dispersa.

262


Tabla 8.3. Características del reactor de manto de lodo

Soporta altas cargas La granulación es lenta y no
(20 kg DQO/m3.d). controlable.
Su construcción es No todas las aguas favorecen
relativamente simple. la granulación.
Con inóculo apropiado tiene Sensible a las grasas en el
arranque inmediato. afluente.
Aplicable a todas las escalas. Sensible a las aguas que
Operación sencilla. forman precipitados.

En los reactores de manto de lodo de flujo ascendente el agua residual
se alimenta por el fondo, se distribuye uniformemente por toda el área y
asciende a través del manto biológicamente activo en el que experimenta
las transformaciones típicas de la descomposición anaerobia. El CH 4 y
CO 2 formados ascienden a lo largo del reactor y son extraídos por el domo
superior.
Su principio de funcionamiento se basa en la capacidad de sedimenta-
ción de la biomasa producida en el reactor. Esta se aglomera en forma de
granos de 1 a 3 mm de diámetro y presenta elevada actividad metanogénica.
El lavado o escape de los flóculos más pequeños de la zona del manto,
generalmente se minimiza creando dentro del propio reactor una zona tran-
quila que posibilita que estas partículas vuelvan a sedimentar. 9
En parte el éxito de este tipo de reactor se debe a los relativamente altos
valores de concentración de sólidos que se obtienen en el lodo, entre 100 y
150 gL . Han sido reportadas eficiencias de remoción de DBO mayores del
90 % con cargas orgánicas e hidráulicas del orden de 80 kgm d y 5 m3m d
respectivamente, con tiempos de retención hidráulico de 8 h.10

8.3.3. Reactores de tercera generación
Estos reactores contienen microorganismos en forma de biopelícula ad-
herida a un soporte que se expande o fluidiza. Utilizan una corriente de
recirculación para provocar un flujo ascendente y mantener fluidizado el
lecho de partículas de soporte. Estas partículas pueden ser arena, material
plástico o cerámico. El material soporte brinda una gran área superficial
sobre la que se adhiere la biopelícula y mantiene una buena sedimentabilidad,
garantizando la retención celular. 11 Figura 8.7. Las características de este
reactor se reportan en la tabla 8.4.

263


En la tabla 8.5 se resumen además datos comparativos de diferentes proce-
sos anaerobios.12

Fig. 8.7. Esquema de un reactor de lecho fluidizado.

Tabla 8.4. Características del reactor de lecho fluidizado

Asimila muy altas cargas Arranque lento y difícil.
(40 kg DQO/m3·d). Requiere energía para
Pequeños tiempos de mantener la fluidización por
retención. bombeo.
Instalaciones compactas. Presencia de sólidos
Asimila sólidos suspendidos en el efluente.
suspendidos en el afluente.

Tabla 8.5. Datos de rendimientos típicos de procesos anaerobios empleados
en el tratamiento de residuales industriales. Adaptados12
Afluente Tiempo de BV %
Proceso DQO retención kg DQOm-3d-1 remoción
mgL-1 h DQO
De 1500 2-10 0,5-6,0 75 - 90
contacto 5000
UASB 5000 4-12 4,0-20,0 75 - 85
15000
Lecho fijo 10000 24-48 1,0-15,0 75 - 85
20000
Lecho 5000 5-10 5,0-10,0 80 - 85
fluidizado 10000

264


8.4. FACTORES QUE CONTROLAN EL PROCESO
DE DIGESTIÓN
Los factores que controlan los procesos de digestión pueden clasificarse en
dos grandes grupos: Factores básicos y factores ambientales.

8.4.1. Factores Básicos

Dentro de los factores básicos que intervienen en el control de los procesos
anaerobios se destacan:
Bacterias.
Sustrato.
Tiempo de retención.

8.4.1.1. Bacterias
Las formadoras de metano son las bacterias clave en la digestión anaerobia.
Crecen más lentamente y son más sensibles a los cambios ambientales que las
formadoras de ácido.
La fermentación metánica es la etapa limitante de la digestión. Las
formadoras de metano son bacterias estrictamente anaerobias, y por tanto, sub-
sisten en completa ausencia de oxígeno molecular. Estas bacterias son poco
abundantes en un medio dado, como consecuencia de que la mayor fracción de
la energía que se libera en los procesos de oxidación anaerobia queda asociada
al CH4 que se forma, por lo que resta menos energía para ser utilizada en el
crecimiento.

8.4.1.2. Sustrato
El sustrato para las bacterias está constituido por los compuestos orgánicos
a ser estabilizados. Los compuestos orgánicos que se someten a digestión
anaerobia comúnmente son de estructura muy compleja, que como ya fue men-
cionado, son transformados a través de sucesivas etapas hasta la obtención de
los productos finales, constituidos fundamentalmente por CH4 CO2 y otros com-
puestos estables y de bajo contenido energético.
El menor crecimiento de las bacterias anaerobias comparados con el de las
aerobias para igual cantidad de sustrato consumido causa menor requerimiento
de nutrientes. Los sistemas anaerobios producen aproximadamente 20 %
menos lodo que los aerobios para el mismo sustrato, y los rquerimientos de

265


nutrientes decrecen en la misma proporción. Se han reportado relaciones DQO:N
tan altas como 700:5. El valor de 250:5 parece ser razonable como relación para
. Para procesos que
operan a cargas más bajas, la relación DQO:N puede incrementarse de forma
conservadora multiplicando la relación 250:5 por un factor igual al valor de la
carga, dividido por 1,2.13

8.4.1.3. Tiempo de retención
En el análisis del tiempo como factor que interviene en el control de los
procesos anaerobios, hay que considerar tanto la edad del lodo como el tiempo
de retención hidráulico.
La edad del lodo tiene mucha aplicación en el diseño y control de los reactores
completamente mezclados, pero en película fija o reactores en los que la biomasa
no es homogénea no tiene uso. Esto se debe a la dificultad práctica de medir la
concentración de sólidos suspendidos volátiles (SSV) dentro del reactor.
El tiempo de retención hidráulico para la estabilización anaerobia depende
de la temperatura y la edad del lodo. Actualmente se conoce que los digestores
pueden operar con tiempos de retención de hasta de un día o menos en la medi-
da que la edad del lodo sea mayor que un cierto valor crítico ( X,cr). Esta edad
del lodo crítica es el tiempo por debajo del cual la digestión se inhibe como
resultado del lavado de las bacterias, cuyo crecimiento es lento.
1
X,cr
Yk kb (8.1)

donde:
X,cr
: edad del lodo crítica.
Y: rendimiento.
k: velocidad específica de remoción de sustrato, d .
kb: constante de auto-oxidación, d .
Para edades de lodo menores de 10 días la producción de CH4 comienza a
disminuir y puede detenerse completamente para valores de tres o cuatro días.14

8.4.2. Factores ambientales

Los factores ambientales para el control de la digestión anaerobia, al igual
que los básicos, han de ser tomados en cuenta además para el diseño. Entre los
más importantes se destacan:
Temperatura.

266


pH.
Sustancias tóxicas.

8.4.2.1. Temperatura
El crecimiento de las bacterias metánicas es lento en comparación con la
mayoría de los otros microorganismos. El tiempo requerido por estas bacterias
para regenerar es función de la temperatura. A 35 C algunas especies requie-
ren cuatro días para duplicar su número, mientras que otras necesitan diez días
o más. Una disminución de la temperatura implica un mayor tiempo de regene-
ración.
Intervalos de temperatura de interés pueden ser los correspondientes al ni-
C, con óptimo entre 28 y 33 C,
con óptimo entre 50 y 60 C).
Considerando la producción de gas como indicador de la degradación de
los compuestos orgánicos, podría decirse que el intervalo termófilo es supe-
rior. De hecho, pueden obtenerse resultados similares con tiempos de reten-
ción hidráulico de 7 a 14 días en el intervalo termófilo, a los que se obtienen
en el mesófilo con retenciones de 30 días. No obstante la ventaja de trabajar
en el intervalo mesófilo en los países tropicales radica en el hecho que no es
necesario el uso del calentamiento para mantener la temperatura dentro de
los valores del intervalo.
Harris y Dague15 han reportado la posibilidad de incrementos notables de la
carga de los filtros anaerobios a 56 °C con resultados de eficiencia de remoción
similares a los alcanzados a 32 °C con la mitad de la carga.

8.4.2.2. pH
Las bacterias metánicas ejercen adecuadamente su función en un intervalo
de pH comprendido entre 6,6 y 7,6, con un óptimo cercano al pH 7.16 Cuando la
velocidad de la producción de los ácidos volátiles es mayor que la de su trans-
formación en CH4, el proceso puede desequilibrarse, resultando en una disminu-
ción del pH, disminución de la producción de gas y aumento de las fracción de
CO2 en el gas producido. El control del pH es por tanto esencial para garantizar
una buena operación de los procesos anaerobios.

8.4.2.3. Sustancias tóxicas
Aunque se reconoce una relación funcional entre algunos de los problemas
de operación de la digestión anaerobia y la presencia de sustancias tóxicas, no

267


está clara la incidencia en las transformaciones bioquímicas que tienen estos
compuestos tóxicos, especialmente el nitrógeno amoniacal y los ácidos volátiles
a altas concentraciones.
La toxicidad de los ácidos volátiles se debe no tanto a su concentración
como al efecto del pH, ya que se ha demostrado17 que la toxicidad es origi-
nada por la fracción no ionizada de ellos. Kroeker 18 ha concluido que una
concentración de ácidos volátiles no ionizados, en el intervalo comprendido
entre 30 y 60 mgL (como ácido acético) es tóxica e inhibe los procesos
anaerobios. En la figura 8.8 se muestra que aunque la concentración de
ácidos volátiles sea elevada, si el pH se mantiene relativamente alto, la con-
centración no ionizada de ácidos volátiles es pequeña y la digestión puede
ocurrir sin dificultad. Por tanto, aunque altas concentraciones de por si no
son dañinas. Sin embargo, su combinación con bajos valores de pH pueden
producir situaciones indeseables.
Hay sales inorgánicas que a bajas concentraciones favorecen la digestión,
pero a valores por encima de un cierto límite pueden inhibir el proceso. Entre
estos pueden citarse el Na+, K+, Ca2+, y Mg2+. En la tabla 8.6 se ofrecen interva-
los de concentraciones a las cuales estos cationes pueden ser inhibitorios. Otros
cationes como el zinc, cobre y níquel son tóxicos aún a bajas concentraciones.
El amoniaco es tóxico a concentraciones superiores a 3000 mgL e inhibi-
torio a 1500 mgL . La toxicidad de amoniaco está relacionada con el pH, ya
que este compuesto es más nocivo en su forma molecular que como catión
amonio.14

Fig. 8.8. Relación entre la forma molecular y disociada de los ácidos
volátiles y su incidencia en la digestión.

268


Tabla 8.6. Concentraciones inhibitorias de distintos cationes 20

Concentración mgL-1
CATIÓN Moderadamente Fuertemente
inhibitorio inhibitorio
Na+ 1500 3000 3000
K+ 3500 5500 8000
Ca2+ 2500 4500 12000
Mg2+ 1000 - 1500 3000

8.5. PARÁMETROS INDICADORES DEL CURSO
DE LA DIGESTIÓN

Entre los diferentes parámetros que son de utilidad práctica para indicar si
un digestor está operando o no en buenas condiciones, y aun para predecir
futuras complicaciones en la operación, pueden citarse:
La producción de gases.
Contenido de ácidos volátiles y pH.
La alcalinidad del medio.

8.5.1. Producción de gases
El grado de estabilización de los compuestos orgánicos está directamente
relacionada con la producción de gases y su composición. Así por ejemplo, la
producción de gases puede disminuir abruptamente si el tiempo de retención cae
por debajo de un determinado valor. Figura 8.9. Esto está íntimamente vinculado
con la velocidad de crecimiento de las bacterias formadoras de metano, que
como ya se ha reiterado, es menor que el de las formadoras de ácido.

Fig. 8.9. Influencia del tiempo de retención en la producción de biogás.

269


En condiciones de operación normal la producción de gases, a 101,3 kPa y 0 C,
está en el intervalo comprendido entre 0,2 y 0,7 m3 por cada kg de DQO
removido ó 1 m3 por cada kg de sólido volátil estabilizado.
En la tabla 8.7 se muestran algunos rendimientos teóricos de gas y su pro-
ducción por kg de sólidos volátiles para sustancias que frecuentemente se en-
cuentran presentes en muchos residuales.
Por otro lado, la composición de los gases producidos tampoco es constante.
En un digestor anaerobio que funcione en óptimas condiciones, los gases produ-
cidos están constituidos en 75 a 85 % por CH4 y el resto fundamentalmente por
CO2. Un digestor operando en condiciones desfavorables puede mantener du-
rante un tiempo constante la el volumen de gas producido y estar variando la
fracción relativa de CH4 CO2.

Tabla 8.7. Rendimientos teóricos de biogás en función de los constituyentes
del residual
Compuesto % CH4 en el gas m3(kg SV digerido)-1
Carbohidratos 50 0,89
Proteínas 70 1,30
Grasas 84 0,60

En la figura 8.10, donde se representa la variación de la relación de la com-
posición de los gases con el pH del medio, puede apreciarse cuánto llega a
cambiar esa composición ante condiciones desfavorables de operación. En este
caso, del pH.

Fig. 8.10. Variación de la composición de los gases con el pH.

8.5.2. Contenido de ácidos volátiles, pH y alcalinidad
Estas tres características de un digestor están muy relacionadas entre sí.

270


La alcalinidad desempeña un papel importante en los procesos anaerobios,
compensando no solo la producción de los ácidos volátiles, sino también la de
CO2. La alcalinidad natural de estos procesos es debida al bicarbonato, y da
lugar a un sistema tampón de pH comprendido entre 6,8 y 7,2.
En la figura 8.11 se aprecia que en los límites de trabajo normal de un trata-
miento anaerobio se requiere disponer de una alcalinidad de aproximadamente
1500 mgL cuando el gas tiene en su composición 30 % de CO2. Cuando la
alcalinidad necesaria no existe en el medio, debe ser adicionada.

Fig. 8.11. Alcalinidad del medio y composición de los gases en función
del pH.
Aunque la alcalinidad es esencial para una digestión balanceada, su
valor en sí mismo no es un indicador adecuado que permita predecir posibles
dificultades actuales o futuras del proceso. Esto se debe a que en la medida
en que la alcalinidad al bicarbonato es consumida y destruida, se forma
alcalinidad vinculada a los ácidos volátiles. Las determinaciones de alcalinidad
y ácidos volátiles pueden utilizarse simultáneamente como indicadores de la
condición de la digestión.21
La relación entre la alcalinidad total, la debida al bicarbonato y la concentra-
ción de ácidos volátiles es:
AT = AB + 0,71 AV (8.2)
donde:
AT: Alcalinidad total, mgL como CaCO3.
AB: Alcalinidad debida al HCO3 , mgL como CaCO3.
AV: Concentración de ácidos volátiles, como (HCH3 COO).

271


Es deseable que la capacidad tampón del proceso de digestión sea alta.
Esto se traduce en que la relación ácidos volátiles / alcalinidad sea baja
(entre 0 y 0,1). Valores de esta relación cercanos a 0,5, es una señal de la
existencia de problemas en el proceso. El pH del digestor comienza a
descender rápidamente si esa relación llega a valores tan altos como 0,8.

8.6. MÉTODOS DE DISEÑO
Esencialmente hay dos enfoques para el diseño de reactores anaerobios: los
que se basan en métodos empíricos, y los que utilizan criterios cinéticos.

8.6.1. Métodos empíricos
Los métodos empíricos se utilizan fundamentalmente cuando se necesita
digerir lodos producidos en alguna etapa anterior del tratamiento.
A modo de criterio, en la tabla 8.8 se brinda la composición, en sólidos volá-
tiles y fijos, de lodos crudos y digeridos.

Tabla 8.8. Composición de los lodos

Lodo Sólidos volátiles % Sólidos fijos %
Crudos 70 a 75 30 a 25

Digeridos 50 50

8.6.1.1. Método de las cargas
El método de las cargas o tradicional para el diseño de digestores de lodo
brinda buenos resultados en la medida que los criterios que se utilicen se basen
en la experiencia previa, sin extrapolar resultados anteriores a una nueva situa-
ción. Este método determina el volumen requerido de reactor en función de una
carga asumida.
El factor de carga más utilizado es que se basa en los kg de sólidos volátiles
añadidos por cada m3 de reactor por día. La carga recomendada para los reac-
tores normales está entre 0,03 y 0,10 kg de sólidos volátiles (SV) por m3 por día,
con tiempos de retención de 30 a 90 días. En el caso de reactores de alta carga
es posible utilizar cargas de hasta 1,6 a 6,4 kg de SV por cada m3 por día, para
tiempos de retención de 10 a 20 días.

272


8.6.1.2. Método de la reducción de volumen
A medida que la digestión tiene lugar, el lodo experimenta una reducción de
volumen. Teniendo en cuenta esta característica, el volumen del reactor puede
calcularse,

2
V Vf Vf Vd .t (8.3)
3
donde:
V: volumen del digestor.
Vf: volumen diario de lodo crudo.
Vd: volumen diario de lodo digerido.
t: tiempo de retención.
Ejemplo 8.1
Estime el volumen de un digestor para tratar 5000 kgd (base seca) de un
lodo orgánico producido en otra etapa de tratamiento. Asuma que 75 % de los
sólidos es volátil. Utilice el método de las cargas.
Carga: 4 kg.m ·d
Sólidos volátiles en los 5000 kg de lodo = 5000 · 0,75 = 3750 kg

3750 kg d 1
Volumen del digestor 937 ,5 m 3
4 kg m -3 d 1

Ejemplo 8.2
Determine el volumen de un reactor para digerir 3500 kgd (base seca) de
un lodo que contiene 95 % de humedad. Asuma que 75 % de los sólidos es
volátil. Considere que hay una reducción del 60 % de los sólidos volátiles, con
una humedad de 92 %. Tiempo de retención de 25 días.
Si el lodo que contiene 95 % de humedad, su peso específico es 1,02 kgL ,
por tanto el volumen de lodo a digerir es:
3500
Vf 68,63 m 3
1,02 . 0,05 . 10 3
La masa de lodo después de la digestión será 40 % de los volátiles que
entraron más los fijos que no se degradan (25 % de los sólidos totales).
Sólidos volátiles en los 3500 kg de lodo = 3500 · 0,75 = 2625 kg
Sólidos fijos = 3500 · 0,25 = 875 kg

273


El lodo digerido, con 92 % de humedad, tiene un peso específico de
1,04 kgL
875 2625 . 0,4
Vd 3
23,14 m 3
1,04 . 0,08 .10

2
V Vf Vf Vd t
3

2
V 68,63 68,63 23,14 25
3
V = 958 m3

8.6.2. Ecuaciones de diseño basadas en criterios cinéticos
El uso principal que han recibido los modelos basados en criterios cinéticos,
llamados en ocasiones modelos conceptuales, es en el control y simulación de
los procesos.

8.6.2.1. Tiempo de retención y volumen del digestor
Para un digestor anaerobio que opere a flujo continuo y mezcla completa, el
tiempo de retención viene dado por
S S0
Xk S (8.4)

donde:
S = S0 mgL .
S: DBO ó DQO en el efluente.
S0: DBO ó DQO en el afluente al reactor.
X: concentración de sólidos suspendidos volátiles en el reactor.
k: constante específica de remoción de sustrato, d .
El volumen efectivo del digestor se obtiene,
V = q · Q m3
(8.5)
3
Q: flujo de entrada al digestor, m d .

274


8.6.2.2. Edad del lodo y producción de sólidos
Aunque la producción de biomasa durante la digestión anaerobia es mucho
menor que en los procesos aerobios, siempre hay que considerarla, pues ella va
a garantizar en cierta medida que el reactor no se lave con la consecuente
inhibición del proceso.
X Y V k b X kgm d (8.6)
donde:
X: producción de sólidos, kgm d .
Y: rendimiento.
BV: razón de carga volumétrica, kgm d .
Valores tìpicos de Y y kb.
Y:
kb:
Cuando la producción de biomasa es X, y se desea una concentración de
SSV en el reactor igual a X, la edad de lodo requerida es,
X
X d (8.7)

El valor de la edad de lodo siempre debe ser superior al valor crítico definido
por la ecuación 8.1.

8.6.2.3. Volumen de gas producido
La producción de gases en los procesos de digestión es muy variable y
depende en alguna medida de la composición del agua residual.22 En términos
generales, y tomando como base la DQO, puede estimarse la producción total
de gas a TPN como,
GT = 0,5 ( BV 1,42 X)· V m3d (8.8)

S
Bv

donde:
Si lo que se desea es el volumen de CH4,
G = 0,35 ( BV 1,42 DX)·V m3d (8.9)

275


8.6.2.4. Nutrientes
El N y P que se requiere en los procesos anaerobios es menor que los que
exigen los aerobios,
N = 0,12 X·V kgd (8.10)
P = 0,025 X·V kgd (8.11)

Ejemplo 8.3
Determine las dimensiones de un digestor completamente mezclado para
obtener 87 % de remoción de DQO de un agua residual cuyo flujo es de
750 m3 d .
DQO del afluente = 16000 mgL
Y = 0,1 kb = 0,02 d k=6d
X = 6000 mgL Edad del lodo mínima = 15 d
Cálculo del tiempo de retención a partir de la información cinética:
S0
kX S

13920 16000
3d
6 . 6000 2080
Volumen efectivo del digestor:
V = q · Q = 3 · 750 = 2250 m3
Comprobación de la edad del lodo:
X
X

X Y V kb X

13920
X 0 ,1 0,02 6000 344 g m-3 d 1
3
Por tanto,
6000
X 17 ,4 d
344
La edad del lodo es superior a la mínima fijada por las condiciones de
diseño.

276


Producción de CH4 a TPN:
G = 0,35 ( BV DX)·V
G · 2250
G = 3269 m3d

8.6.3. Método experimental para determinar los parámetros
cinéticos
El procedimiento de laboratorio que se detalla a continuación es en esen-
cia el descrito por Eckenfelder y Ford.23

Procedimiento
Para las pruebas en laboratorio se emplea un reactor con un volumen
efectivo de 1 a 5 litros. El montaje del equipamiento necesario está
esquematizado en la figura 8.12.
1. Tomar un volumen de lodo digerido activo de una instalación en opera-
ción. Filtrar el lodo a través de una malla gruesa para eliminar partículas
como semillas, paja, etc. Si fuera necesario, diluir con agua corriente.
2. Introducir el lodo en el digestor. Mantener la temperatura constante a 35 °C
y agitado en contenido del reactor durante todo el tiempo que dure la
experiencia.
3. No alimentar agua residual ni extraer licor mezclado del reactor hasta
que se aprecie producción de gas. Asegurar que el dispositivo esté her-
mético para evitar fuga de gas.
4. Una vez que se aprecie producción de gas, introducir residual aplicando
una carga a 4 kg DBO m d , por un periodo no menor a un tiempo
equivalente a un tiempo de retención. Es aconsejable, durante este perio-
do inicial de aclimatación, alimentar el reactor 2 ó 3 veces en el día, de
manera tal que la carga total no sobrepase los 4 kg DBO m d .
5. El pH es un parámetro que siempre debe ser vigilado, pero más cuidado-
samente durante la aclimatación. En caso de disminuir por debajo de 6,
añadir alcalinidad para mantenerlo entre 6,5 y 7,5. El licor mezclado debe
tender a crear su propio sistema tampón.
6. Proceder a la alimentación del residual con un flujo continuo, con una
extracción diaria de un volumen igual al alimentado.

277


Fig. 8.12. Digestor anaerobio a escala de laboratorio.
7. Registrar la siguiente información:

Tabla 8.9. Información a obtener en el laboratorio

Residual crudo (afluente) Efluente (licor mezclado)
pH PH
DBO ó DQO DBO ó DQO
Alcalinidad
Acidez
SSV
Ácidos volátiles

8. Registrar el volumen de gas producido diariamente y su composición (CH4,
CO 2 )
9. Tabular los datos obtenidos según se muestra en la tabla 8.10 del ejemplo 8.4.
10.Calcular las constantes k,Y y kb graficando la data según la información de
las tablas 8.10 y 8.11. En las figuras 8.13 y 8.14 aparecen los gráficos co-
rrespondientes.
Ejemplo 8.4
En pruebas de laboratorio realizadas en buenas condiciones de operación,
se obtuvieron los datos de la tabla 8.10 para un digestor anaerobio.
Determine:
a) Velocidad específica de remoción de DBO.
b) El rendimiento y la constante de autooxidación.

278


Tabla 8.10. Tabla de trabajo del ejemplo 8.4
S0 S X X G
(d) (mgL-1) (mgL-1) (mgL-1) (d) (m3d-1)
0,25 15000 13500 1200 2 14
0,50 15000 12000 1500 3 15
2,0 15400 9000 1164 4 17
3,0 14800 7250 1260 6,25 24
4,5 15150 4500 3156 20 27
5,0 14750 3750 4400 28 25

dS S
a) Considerando que se cumple que kX se prepara la tabla 8.11
1
dt S0


BX
(kgkg-1d-1) 5,0 4,0 2,75 2,0 0,75 0,50

S
S0 0,9 0,8 0,58 0,49 0,30 0,25

S
Se grafica BX contra según la figura 8.13. La pendiente da el
S0
valor de k = 6,7 d
1
b) Para el cálculo de Y y kb, se grafica
X

a) contra BX de acuerdo con la tabla 8.12 y la figura 8.14


BX
(kgkg-1d-1) 5,0 4,0 2,75 2,0 0,75 0,50
1
X
0,5 0,33 0,25 0,16 0,05 0,036

279


BX

Fig. 8.13. Cálculo de la constante de velocidad ( BX vs S/So).

Fig. 8.14. (1/èX vs BX ).

8.6.4. Consideraciones de diseño para reactores UASB
El diseño de los reactores de manto de lodo de flujo ascendente en
general se basa en elementos hidráulicos para DQO menores de 1000 mgL
y tiempos de retención inferiores a 8 h. La velocidad ascensional en la
zona de paso del dispositivo separador superior debe ser mantenida menor
que 3 m3 m h para lodos floculentos (no granulares). Esta velocidad pue-
de llegar hasta 6 m3 m h para los lodos granulares típicos. En todos los
casos se recomienda que en la zona de sedimentación la velocidad sea
menor que 1 mh .

280


Cuando el criterio de diseño es hidráulico el volumen efectivo del reactor se
calcula,
V= ·Q (8.12)
Para aguas residuales con elevada DQO, el criterio de diseño se fundamen-
ta en la carga orgánica volumétrica (BV). Por lo tanto, el cálculo del volumen
será,
S0 Q
V (8.13)
BV
En la figura 8.15 se refleja la variación de la carga volumétrica recomenda-
da en el diseño de reactores UASB, en función de la temperatura, para reacto-
res con 25 kg SSV·m .
Para el tratamiento de aguas residuales diluidas, similares a las domésti-
cas, la altura recomendada para los reactores es de 3 a 5 m. Para DQO
entre 1000 y 5000 mgL , los mejores resultados se obtienen con alturas de
reactor de 5 a 6 m.

Fig. 8.15. Carga orgánica volumétrica en función de la temperatura
para el diseño de reactores UASB. 10
En los reactores UASB el sistema de distribución del afluente y el separador
gas-sólido-líquido, revisten especial importancia.
Del sistema de distribución depende que el manto de lodos tenga un contac-
to más íntimo con el agua residual, evitando las zonas muertas y canalizaciones.
La distribución se hace a través de boquillas. Las boquillas pueden distribuirse
en el fondo del reactor con una densidad que puede variar desde 1 ó 2 por m2
para aguas con DQO menores de 1000 mgL , y hasta 6 por cada m2 en el caso
de BV 4 kg DQOm d .

281


Entre los objetivos del separador gas-sólido-líquido pueden señalarse:
Facilitar la separación y descarga del biogás.
Prevenir, mediante decantación, el lavado de flóculos y granos.
Como ya fue destacado, en el separador se considera de importancia la
velocidad en los pasos entre colectores y en la zona de sedimentación. Se reco-
mienda que el área de paso entre los colectores sea aproximadamente 20 % del
área superficial del reactor.

8.7. PUESTA EN MARCHA DE LOS DIGESTORES
ANAEROBIOS
Sin duda, uno de los aspectos más complejos de la operación de los digestores
es la puesta en marcha.
Aun cuando cada digestor tiene sus especificidades y por lo tanto, su propia
estrategia de puesta en marcha, se destaca un conjunto de aspectos que de
manera general ha de considerarse en todos ellos. Estos son:
Inóculo.
Carga orgánica.
Control de los ácidos grasos volátiles.
Como inóculo de los digestores es preferible el empleo de una población
de microorganismos que haya sido previamente adaptada al sustrato que va
a ser utilizado. Además se prefiere el empleo de una mezcla de diferentes
fuentes con biomasa activa que emplear una sola. 24 El volumen inicial de
inóculo nunca debe ser menor del 10 % del volumen efectivo del reactor.
Una vez cargado el reactor con el inóculo y el sustrato de interés, se reco-
mienda no iniciar el flujo continuo, sino mantener el sistema a no flujo hasta
que se aprecie producción de gas.
Teniendo en cuenta que en la etapa inicial del proceso la población de
microorganismos necesita adaptarse a las condiciones de operación que se im-
ponen, la carga inicial debe ser menor a la de la operación normal que se preten-
de en el futuro. Puede iniciarse la puesta en marcha con un valor aproximado de
carga orgánica de 0,15 kg DBO.(kg SSV.d) . Esta carga deberá ser
incrementada en la medida que se observe una adecuada autoregulación del pH
así como la alcalinidad del medio, y exista control sobre la concentración de los
ácidos volátiles. Debe propiciarse además un determinado nivel de mezcla den-
tro del reactor para facilitar el contacto contaminante-biomasa. El funciona-
miento adecuado del digestor puede ser estimulado si junto al sustrato se adiciona
algún otro residual de fácil degradación.

282


Considerando que en un inicio el sistema buffer o tampón de pH que estos
sistemas poseen no está desarrollado, lo más común es que se aprecie una
tendencia a decrecer el pH debido a la formación de los ácidos grasos. El pH ha
de mantenerse en un valor cercano a 7 mediante la adición de una base.

1 HENZE Water Sci. Tech., vol. 15,
no. 3, 1983.
2 ECKENFELDER, W.W.: Water Quality Engineering for Practicing Engineers,
CBI Pub. Co. Inc., EU.
3 YOUNG, J.C. AND P.L. MCCARTY:
Jour. Water Poll, Control Fed., vol. 41, no. 1, 1969.
4 VAN DER BERG, L. AND C.P. LENTZ:
anaerobic fixed film reactors of varying surface-to-volume ratios for the
th
Purdue Ind. Waste Conf.,
1979.
5 LETTINGA, G. ET AL.
Biotechnol. Bioeng, vol. 25,
no. 10, 1980.
6 YOUNG,
Water Sci. Tech., vol. 24, no. 8, 1991.
7 JENNET, J.C. AND H.D. DENNIS
Jour. Water Poll, Control fed., vol. 47, no. 1, 1975.
8 COULTER, J.E. AND M.B. ETTINGER
9 GUIOT, R.S., Y. ARCAND AND C. CHAVARIE
Water
Sci. Tech., vol. 26, no. 3-4, 1992.
10 LETTINGA, G. AND P.L. HULSHOFF
11 IZA, J.: Water
Sci. Tech., vol. 24, no. 8, 1991.
12 METCLAF AND EDDY: Ingeniería de Aguas Residuales. Tratamiento, Vertido
y Reutilización, 3ra. Edic., vol. 1, p. 487, Mc Graw Hill, 1996.
13 HENZE, M. AND P. HARREMOES
Water Sci. Tech., vol. 15, no. 8/9.
1983.
th
14 SPEECE, R.E.: Int., Symposium on
anaerobic digestion, Guanghou, China, 1985.

283


15 HARRIS, W. L. AND R. DAGUE
Water Environment Res.,
vol. 65, no. 6, 1993.
16 JEWELL Sci. Tech., vol. 21,
no. 1, 1987.
17 MC CARTY, P.L.:
Materials and their Control, Pub. Works, vol. 91, no. 11, 1964.
18 KROEKER, E.J. ET AL Water
Poll. Control, vol. 51, no. 4, 1979.
19 GUPTA, A.R., R. FLORA, M. GUPTA, G. SAYLES AND M. SUIDAN
sis and sulphate reduction in chemostats I. Kinetic studies and experi-
Water Res., vol. 28, no. 4, 1994.
20 MCCARTY, P.L. ET AL.:
21 JENKINS, S.R., J.M. MORGAN AND X. ZHANG
Water Poll. Con-
trol Fed., vol. 63, no. 1, 1991.
22 ZEPENG, C. ET AL.:
disposal of organic wastewater Proc. 4th Int. Symposium on anaerobic

23 ECKENFELDER, W.W. AND D.L. FORD: Water Pollution Control, Jenkins Book
Pub. Co. E.U., 1970.
24 WEILAND, P. AND A. ROZZI

284

Manejo de Lodos

CAPÍTULO 9
MANEJO DE LODOS

9.1. INTRODUCCIÓN
Un aspecto importante en el tratamiento de los residuales industriales líqui-
dos (RIL) lo constituye la manipulación de los lodos o fangos que se obtienen,
sean estos de naturaleza orgánica o inorgánica.
Los lodos producidos en los tratamientos biológicos de aguas residuales pue-
den provenir de los sedimentadores primarios y secundarios así como de los
tratamientos terciarios. Estos lodos están constituidos fundamentalmente de
materia orgánica, con una fracción volátil entre 60 y 80 %.
En los tratamientos físico-químicos como puede ser la coagulación, los lodos
que se producen son eminentemente de naturaleza inorgánica.
Uno u otro lodo posee en su composición agua en un alto porcentaje. Esto
dificulta tanto su manipulación como su disposición.
La magnitud del problema se evidencia en un cálculo sencillo al considerar
los residuales de una industria cuyos lodos corresponden a una población equi-
valente a 500000 personas. En ese caso se producen aproximadamente 0,09 kg
de lodo por habitante. Si se asume un contenido de humedad de 97 %, esto
significa que se manejan diariamente 3000 m3 de lodo.
La naturaleza de los lodos, orgánica o inorgánica, define el tratamiento al
que deben ser sometidos antes de su disposición final, pero en uno y otro caso
deben ser transportados y manipulados antes y después del tratamiento que se
emplee para los mismos.

9.2. CONTENIDO DE HUMEDAD Y VOLUMEN
DE LOS LODOS
La gravedad específica de los sólidos en los lodos puede ser determinada
mediante la expresión:
Ws Wf Wv
Ss Sf Sv (9.1)

285


donde:
Ws: masa de sólido (sólido seco), kg.
Ss: gravedad específica de los sólidos secos.
Wf: masa de sólidos fijos (fracción no volátil de los sólidos), kg.
Wv: masa de sólidos volátiles, kg.
Sf: gravedad específica de los sólidos fijos.
Sv: gravedad específica de los sólidos volátiles.
Teniendo en cuenta que la fracción filtrable de los lodos es relativamente
pequeña comparada con la no filtrable, los sólidos pueden ser tomados como el
residuo total después de secada la muestra a 105 ºC.
Si en determinada circunstancia la fracción filtrable es de tal magnitud que
no puede ser despreciada, debe trabajarse con los sólidos suspendidos o no
filtrables.
La gravedad específica de la materia orgánica puede ser tomada como
1,2 a 1,4, mientras que la de la materia inorgánica varía entre 1,5 y 2,5.
Una vez que se conoce la gravedad específica de los sólidos secos, puede
calcularse la de los lodos mediante la relación:

Ws Ww
S
Ws (9.2)
Ww
Ss
donde:
S: gravedad específica de los lodos.
Ws: masa de sólido seco.
Ww: masa de agua.
Ss: gravedad específica de los sólidos secos.
No es difícil demostrar que para los lodos orgánicos cuyo contenido de hu-
medad sea del 90 % o mayor, su gravedad específica puede ser tomada como
1,0 sin cometer mucho error.
El volumen de lodo, calculado a partir de su contenido de sólido y % de
humedad es,

Ws
V
100 P (9.3)
W S
100
V: volumen de lodo, m3.
P: contenido de humedad, %.
w:
densidad del agua, kgm-3.

286

Manejo de Lodos

A los efectos prácticos puede asumirse sin mucho error, que la densidad del
agua es 1000 kgm-3 en el intervalo de temperatura entre 20 y 40 ºC.
La ecuación 9.3 puede ser utilizada también en aquellos casos en los que se
desee calcular el flujo de lodo, Qs (m3d-1), si el término Ws está dado como flujo
másico (kgd-1).

9.3. LODOS PRIMARIOS Y SECUNDARIOS. CRITERIOS
DE ESTIMACIÓN
Siempre que no se disponga de toda la información necesaria para el cálculo
preciso de los lodos en un sistema dado, se hace necesario acudir a métodos de
cálculo aproximados.
La producción de sólidos en los sedimentadores primarios y secundarios
puede estimarse de manera aproximada utilizando las siguientes ecuaciones,
Ws = Wsp + Wss (9.4)
-1
Ws: producción total de sólido seco, kgd .
Wsp: producción de sólido seco en el sedimentador primario, kgd-1.
Wss: producción de sólido seco en el sedimentador secundario, kgd-1.
Por otro lado,
Wsp = f · SS · Q · 10-3 (9.5)
-1
SS: sólidos suspendidos en el agua sin sedimentar, mg L .
Q: flujo de agua residual que entra al sedimentador primario, m3 d-1.
f: fracción de los sólidos suspendidos que es removida en el sedimentador
primario y
· 10-3 (9.6)
DBO: concentración en el agua residual que entra a la unidad de tratamiento
secundario, mg L-1.
: fracción de la DBO aplicada que aparece como exceso de lodo en la
unidad de tratamiento secundario.
El cálculo estimado se basa, fundamentalmente, en la experiencia de trabajo
que se tenga con cada residual en particular, estando la mayor variación en la

Para residuales domésticos: f = 0,4;
Para residuales industriales f depende de los sólidos sedimentables.
Para residuales domésticos:
Filtros percoladores de baja velocidad
de alta velocidad

287


Lodo activado aeración extendida
convencional
Para residuales industriales:
Lodo activado convencional papel
azucarero
cervecería
tenería
Ejemplo 9.1
Una industria del papel arroja diariamente 3000 m3 de un agua residual
con una DBO de 300 mg L-1 y una concentración de sólidos suspendidos de
270 mg L-1 . Para el tratamiento de esos residuales está concebido una sedi-
mentación primaria donde se elimine 65 % de los sólidos suspendidos y 45 %
de la DBO.
El % de agua de los lodos primarios será de 94 %.
La concentración esperada de los lodos secundarios es de 15000 mg L-1.
Calcule el estimado de lodo a extraer en aquel caso en que se decida unir y
espesar los lodos primarios y secundarios de conjunto hasta obtener una con-
centración de sólidos de 9 %. Estime además el flujo de lodo a extraer.
Wsp = f · SS · Q · 10-3
= 0,65 · 270 · 3000 · 10-3
= 526,5 kgd-1
Wsp
Qsp
100 P
W S
100

526,5
Qsp 8,77 m3 d-1
0,06 1000 1
· 10-3
= 0,55 · 300 · 0,35 · 3000 · 10-3
= 173,25 kg d-1
Wss
Q ss
100 P
W S
100

173,25
Qss 11,55 m3d-1
0,015 1000 1

288

Manejo de Lodos

Volumen de la mezcla de lodos primarios y secundarios,
Qs = Qsp + Qss
= 8,77 + 11,55
= 20,32 m3 d-1
Masa de sólidos en la mezcla,
Ws = Wsp + Wss
= 526,5 + 173,25
= 699,75 kg d-1
% en peso de sólidos en la mezcla antes del espesamiento:
699 ,75 100
%peso x 3,4 %
20 ,32 1000
Flujo de lodo espesado a extraer
699,75
Qs 7 ,77 m3d-1
0,09 1000 1
Observe que un aumento en la concentración de sólidos por espesamiento
del 3,4 % al 9 %, da lugar a una disminución en el volumen de lodos a manipular
de 20,32 a 2,77 m3 d-1.
La variación de la concentración de sólidos que puede obtenerse en una
secuencia de tratamiento se muestra a continuación.

Tabla 9.1. Secuencia de tratamiento
sedimentación espesamiento deshidratación
Conc. 0,5 6,0 20 12,0 18,0 50,0
Sólidos (%)

Los lodos primarios y los inorgánicos, generalmente tienen una mayor con-
centración en cada una de las etapas de la secuencia de tratamiento que los
obtenidos de la coagulación mediante aluminio o la de aquellos que proceden de
lodos activados.
Los procesos que normalmente se utilizan en la secuencia de deshidratación
dependen de:
Naturaleza y características del lodo.
Método que se aplicará en la disposición final.

289


El espesamiento por gravedad y por flotación, la filtración al vacío o por
presión, el tratamiento mediante calor, y el secado en lechos al aire libre, son
algunos de los tratamientos que hoy día se utilizan para disminuir el contenido de
agua de los lodos.
En los países en desarrollo los procesos más comúnmente empleados son el
espesamiento por gravedad y los lechos de secado debido a su relativo bajo
costo de inversión, operación y mantenimiento. No obstante en ocasiones los
volúmenes de lodos son tales que se hace necesario acudir a los procesos más
intensivos y tecnológicamente más complejos.

9.4. ESPESAMIENTO POR GRAVEDAD
Los principios que rigen este proceso así como los elementos fundamentales
que facilitan el diseño y operación de los espesadores pueden ser tratados con
más detalle. Sin embargo, aquí se dan algunos elementos de carácter práctico
para el trabajo más cotidiano.
Debe tenerse presente que los espesadores se diseñan sobre la base del
área unitaria m2kg-1d-1, mediante la relación del área superficial con los sólidos
que entran y salen del espesador.
La carga másica de lodo, kgm-2d-1 recomendada para el trabajo de los
espesadores varía con la facilidad que posea el lodo de perder el agua, y puede
variar entre 20 kgm-2d-1 para lodos digeridos procedentes de un lodo activado,
hasta 150 kgm-2d-1 para un lodo primario.
El flujo por unidad de área que normalmente se recomienda para los
espesadores varía entre 15 y 40 m3m-2d-1. Cargas superficiales menores pueden
tener como consecuencia malos olores al producirse condiciones sépticas. En
tales casos es recomendable el empleo de agua de dilución para aumentar el
flujo por unidad de área.
En los espesadores continuos es usual dejar una capa de lodo en el fondo del
mismo para propiciar el aumento de su concentración. Normalmente el tiempo
de retención de los sólidos oscila entre 0,5 y 2 días. Este tiempo de retención,
llamado por algunos relación de volumen de fango (RVF), se calcula dividiendo
el volumen ocupado por el manto de lodo en el espesador, entre el flujo diario de
lodo extraído.
Ejemplo 9.2
El lodo primario que se obtiene en una planta de tratamiento de aguas
residuales es 16 m3 d-1 con una concentración de sólidos de 45000 mg L-1.
Calcule el área requerida del espesador, asumiendo una carga másica de
lodo de 50 kgm-2d-1.

290

Manejo de Lodos

Considere además que en el sobrenadante sale 5 % de los sólidos que en-
tran al espesador y que los lodos de fondo tienen una concentración de 8 %.
Determine el agua de dilución que se necesita adicionar para obtener una
carga superficial de 15 m3 m-2 d-1.
Carga de lodo al espesador = 16 x 45000 x 10-3 = 720 kg d-1
Área de tanque requerida = A
720
A 14,4 m2
50
Diámetro = D
0 ,5
14 ,4 4
D 4,28 m

Volumen de lodo espesado = V (ec. 9.3)
720 0,95 8,55
V 8,55
0,08 1000 1
m3 d-1
Flujo por unidad de área = q
16
q 1,11
14,4
m3 m-2 d-1
El flujo de agua suplementario que se necesita para lograr una carga super-
ficial de 15 m3m-2d-1 será,
3 -1
d
Si el manto de lodo espesado tiene una profundidad de 1,25 m, estime el
tiempo de retención de los lodos en el espesador,
1,25 14,4
2 ,1 d
8,55

9.5. LECHOS DE SECADO
El método más común de secado de lodos espesados es el de los lechos de
secado, teniendo en cuenta su economía y que no requiere de personal especia-
lizado. Se utiliza fundamentalmente en plantas pequeñas de tratamiento de alba-
ñales y para algunos residuales industriales.
291


El secado en los lechos se produce a través de los procesos de percolación
y evaporación. Por esta razón su diseño y empleo está influido por las condicio-
nes climáticas prevalecientes.
La fracción de agua que se elimina por percolación varía de 0,2 a 0,5 en
dependencia el contenido inicial de sólidos y de sus características, así como de
la radiación solar que incide sobre el mismo.
En el tema no se insistirá en el diseño empírico de los lechos de secado. No
obstante, a continuación se resumen algunos criterios que mejor se ajustan al
diseño de estos dispositivos en países que reciben una buena radiación solar
durante la mayor parte del año.

Tabla 9.2. Parámetros empíricos para el diseño de lechos de secado
Tipo de lodo digerido Área m2 (persona)-1
Primario 0,040
Primario y filtro percolador 0,044
Primario y lodo activado 0,112
Lodo de precipitación química 0,076

Cuando los lodos a secar proceden de un tratamiento de residuales indus-
triales es recomendable, siempre que se pueda, realizar pruebas de secado de
los mismos antes de proceder a diseñar con criterios que quizás no se ajustan a
un caso particular.
Swanwick1,2 ha desarrollado una metodología para el estudio de la deshidrata-
ción de los lodos en lechos de secado. Esta metodología se describe a continuación:
1. Utilice un tubo de vidrio de 2,50 cm de diámetro con arena en el fondo.
2. Introduzca en el tubo el lodo a secar hasta tener una altura de aproxima-
damente de 30 a 45 cm.
3. Permita el drenaje del agua durante un periodo entre 12 y 48 horas, de-
pendiendo del contenido de humedad.
4. Extraiga la torta drenada y determine su contenido de humedad.
5. Exponga la torta a la evaporación natural en contacto directo con el aire.
Controle periódicamente el contenido de humedad hasta que se alcance
el valor deseado.
6. Determine la humedad. La diferencia entre el valor obtenido aquí y en el
paso 4 es el agua a evaporar.
7. Infórmese de la evaporación y el régimen de lluvia anual de la zona a
partir de datos meteorológicos.
8. Se acepta que la evaporación que ocurre en el lodo húmedo es 75 % de la
que ocurre en el agua así como que 43 % del agua de lluvia es drenada y
75 % restante se evapora.
292

Manejo de Lodos

9. Calcule, mes a mes, la evaporación acumulativa multiplicada por el
factor 0,75. Grafique este resultad en función del tiempo. Haga lo
mismo con la lluvia caída, pero multiplicándola por el factor 0,57.
10.Estime, para cada mes, teniendo en cuenta los resultados en 9 y 6, el
tiempo requerido para el secado del lodo.
11. Tabule, para cada mes, el área total requerida.
12.El área de diseño será la máxima hallada en el paso 11.

9.6. VOLUMEN DE AGUA PRODUCIDA
Como consecuencia del proceso de deshidratación de los lodos, por cual-
quier método que se utilice, se produce un volumen dado de agua que es preciso
conocer. Esta agua no siempre está libre de sólidos. Si se trata de un espesador
por gravedad operando en óptimas condiciones, el líquido claro obtenido puede
contener entre 5 y 10 % de los sólidos iniciales del lodo. Con otros procedimien-
tos el contenido de sólidos puede ser mayor o menor.
El volumen de agua producida puede calcularse como sigue:
Se sabe que,
Cw Cs
(9.7)
Ww Ws
Cs: contenido de sólidos del lodo, %.
Cw: contenido de agua en el lodo, %.
Ws: masa de sólido, kg.
Ww: masa de agua, kg.
Entonces,
100 Cs Cs
(9.8)
Ww Ws
De aquí,

100
Ww 1 Ws (9.9)
Cs
Si se acepta que la densidad del agua es 1000 kg m-3,
Vw = Ww · 10-3 (9.10)
donde:
Vw: volumen de agua, m3.

293


Por tanto
100 3
Vw 1 Ws 10 (9.11)
Cs
El agua que está asociada al cambio de concentración de un lodo desde (Cs)1
a (Cs) 2 es:

1 1 1
Vw Ws (9.12)
10 (Cs)1 (Cs)2

Ejemplo 9.3
100 m3 d-1 de un lodo con un contenido de sólidos del 5 % es deshidratado
por diversos tratamientos hasta alcanzar 20 %. Determine el volumen de líquido
claro producido.
(Cs)1 = 5 %
(Cs)2 = 20 %
Ws = 100 · 50000 · 10-3 = 5000 kg d-1
Aplicando la ecuación 9.12,

1 1 1
Vw 5000
10 5 20

Vw = 75 m3 d-1

1 SWANWICK, J.D.: Advances in Water Pollution Research, vol. II, Pergamon
Press, N.Y., 1963.
2 _____________ : Water Poll. Research,
London, 1966.

294

ANEXO 1
VOLÚMENES MÍNIMOS DE MUESTRAS
Y CRITERIOS PARA SU CONSERVACIÓN

Parámetro Volumen Conservación Tiempo
mínimo de máximo de
muestra, mL conservación
Aceites y 1000 añadir H2SO4 hasta pH 28 d
grasas 2 y refrigerar
Acidez 100 refrigerar 24 h
Alcalinidad 200 refrigerar 24 h
DBO 1000 refrigerar 6h
DQO 100 añadir H2SO4 hasta pH 7d
Carbono 2 y refrigerar
orgánico, total 100 refrigerar y añadir HCl 7d
hasta pH 2
Nitrato 100 48 h
Nitrito 100 refrigerar 12 h
Amoniaco 500 refrigerar 7d
Añadir H2SO4 hasta pH
N-org 500 2 y refrigerar 7d
añadir H2SO4 hasta pH
Fosfato 100 2 y refrigerar 48 h
Oxígeno refrigerar
disuelto 300 Analizar inmediatamente
pH Analizar inmediatamente

297

ANEXO 2
DISTRIBUCIÓN NORMAL ACUMULATIVA

N P(X) N P(X) N P(X)
0,00 0,5000 0,55 0,7088 1,05 0,8531
0,05 0,5160 0,60 0,7257 1,10 0,8643
0,10 0,5398 0,65 0,7422 1,15 0,8749
0,15 0,5596 0,70 0,7580 1,20 0,8849
0,20 0,5793 0,75 0,7734 1,25 0,8944
0,25 0,5987 0,80 0,7881 1,30 0,9032
0,30 0,6179 0,85 0,8023 1,35 0,9115
0,35 0,6368 0,90 0,8159 1,40 0,9192
0,40 0,6554 0,95 0,8289 1,45 0,9265
0,45 0,6736 1,00 0,8413 1,50 0,9332
0,50 0,6915

298

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