La curva 1 se ha obtenido con un agua que contenía productos carbonados y nitrogenados. Se observa que, en primer lugar, se produce la oxidación de los compuestos carbonados. La de los productos nitrogenados se produce a continuación, y da lugar al fenómeno de nitrificación (ver pág. 107).

La DBO21, que exige un tiempo demasiado largo, ha sido remplazada convencionalmente por la DBO5, es decir, por la cantidad de oxígeno consumida después de 5 días de incubación (ver pág. 922), y, a veces, por la DBO7. Normalmente, la DBO5 únicamente representa la contaminación orgánica carbonada biodegradable.

C. Relación entre DBO5, y DQO: si todas las materias orgánicas de un agua fueran biodegradables, se tendría que

DCO = DBO21

Para la glucosa se tiene DBO21/DBO5 = DCO/DBO5 = 1,46.

Si el agua contiene materias orgánicas no biodegradables (caso de un agua residual doméstica y de gran cantidad de vertidos industriales), se tiene

DCO > DBO21.

Como eJemplo típico de cuerpos orgánicos no biodegradables, pueden citarse la celulosa, el polvo de carbón, la lignina, los taninos, el serrín de madera, etc.

En la práctica, la relación DCO/DBO5 varía extraordinariamente, y no puede preverse para un agua cualquiera.

D. Medida del carbono orgánico: en lugar de valorar el oxígeno consumido, puede valorarse el gas carbónico producido por calcinación de una micromuestra. Los aparatos que actualmente existen en el mercado, para esta valoración, son muy costosos. Con ellos puede medirse el carbono orgánico total (COT) disuelto. El diseño actual de estos aparatos obliga a eliminar de la muestra, antes de la determinación, las materias en suspensión. Por lo tanto, la determinación obtenida de esta forma sólo da una estimación parcial de la contaminación, en la mayoría de los casos.

2.3. Tratamiento aerobio

Cuando la materia orgánica biodegradable Le es consumida por una masa Sa de microorganismos, en medio aerobio, se produce:

- por una parte, un consumo de oxigeno por estos microorganismos para sus necesidades energéticas, su reproducción por división celular (síntesis de la materia viva) y su respiración endógena (auto-oxidación progresiva de su masa celular).
- por otra parte, un exceso de materias vivas e inertes llamadas fangos en exceso.

Es difícil conocer experimentalmente la masa de la materia activa Sa; sin embargo, puede medirse la masa de materias volátiles Sv y la de materias totales (minerales y orgánicas) St.

- Las necesidades teóricas de oxígeno pueden calcularse por la relación:

O2 consumido = a'Le + b'Sv

Pueden determinarse en el laboratorio (aparato tipo Warburg) los valores de a' y b'.
-La producción de fangos en exceso que resulta de la biomasa es:

ASv = amLe - bSv

Si le es la masa de DBO5 eliminada en kg/día,
Sv la masa de materias orgánicas en kg en el fermentador (o reactor biológico),
ASv se expresa en kg/día.

ASv/Sv = am (Le/Sv) - b

ecuación del tipo y = ax - b que permite determinar am y b.
Nota: A esta masa de fangos en exceso, que resulta de la actividad bacteriana sobre las materias orgánicas biodegradables, debe añadirse la materia en suspensión (minera y orgánica inerte) existente en el agua que alimenta al reactor.

A. Características de un reactor biológíco.
Se denomina carga másica Cm (o factor de carga) a la relación entre la masa de alimentación (DBO5 o masa de materias volátiles) que entra diariamente en el reactor y la masa de fangos Sr contenida en este reactor:

Cm = Lo/St

Sería más real tener en cuenta las materias volátiles Sv en lugar de las materias totales St. Se definiría así una carga másica C'm. En efecto, si el fango contiene ß % de materias volátiles (u orgánicas):

Sv = ßSt

y

C'm = Lo/Sv = Lo/ßSt = Cm/ß

De acuerdo con el uso más frecuente, se adoptará el valor Cm para la definición de la carga másica.
Se denomina carga volúmica Cv la masa de nutriente (DBO5 o masa de materias volátiles) que entra diariamente por volumen unitario de reactor de capacidad V:

Cv = (Lo/V) kg/(d·m3)

En medio aerobio, si p es el rendimiento de depuración, en DBO5, el consumo de oxígeno y la producción de fangos orgánicos por kg de DBO eliminada, se deducen de las ecuaciones:

Le = p Lo
O2 Consumido/Le = a' + b'/pCm
ASv/Le = am - b/pCm

Por kg de DBO eliminada, el fango en exceso producido será tanto menor, y la necesidad de oxígeno tanto mayor, cuanto más pequeña sea la carga másica.
El consumo teórico (o nominal) de oxígeno por kg de DBO, denominado por los anglosajones «OC/load» (teórico) varía, por tanto, con la carga másica.
Algunos autores utilizan la edad del fango, relación entre la masa de fangos presentes en el reactor y la masa diaria de fangos en exceso:

A = St/DSt ó Sv/DSv

La edad de los fangos es inversamente proporcional a la carga másica:

A = 1/(ampC'm - b)

Nota: En medio anaerobio, esta relación se denomina tiempo crítico de retención de los sólidos (TRS = Sv /DSv) que no debe confundirse con el tiempo de retención hidráulica. A y TRS indican en cuántos días se renuevan los fangos.

B. Necesidad de elementos nutritivos
Los microorganismos, como los seres superiores, exigen una alimentación equilibrada. Se ha dado como composición global de las células sintetizadas, la fórmula:

C106H180O45N16P

El nitrógeno y el fósforo son, por tanto, elementos esenciales.
Las aguas residuales domésticas contienen una alimentación equilibrada, pero no sucede lo mismo con las aguas industriales, que generalmente son pobres en N y P.
Para conseguir una correcta depuración biológica de estos vertidos, es necesario, por tanto, añadir a los mismos nitrógeno y fósforo en forma de sales minerales asimilables, o nutrientes.

C. Efecto de la temperatura
Las variaciones de temperatura afectan a todos los procesos biológicos. Un aumento de temperatura acelera la velocidad de reacción enzimática.
Sin embargo, en medio aerobio, la temperatura actúa en sentido inverso en la disolución del oxígeno en el agua. El efecto resultante se define por larelación:

k2/k'2 = THETAt' - T

k2 y k'2 son los valores de la constante k2 a las temperaturas t y t' (ver pág. 98).
THETA varia según el sistema biológico y las cargas que le son aplicadas, entre 1 y 1,09.

D. Toxicidad. Septicidad
Numerosas sustancias tienen un efecto tóxico sobre la actividad de los microorganismos. Pueden dar lugar a una inhibición parcial o total de la depuración, según la naturaleza de la sustancia o su concentración.

Se denomina concentración bacteriostática la que bloquea temporalmente el desarrollo bacteriano, y concentración bactericida la que mata las bacterias.

Si la aparición de sustancias tóxicas, en dosis convenientes, se hace de una forma regular, puede darse una aclimatación de la flora bacteriana.

La presencia accidental de metales pesados: Cu2+, Cr6+, Cd2+, aun en cantidades pequeñas (0,1 mg/l) puede anular la acción de las bacterias.

Puede conocerse si un vertido es reciente o no, por su potencial de oxidación-reducción (fig. 48).

Durante su permanencia en los alcantarillados, las aguas usadas pueden entrar en putrefacción (ver página 976) bien sea porque reciben desagües de fosas sépticas, o porque el tiempo de permanencia es demasiado largo, y se crean sedimentos putrescibles.

E. Aeración
La aportación de oxigeno a un agua se efectúa por contacto intimo entre el aire y el agua. En la superficie de contacto de los dos fluidos, la capa límite monomolecular se satura de oxígeno desde el momento de su formación, al mismo tiempo que se inicia la difusión de gas hacia capas de agua más profundas.

La velocidad de difusión sigue la ley de Fick:

dm/dt = KLA dC/dt

La cantidad de sustancia dm que se difunde en la unidad de tiempo dt a través de una superficie de contacto A, viene determinada por la constante de difusión KL y por el gradiente de concentracion dC/dt. Si las concentraciones se expresan en mg/l y la velocidad en mg/l.h, KL tiene la dimensión de h-1. KLA se denomina coeficiente de transferencia.

Partiendo de esta ecuación, se define la capacidad de oxigenación C.O. de un sistema de aeración, como la cantidad de oxigeno, expresada en g/m3, suministrada, en una hora, a un agua pura, con un contenido de oxigeno constante y nulo, a una temperatura de 10 ºC y una presión atmosférica de 760 mm de mercurio.

Puede calcularse el valor de C.O. a partir de la ecuación siguiente:

dC/dt = 11,25 (1/t1 - t0) log ((Cs - Co)/(Cs - Ct) · Sqrt(k10/kt)

Cs contenido en O2 a saturación, en g/m3
Co al principio de la experiencia, en g/m3
Ct al final del tiempo t
11,25 valor de saturación en O2, a 10 ºC, en g/m3
t1 -t0 duración de la prueba, en horas
dC/dt = C.O. en g/(m3 · h)
k10 y kt: coeficientes de difusión, a 10 ºC y t ºC.


Fig. 48. - Diagrama potencial - pH de aguas contaminadas.



Fig. 49. - Variación del potencial de oxidación-reducción en una instalación de tratamiento (Hyperion).

Si se toman Cs - Co = Do y Cs - Ct = Dt déficit en O2 en el instante inicial y en el instante t. se tiene:

C.O. = 11,25 x 2,3 (1/t1 - t0) log (Do/Dt) · Sqrt (k10/kt)

Si se lleva, sobre coordenadas logarítmicas, la relación entre Do y Dt, se obtiene una recta, en función del tiempo, cuya pendiente tg alfa caracteriza la velocidad de disolución del oxigeno:

C.O. = 25,9 tg alfa · Sqrt(k10/kt)

La importancia de la aportación de oxígeno depende:

- del valor de la superficie de contacto entre el aire y el agua y de su renovación;
- del gradiente de oxigeno entre el aire y el agua;
- del tiempo disponible para la difusión del oxígeno.

Los valores óptimos, en estas condiciones, tienen, a veces, limitaciones físico-técnicas.

Es muy importante el tamaño de las burbujas; sin embargo, tiene un limite inferior, ya que la burbuja de aire, que sale por un orificio bajo el agua, tiene un diámetro muy superior al de los poros: en la práctica, las burbujas obtenidas a partir de sistemas de aeración, por cuerpos porosos, tienen un diámetro del orden del milímetro. Las burbujas más finas se obtienen por expansión del agua saturada de aire a presión (procedimiento utilizado en la flotación).

El coeficiente de transferencia de oxigeno KLA, a igualdad de los restantes factores, es función de la naturaleza del agua (agua limpia, agua residual con materias en suspensión o disueltas; presencia de materias tenso-activas), del sistema de aeración empleado y de la forma geométrica del reactor.

En general, la comparación de los sistemas de aeración se hace según su capacidad de oxigtenación por m3 de agua pura y por hora. Se puede expresar también la aportación específica de un sistema por la cantidad de oxigeno suministrada por kWh.

2.4. Tratamiento anaerobio: digestión

La digestión anaerobia es una fermentación en ausencia de oxígeno que estabiliza las materias orgánicas transformándolas, en el mayor grado posible, en gas metano y gas carbónico. Un primer grupo bacteriano, constituido por bacterias productoras de ácidos, transforma los compuestos orgánicos complejos en otros más simples (ácidos acético, propiónico, butírico) los cuales, a su vez, sirven de alimento a un segundo grupo, las bacterias metánicas.

Estas últimas son los organismos clave de la digestión anaerobia. Son estrictamente anaerobias, se desarrollan lentamente y son muy sensibles a las variaciones de temperatura y de pH del medio ambiente.

El potencial de oxidación-reducción, en la fermentación anaerobia, calculado con relación al hidrógeno, es del orden de - 0,2 a - 0,3 V.

La digestión de las materias orgánicas se efectúa, generalmente, con la participación de bacterias mesófilas que mantienen su actividad hasta 37 ºC.

Un líquido digerido en medio anaerobio puede representarse, desde el punto de vista del equilibrio ácido-base, como una solución acuosa de productos intermedios y finales.

Es preciso distinguir:

- los ácidos volátiles (acético, propiónico) en equilibrio con sus sales (expresadas en forma de CH3COOH);
- el ácido carbónico y su sal ácida: los bicarbonatos (expresados en forma de CaCO3);
- el amoniaco.

A un pH dado y una concentración determinada en ácido volátil, existe una relación entre el ácido y su sal. Igualmente, para un contenido dado en CO2 total, hay un equilibrio entre el ácido libre y el bicarbonato.

Los distintos ácidos volátiles tienen fuerza idéntica, ligeramente superior a la del ácido carbónico.

La alcalinidad total, expresada en CaCO3, en mg/l o meq/l, se divide, por tanto, en alcalinidad bicarbónica y en alcalinidad acética.

A un pH próximo a 7, índice de una buena digestión, puede considerarse, en primera aproximación, que todos los ácidos volátiles se encuentran en forma de sales (en parte, amoniacales).

Los principales indices de control de la digestión son:

2.5. Oxidación-reducción bacteriana

Algunas reacciones de oxidación-reducción (ver página 95) se realizan por intermedio de bacterias:

Todos los procesos biológicos anteriormente descritos corresponden a la eliminación de la contaminación orgánica carbonada. Las aguas residuales contienen, además, compuestos nitrogenados: proteínas, aminoácidos, urea y productos de descomposición, así como nitrógeno en forma mineral, generalmente sales de amonio. Todas estas formas de contaminación nitrogenada pueden evolucionar, por la acción de determinadas bacterias, según el ciclo del nitrógeno (ver página 976).

Se denomina nitrificación al proceso bacteriano en el cual el nitrógeno orgánico y amoniacal (nitrógeno total Kjeldahl NTK) se oxida transformándose en nitrito (por las Nitrosomonas) y después en nitrato (por las Nitrobacter). El gráfico fig. 50 muestra la zona de potenciales en la que tienen lugar estas transformaciones.


Fig. 50.- Nitrificación.

En estas reacciones, sólo se detectan trazas de nitritos, ya que la velocidad de reproducción de bacterias tales como Nitrosomonas (1 día) es inferior a la de las Nitrobacter, en las condiciones óptimas del medio.

Para que se produzca la nitrificación, es preciso que la edad del fango sea tal que puedan reproducirse las bacterias que lo hacen con mayor lentitud. Si A es la edad del fango y µN el grado de crecimiento de las Nitrosomonas, es preciso que:

1/A < µN

La temperatura T influye en el grado de crecimiento de las Nitrosomonas, según la relación:

µN = 0,212 x 1,0725T-15

También es función del pH y varia según la relación:

µN = µ - 0,17 (7,2 - pH)

en la que µ es el grado de crecimiento, a pH 7,2.
Por último, el valor final de NTK restante, Ne, influye en el grado de oxidación K del amoníaco, según una relación del tipo:

K = Km · Ne/(Ks + Ne)

en la que:

Km es el grado máximo de oxidación
Ks es la concentración de amoniaco cuando: µ = 1/2 µm

Si el oxigeno disuelto en el agua es insuficiente o nulo (fase anoxia), se produce una desnitrificación: algunos organismos utilizan el oxigeno de los nitratos reduciéndolos sucesivamente a nitritos NO-2, óxido nítrico NO, protóxido de nitrógeno N2O, y nitrógeno N. Estas transformaciones tienen lugar con un valor del potencial de oxidación-reducción de + 0,35 a 0,40 V, a pH 7, es decir en la misma zona que la nitrificación.

Si, debido a alguna causa exterior (digestión anaerobia), el potencial de oxidación-reducción toma valores negativos (- 0,2 a - 0,3 voltios) la reducción de nitratos y nitritos produce NH4+.

La presencia de oxígeno inhibe teóricamente la desnitrificación. En efecto, las bacterias que actúan en este proceso son heterótrofas anaerobias facultativas, que obtienen su energía de la que se libera durante la transferencia de electrones de los compuestos orgánicos hacia O2, NO-2 o NO-3.

Cuando se encuentran disponibles el oxígeno y los compuestos oxidados del nitrógeno, se elige como receptor final el que corresponde a la mayor cantidad de energía liberada por unidad de materia orgánica oxidada. Con referencia al oxigeno y a los nitratos, Mac Carty1 ha publicado el cuadro siguiente:

Estos resultados indican claramente que la cantidad de energía liberada siempre es mayor en el caso del oxigeno que en el de los nitratos. En consecuencia, los electrones se transfieren preferentemente al oxigeno. La presencia de oxigeno disuelto inhibe la desnitrificación.

Además, cuando se utiliza metanol se líbera el máximo de energía, lo que explica que muchos investigadores hayan utilizado este cuerpo como principal fuente de carbono en desnitrificación. Pero el agua residual doméstica proporciona finalmente una energía muy similar y gratuita, por lo que presenta un gran interés desde el punto de vista de aportación de carbono.

Por lo que se refiere al pH, parece ser que el valor óptimo se halla situado entre 7,0 y 8,2. Por ello, una nitrificación demasiado importante, que pudiera producir una considerable reducción del pH, en un agua poco tamponada, seria perjudicial para la desnitrificación esto explicaría las dificultades planteadas en la eliminación biológica de fuertes contenidos de NTK o N-NH4.

Johnson ha demostrado que la desnitrificación es proporcional a la cantidad de substrato utilizado. Por otra parte, se ha comprobado que, cualquiera que sea el substrato carbonado elegido, se eliminan de 4 a 6 mg de DBO5 por mg de nitrógeno nítrico reducido sin otra aportación de oxígeno. Por lo tanto, mediante la desnitrificación puede eliminarse una parte importante de la contaminación carbonada (DBO5), volviendo a utilizar el oxígeno de los nitratos,
Por último, debe recordarse que, como toda reacción enzimática, la desnitrificación es sensible a la temperatura, lo que, cuando se trata de valores reducidos (tº < 10 ºC) tiende a disminuir su velocidad.

1 Mac carty. «Energetics of organic matter degradation in water pollution microbiology» Wiley 1972.

 

                                                                                                                                            

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