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Lecho bacteriano
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Tema
Lecho bacteriano (filtro percolador)
1.- DESCRIPCIÓN
1.1.- OBJETIVOS DE DEPURACIÓN
2.- CARACTERÍSTICAS DEL REACTOR
2.1.- MEDIO SOPORTE
2.2.- DEPÓSITO
2.3.- ALIMENTACIÓN DE AGUA RESIDUAL
2.4.- SALIDA DE AGUA RESIDUAL
2.5.- VENTILACIÓN
3.- OBSERVACIONES TÉCNICAS AL PROCESO DE LB
4.- CRITERIOS Y PARÁMETROS DE DISEÑO
4.1.- ANÁLISIS TEÓRICO DEL FUNCIONAMIENTO
4.2.- OTRAS FÓRMULAS DE DISEÑO
4.3.- CRITERIOS DE DISEÑO DE LA WEF-ASCE
4.4.- DOSIFICACIÓN DEL AGUA RESIDUAL (SK)
4.5.- VENTILACIÓN FORZADA
4.6.- CAPACIDAD HIDRÁULICA DE BRAZOS DISTRIBUIDORES
5.- DECANTACIÓN SECUNDARIA
BIBLIOGRAFÍA
1.- DESCRIPCIÓN
El reactor de lecho bacteriano es el sistema clásico de los biopelícula. Su aplicación al
tratamiento de aguas residuales se remonta a 1870. Se denominan también filtros percoladores
(por “trickling filters”).
Los lechos bacterianos son reactores aerobios. El agua residual, previamente decantada o
tamizada, es distribuida uniformemente en la superficie del lecho y percola a través de éste sin
llegar a inundarlo, dejando aire en los intersticios del medio.
Figura.-Esquema de un lecho bacteriano de planta circular y relleno de módulos plásticos
Lecho bacteriano
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El soporte es colonizado y recubierto por una película bacteriana. También pueden
desarrollarse otros microorganismos (protozoos, metazoos, etc.). La biopelícula metaboliza la
materia orgánica soluble de forma rápida, pero además, previa adsorción superficial e
hidrólisis, también es capaz de metabolizar materia orgánica coloidal y en suspensión.
El proceso depende de la oxidación bioquímica de una fracción de la materia orgánica a CO2
y agua. El oxígeno necesario puede suministrarse mediante aireación natural o forzada. La
transferencia de oxígeno a la biopelícula puede ser directa (contacto entre la biopelícula y el
aire circundante) o por difusión molecular de oxígeno disuelto desde la capa líquida adyacente
a la biopelícula. La fracción de materia orgánica no oxidada es sintetizada en nueva biomasa.
La producción de biomasa es controlada por la disponibilidad de sustrato. La biopelícula
crece en función de la carga orgánica y de la concentración del agua residual, hasta alcanzar
un espesor efectivo máximo. Este espesor máximo es controlado por factores físicos, tales
como la carga hidráulica, el tipo de material soporte, el tipo de materia orgánica, la cantidad
de nutrientes esenciales presentes, la temperatura y la naturaleza del crecimiento biológico.
Durante la operación del filtro, se desprende biopelícula, de forma intermitente o continua.
Los desprendimientos, continuos o periódicos, se miden como SS efluente del lecho, y dan
una indicación de si la operación del lecho es adecuada.
Figura.- Esquema funcional de un lecho bacteriano
Si el espesor de la biopelícula llega a ser excesivo, de forma que el oxígeno se agota en su
interior, puede formarse una zona anóxica junto al soporte produciendo el crecimiento de
microorganismos facultativos y posiblemente anaerobios. Sin embargo, los organismos
aerobios superficiales sustentan el mecanismo básico de degradación orgánica. Los efectos
propios de la anaerobiosis son mínimos o ausentes si la operación del lecho es adecuada.
AGUA RESIDUAL
AGUA TRATADA
+EXCESO BIOMASA
Biopelícula
Aire
Agua (Materia
Orgánica)
Soporte
Lecho bacteriano
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En los primeros lechos se usó piedras o gravas como soporte, pero con el tiempo se ha llegado
a sustituir por material plástico con diferentes configuraciones, lo que ha permitido construir
lechos de gran altura, a los que se denomina torres biológicas o biotorres.
Figura.- Esquema de un sistema de torres biológicas o biotorres
Se requiere decantación primaria para minimizar el riesgo de atascamiento. Sin embargo, en
lechos de material plástico con un índice de huecos (porosidad) muy elevado ( 90 %) suele
ser suficiente un pretratamiento exigente que incluya tamizado y desarenado. Se requiere una
sedimentación final (decantación secundaria) para eliminar la biopelícula desprendida.
Se suele utilizar la recirculación del efluente del lecho (o efluente decantado) para mejorar la
eficiencia del tratamiento. Uno de sus objetivos es conseguir una buena humectación del
lecho, manteniendo una capacidad máxima de tratamiento. También sirve para conseguir un
cortante hidráulico que limite el crecimiento del espesor de biopelícula, reduciendo tanto el
problema de atascamiento como el desarrollo de un espesor anaerobio.
En los lechos bacterianos se puede encontrar moscas, babosas o caracoles. Las moscas están
asociadas a una deficiente irrigación del lecho, sus larvas prosperan en una sequedad relativa,
por lo tanto puede evitarse su desarrollo con un buen diseño hidráulico de aplicación del agua
residual y también echando mano de la recirculación de agua tratada. Es un problema común
en lechos de baja carga, sobre todo durante la noche cuando el caudal de tratamiento
disminuye. También, puede recurrirse a la inundación momentánea del lecho para eliminar
este problema. Una población excesiva de caracoles, puede causar problemas en los bombeos
y en otros equipos tanto en la línea de agua como de fangos. Para su control, se puede usar un
canal de baja velocidad entre el lecho bacteriano y el decantador secundario, con un by-pass
para permitir la limpieza de los caracoles que se recojan.
Lecho bacteriano
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Los huecos del lecho bacteriano pueden llegar a taponarse bien por un excesivo crecimiento
de la biopelícula o debido a la acumulación de trozos de biopelícula arrastrados por el agua
circulante tras los desprendimientos masivos de la misma. Este fenómeno condiciona el
diseño de los lechos bacterianos, bien a través de la configuración geométrica del soporte, y
del lecho, o a través de la limitación de las variables de diseño y funcionales del sistema.
1.1.- Objetivos de depuración
Los lechos bacterianos, según el objetivo de depuración, se pueden clasificar en:
Lechos de desbaste para alcanzar de un 50 al 75 % de eliminación de DBO5
soluble, y de un 30 al 45 % de oxidación de la DBO5 total (la soluble más la debida
a los sólidos en suspensión del efluente decantado).
Lechos de tratamiento completo que producen el efluente clarificado requerido en
cuanto a DBO5 y SST.
Lechos de oxidación conjunta de DBO y amonio, que consiguen el efluente
decantado requerido en cuanto a DBO5 y N-NH4+.
Lechos de nitrificación terciaria, que a partir de un efluente secundario, consiguen
el efluente requerido en cuanto a N-NH4+.
2.- CARACTERÍSTICAS DEL REACTOR
Los elementos principales del sistema comprenden:
El lecho bacteriano propiamente dicho, con su correspondiente sistema de
alimentación, sistema de aireación, relleno, etc.
El decantador secundario, con la correspondiente extracción de fangos producidos
(exceso de biomasa) o biopelícula desprendida.
La recirculación de agua al reactor.
Lecho bacteriano
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Figura.- Esquema típico de un sistema de lechos bacterianos
2.1.- MEDIO SOPORTE
Los principales materiales utilizados como medio soporte son:
a) Piedras o gravas, con tamaño entre 25 y 100 mm y de diferentes materiales
(silíceo, puzolanas, coque, escoria, rocas volcánicas, etc.). Se tiende a colocar
material poroso.
b) Material plástico con diferentes configuraciones, bien como piezas sueltas
rellenando el reactor de forma aleatoria o mediante módulos laminares
estructurados ordenadamente para formar el lecho.
Cada vez es mayor el número de lechos que emplean soporte plástico. Las variables
importantes del medio soporte son:
La superficie específica: es la superficie del medio soporte expuesta por unidad
de volumen ocupado. Se expresa en m2/m
3; podría llegar a maximizar la
superficie de biopelícula y por lo tanto la cantidad de biomasa en el sistema.
El índice de huecos: o porcentaje (en volumen) de espacio vacío o de huecos del
lecho en relación al volumen total del lecho (porosidad). Da una idea del volumen
disponible para: la biopelícula, el paso del agua y del aire necesario para la
oxigenación.
El medio soporte ideal debería ofrecer la máxima superficie específica simultáneamente con
el máximo índice de huecos. Valores típicos de estas variables se indican en la tabla siguiente.
M
AguaTratada
BombeoRecirculaciónAgua
(opc.)
AguaResidual. REACTOR
BIOLÓGICO
VentilaciónForzada (opc.)
DECANTADOR
SECUNDARIO
Producción de
Fangos.
(Exceso biomasa)
Lecho bacteriano
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Tabla.- Características de los medios soporte para lechos bacterianos
MEDIO
SOPORTE
TAMAÑO
cm
DENSIDAD
kg/m3
SUPERFICIE
ESPECÍFICA
m2/m
3
ÍNDICE DE
HUECOS
%
APLICACIÓN
GRAVA 5 -10 1440 40 60 C, CN, N
2.5 - 7.5 1600 60 50 CN, N
PLÁSTICO:
PIEZAS
DESORDENADA
S
Varía
Varía
32 – 64
48 - 80
85 – 110
130 – 140
> 95
> 94
C, CN, N
N
PLÁSTICO:
MÓDULOS
ORDENADOS
60x60x120
60x60x120
32 – 80
64 - 96
85 – 110
130 - 140
> 95
> 94
C, CN, N
N
C: Eliminación de DBO carbonosa, DBOC
N: Nitrificación terciaria. Eliminación de DBO nitrogenada, DBON
CN: Eliminación de DBOC y DBON
Si se analiza el material natural, grava, puede verse que cuanto más pequeño sea mayor será la
superficie específica pero también más pequeñas serán las dimensiones de los huecos
intersticiales, por lo que más fácilmente se colmatará al crecer la biopelícula. Este último
problema se puede evitar aumentando el tamaño del material, pero con ello también se
consigue disminuir la superficie específica. De allí que los límites máximos de tamaños
viables están entre 25 y 100 mm.
Es importante destacar que la superficie específica del medio soporte no necesariamente
coincide con la superficie específica de película. En general, medios soportes de gran
superficie específica producen superficies de biopelícula entre 88 y 105 m2/m
3 para procesos
de eliminación de DBOC (DBO carbonosa) y de oxidación conjunta de DBOC y amonio
(nitrificación conjunta), y entre 135 y 150 m2/m
3 en procesos de nitrificación terciaria. En
general, cuanto mayor es la carga orgánica aplicada mayor tiene que ser el tamaño de los
intersticios dado que las biopelículas que se producirán tendrán mayores espesores.
La configuración del lecho debe permitir la fácil evacuación de la biopelícula desprendida. En
este sentido, se considera que los módulos ordenados de flujo vertical son mejores para lechos
bacterianos de desbaste que los de flujo cruzado o inclinado. En el otro extremo, cuando se
pretende hacer aplicaciones en el campo de la nitrificación, las cargas serán bajas y los
espesores de biopelícula pequeños, con lo que se pueden utilizar medios soportes de mayor
superficie específica y menores dimensiones de los huecos (mayor índice de huecos).
Lecho bacteriano
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Figura.- Soportes de plástico para lechos bacterianos
Figura.- Disposición de módulos plásticos ordenados (inclinación 60º)
Lecho bacteriano
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2.2.- DEPÓSITO
La forma en planta más utilizada es la circular, dada su adaptación a los sistemas de
alimentación de agua. El diámetro máximo no supera los 60 metros. Se utilizan también
lechos de planta cuadrada o rectangular, más típicos de sistemas con medio soporte modular
ordenado. En principio, el depósito puede ir abierto en la parte superior, si bien puede cubrirse
con estructuras ligeras para la protección frente a las inclemencias del tiempo, aislamiento
térmico, ventilación forzada, control de olores, etc. El lecho bacteriano debe funcionar aireado
y no saturado de agua, por lo que las paredes del depósito no necesitarían resistir el empuje
del agua. Ahora bien, debido a posibles fallos operacionales, sobre todo en el caso de lechos
de piedra de baja carga, e incluso para posibilitar ciertas estrategias de explotación, basadas
en la inundación del lecho, es conveniente considerar dicho empuje en su diseño.
Figura.- Lecho bacteriano circular con recirculación. EDAR para 250 h-e en Pontedeume –
Coruña. La línea incluye desbaste (grueso y fino) y fosa séptica como pretratamiento.
Lecho bacteriano
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Figura.- Lecho bacteriano rectangular estático. EDAR para 200 habitantes en Laracha – Coruña. La
línea de proceso incluye una fosa séptica como tratamiento previo al lecho.
2.3.- ALIMENTACIÓN DEL AGUA RESIDUAL
El sistema de alimentación de agua residual debe garantizar la distribución uniforme del
caudal en toda la superficie del lecho, así como un caudal suficiente de escurrimiento o
percolación para arrastrar las porciones de biopelícula erosionadas o desprendidas. La
distribución continua y uniforme del agua residual puede ser fácil si el caudal es muy grande
en comparación con la superficie, pero cuando éste no es el caso, como ocurre en los lechos
bacterianos, se puede resolver el problema bien aumentando artificialmente el caudal (por
ejemplo recirculando efluente ya tratado) o bien aplicándolo de forma intermitente con lo que
se consigue aumentar el caudal instantáneo en el momento de la aplicación.
Se tiene dos sistemas de distribución del agua de alimentación:
a) Sistema fijo, constituido por tuberías y aspersores, utilizado sobre todo en lechos
bacterianos de planta rectangular. La aplicación del agua residual se puede hacer
intermitentemente, mediante depósito de almacenamiento y bombeo del agua residual, o bien
de forma continua, mediante recirculación del efluente a tratar.
Lecho bacteriano
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En plantas pequeñas y sin energía eléctrica, con flujo a gravedad se recurre a sistemas de
riego intermitente basado en sifones o en equipos tipo balancines, que realizan descargas
discontinuas de un volumen fijo de agua residual.
Figura.- Sistema fijo de aplicación de agua residual mediante balancín a un lecho bacteriano de baja
carga en construcción para 200 habitantes (Concello de Laracha – Coruña). Son 4 balancines
repartidos a lo largo del lecho para equidistribuir en toda la superficie.
Figura.- Sistema fijo de aplicación de agua residual mediante aspersores a un lecho de planta
rectangular. La alimentación se hace mediante bombeo.
Lecho bacteriano
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b) Sistema móvil, constituido por una columna central giratoria, de la que parten brazos
radiales en los que van instaladas boquillas o simples agujeros para la distribución del agua
residual. Es propio de lechos de planta circular. Si se colocan las boquillas con
distanciamiento variable (más próximas cuanto más alejadas del centro ya que el área de
influencia va a ser mayor) se puede conseguir una distribución uniforme del agua en toda la
superficie del lecho. Este sistema de distribución aplica el agua de forma intermitente en cada
punto de la superficie. Las boquillas deben colocarse a una altura mínima sobre la superficie
del lecho para conseguir una óptima distribución del agua aplicada y por debajo de una altura
máxima para evitar la erosión y la congelación. Tradicionalmente el número de brazos y la
velocidad de giro del sistema se han diseñado para conseguir una aplicación muy frecuente
del agua residual: intervalos de riego no superiores a 30 segundos ó tiempos de 1 a 5 minutos
para un giro completo del sistema. Sin embargo, estudios realizados en la década de los 40
demostraron que disminuyendo la frecuencia de dosificación en la alimentación al lecho
bacteriano se conseguía controlar mejor el espesor de la biopelícula, evitando los
desprendimientos masivos de biomasa; reduciendo, hasta prácticamente eliminar, el
desarrollo de moscas y mejorando el rendimiento de forma importante. Este hecho no ha sido
aplicado al diseño de los lechos bacterianos hasta muy recientemente (WEF-ASCE, 1992).
También, ha sido tradicional la utilización del accionamiento hidráulico para producir el
movimiento del sistema de distribución rotatorio. Este movimiento se consigue por un efecto
de acción-reacción: al salir el agua de los brazos en un mismo sentido se consigue el
movimiento de éstos en sentido contrario. Cuando el sistema toma demasiada velocidad se
pueden colocar boquillas en el lado contrario del brazo distribuidor. Cuando el diámetro del
tanque es grande se debe aumentar el número de brazos distribuidores. Sin embargo,
actualmente se tiende a motorizar el giro de los brazos distribuidores para conseguir un
óptimo de control de la dosificación del agua residual.
Figura.- Brazo móvil de distribución de agua residual a un lecho de EDAR grande.
Lecho bacteriano
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Figura.- Brazo móvil de distribución de agua residual a un lecho bacteriano circular estático en
construcción para 200 habitantes en el Concello de Outes – Coruña. La EDAR carece de suministro
eléctrico. Cuando el agua acumulada en el tronco-cono central alcanza una determinada altura
empieza a salir por los agujeros de los brazos de distribución produciendo el movimiento giratorio de
los mismos.
2.4.- Salida del agua residual
El medio soporte se coloca sobre un falso fondo drenante que retiene el material de relleno y
permite el paso del agua tratada. La solera del depósito, se hace con pendientes del 1 al 2 %
hacia los canales de evacuación de agua tratada. Estos canales, pueden ser diametrales
interiores en el lecho o bien periféricos. En este último caso la pared del depósito tiene
ventanas o huecos en su base en toda la periferia para permitir la salida del agua al canal
perimetral y a la vez permitir la ventilación del lecho.
Lecho bacteriano
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Figura.- Bloques empleados en el sistema de drenaje de lechos bacterianos. A bloque Armere; B bloque
Nateo; C bloque Armere con ranuras de ventilación laterales; D bloque Metro; E bloque Cannelton (Fuente:
Steel, 1991)
Figura.- Sistema de falso fondo de drenaje, basado en perfiles de fibra de vidrio apoyados sobre
patas de PVC. Soportan hasta 10,9 toneladas de carga (de Brentwood industries, www.
BrentwoodProcess.com, 05-08-09).
En el caso de pequeñas plantas se puede recurrir a mallas o parrillas metálicas tipo tramex que
tienen gran resistencia y suficiente porosidad para facilitar la salida del agua tratada.
Lecho bacteriano
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Figura.- Parrilla metálica de falso fondo de lecho bacteriano de baja carga en
construcción para 200 habitantes en el Concello de Outes – Coruña.
2.5.- VENTILACIÓN
Ya que el lecho no se inunda queda aire en los intersticios y por lo tanto la ventilación es
viable. Tradicionalmente se ha utilizado un sistema de ventilación basado en el tiro natural o
efecto chimenea producido por la diferencia de temperatura entre el aire y el agua residual. Si
el agua a tratar está más caliente que el aire atmosférico, calienta el aire interior del lecho, y
éste al perder densidad asciende provocando la entrada de aire más frío por la parte inferior.
Para que esta ventilación natural funcione se necesita una diferencia de temperatura aire-agua
mayor que 2 ºC y para que funcione óptimamente superior a 6 ºC. Por otra parte, en función
del tipo de lecho, hay que limitar su altura máxima (<3 m) para que la resistencia al paso del
aire y la pérdida de carga no sean excesivas y permita la ventilación natural descrita. Para
posibilitar el tiro hay que permitir la entrada del aire por las aberturas inferiores que, al
menos, deben representar un 2 % de la superficie del lecho.
Por lo tanto, este sistema de ventilación natural es dependiente de las variaciones de
temperatura del agua residual y del aire ambiental, de tal manera que si hay un período en que
éstas coinciden, bien a lo largo del día o en diferentes épocas, la ventilación deja de funcionar,
disminuyen los rendimientos del proceso y se producen problemas de funcionamiento como
olores, etc.
Para aguas residuales urbanas, los fabricantes de medio plástico en los EE.UU. (WEF-ASCE,
1992) recomiendan 0,1 m2 de área de ventilación por cada 3 a 4.6 m de periferia de lecho o
biotorre o de 1 a 2 m2 por cada 1000 m
3 de medio.
Lecho bacteriano
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Otro sistema, antiguamente poco utilizado, consiste en la ventilación forzada mediante
ventiladores que salvaría los problemas generados por la falta de tiro natural. Los lechos
cubiertos suelen incorporar ventilación forzada. Es habitual en la depuración de aguas
residuales industriales. Actualmente, en los EE. UU. de Norte América se tiende a que sea
habitual también en las EDAR urbanas o municipales.
3.- OBSERVACIONES TÉCNICAS AL PROCESO
Al proceso de lechos bacterianos se le han hecho observaciones anticuadas, por ejemplo:
Los lechos bacterianos no son idóneos para obtener efluentes con concentraciones
menores de 30 mg/L de DBO5 y de SS.
El efluente de lechos bacterianos no puede ser tan bueno como el de fangos
activos.
Los lechos bacterianos sólo eliminan la DBO fácilmente degradable.
Se produce una gran pérdida de temperatura a través de los lechos bacterianos en
climas fríos.
Los lechos bacterianos no son procesos de nitrificación eficaces.
La ventilación natural en los lechos bacterianos es adecuada.
La aplicación del agua residual debe dosificarse cada 10 a 60 segundos.
La recirculación es necesaria para obtener un funcionamiento óptimo.
Los ciclos de desprendimiento masivo de biopelícula son normales y no son
perjudiciales para su funcionamiento.
En la realidad, con la tecnología actualmente disponible, los lechos bacterianos son capaces
de conseguir efluentes con concentraciones de DBO y SS menores de 10 mg/L, y con menos
de 1 mg/L de nitrógeno amoniacal, con pérdidas de temperatura del agua menores de 1.5 ºC,
llegando a eliminar prácticamente tanto la producción de moscas (Psychoda, Anisopus, etc.)
como los desprendimientos masivos de biopelícula, evitando el peligro de atascamiento del
lecho y su mal funcionamiento.
Los elementos fundamentales en esta nueva concepción de los lechos bacterianos son: la
motorización del sistema de alimentación de agua, la adopción de la ventilación forzada y la
selección correcta del medio soporte.
Tras la idea tradicional de que la recirculación mejoraba el rendimiento, hoy se considera que
su efecto es mínimo en este sentido y que puede tener importancia para: diluir el afluente al
lecho (dado que la concentración máxima de DBO5 afluente al reactor debería ser inferior a
400 mg/L para evitar el fallo del sistema), aumentar la humectación del lecho y aumentar el
caudal de arrastre o lavado de la biopelícula.
Lecho bacteriano
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4.- CRITERIOS DE DISEÑO
Se han desarrollado muchas fórmulas semi-empíricas para diseñar lechos bacterianos de
eliminación de materia orgánica. Se busca relacionar la eficiencia o rendimiento con los
principales parámetros de diseño y funcionamiento. Así, caben destacar las propuestas por
"Ten States Standards, USA", NRC (National Research Council, USA), Velz, Schulze,
"Brithish Manual of Practice", Germain, Eckenfelder, Galler y Gottass, Kincannon y Stover.
También se han desarrollado modelos matemáticos dinámicos para predecir la eliminación de
DBO. Uno de los modelos dinámicos más destacados es el TRIFIL2 propuesto por Logan
(1993).
4.1.- Análisis teórico del funcionamiento. Modelo de Tejero (2001)
El lecho bacteriano se caracteriza porque su funcionamiento hidráulico es de flujo pistón. Se
produce un perfil de concentraciones a lo largo de la altura del lecho. La figura siguiente es un
modelo ideal de un lecho que sirve de base para un análisis teórico de su funcionamiento
(Tejero et al., 1996).
Figura.- Modelo ideal para el análisis teórico de un lecho bacteriano
En estado estacionario el balance de materia en una rebanada horizontal del lecho (volumen
de control) es el siguiente:
Q
Q S+ S
H
Q S f
Agua Residual
A
Z
As
Q So
S SO
PO
RT
E
BIO
PE
LÍC
UL
A
AG
UA
Xb S
eabe
Lecho bacteriano
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dt
dSVSQSSQ ag )(
Donde:
Q = caudal medio afluente de agua a través del lecho (L3 T
-1)
S = concentración de sustrato soluble en el seno líquido (M L-3
)
t = tiempo (T)
Vag = volumen de agua en la capa o rebanada en estudio (L-3
)
dS/dt = velocidad de eliminación de substrato (M L-3
T-1
)
La reacción de eliminación de sustrato sigue la cinética de Monod:
SK
SXk
dt
dS
S
Donde, X es la concentración equivalente de biopelícula como si se resuspendiera en el seno
líquido del volumen de control, es decir en Vag. Se puede estimar X :
a
bb
e
exX
Donde, eb es el espesor de biopelícula en estado estacionario; ea es el espesor de la capa de
agua en el volumen de control y xb es la concentración de biopelícula en estado estacionario.
Suponiendo mezcla completa en el volumen de control y un elevado rendimiento del proceso,
de modo que, S << Ks, la cinética de Monod se torna de orden 1 respecto del sustrato:
SXK
k
dt
dS
s
Tischler (1969), así como Grau et al. (1975) (citados por Eckenfelder, 1980) mediante
experimentación con reactores batch y análisis matemático, respectivamente, demostraron
que:
0
1
S
K
K
k
S
Calculando Vag con la notación de la figura anterior:
asag eAzAV
Lecho bacteriano
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Donde:
A = área transversal del volumen de control
AS = superficie específica del soporte
Sustituyendo las últimas expresiones en la ecuación del balance de materia:
Se
ex
S
KeAzASQ
a
bb
o
as 1
Llevando al límite e integrando entre z = 0 y z = H, S = S0 y S = Sf, se obtiene:
dzexS
KA
Q
A
S
dSf
o
S
S
H
bb
o
s 01
En estado estacionario el producto xb eb sería aproximadamente constante para todo el lecho.
Entonces, se puede adoptar como nueva constante K = K1 xb eb, y resolviendo la integral se
obtiene:
0
0
SQ
HAAK
fS
eS
S
O bien:
V
S
C
AK
fe
S
S
0
Donde:
HA
SQCV
0
CV es la carga orgánica aplicada por unidad de volumen del lecho (kg SDBO/m3/d). La
constante K representa la cinética de degradación superficial (g SDBO eliminada/m2
soporte/d) siendo propia de cada agua residual. Para aguas residuales domésticas o urbanas K
varía de 5 a 15 g SDBO/m2/d.
El efluente del lecho tendrá una concentración Sf:
V
S
C
AK
f eSS
0
En términos de la DBO total (WEF, 2000):
Siendo f, la ratio en el efluente entre DBO “no suble” y los SS.
Lecho bacteriano
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Tabla.- Valores típicos de la ratio nSDBO/SST = f (Fuente: WEF, 2000)
El rendimiento va a depender fundamentalmente de la carga orgánica y de la superficie
específica del material, AS. Otros parámetros que también influirán en el funcionamiento del
proceso son: carga hidráulica CH = Q/A; altura del lecho H, y concentración de sustrato
afluente, S0.
La carga hidráulica influirá en el control del espesor de la biopelícula y sobre el tiempo de
retención hidráulica, TRH (diferente al de un depósito inundado). La recirculación modificará
la carga hidráulica y la concentración de sustrato que ingresa al lecho.
En términos de la DBO total, el rendimiento del proceso será:
o
f
o
fo
L
L
L
LLR
1
4.1.1.- Efecto de la altura de relleno (modelo de Tejero et al., 1995)
El incremento de la altura del lecho produce una mejora en el rendimiento, pero tiene un
límite asintótico tal como se demuestra en los siguientes ejercicios.
Datos para el análisis del efecto de la altura en un lecho de piedra:
DBO SDBO SST f nSDBO
Agua residual mg/L mg/L mg/L mg/mg mg/L
(1) (2) (3) (4) (5) = (3 x 4)
Bruta 200 70 200 0.65 130
Efluente 1º 136 70 80 0.83 66
Efluente de lecho bacteriano*
0.5 kg/m3/d 46 6 78 0.50 39
1.0 kg/m3/d 65 13 80 0.60 48
2.0 kg/m3/d 79 17 83 0.75 62
* Carga orgánica (en DBO)
As = 50 m2/m3
K = 0.01 Kg/m2/d
Q = 150 m3/h
f = 0.4
L0 = 210 mg/L
S0 = 84 mg/L
Diám. 22 m
Lecho bacteriano
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Figura.- Análisis del efecto de la altura en el modelo de Tejero et al., 1995 para un lecho de piedra.
Datos para el análisis del efecto de la altura de relleno en un lecho de plástico:
Figura.- Análisis del efecto de la altura en el modelo de Tejero et al., 1995 para un lecho de plástico.
0.00
0.50
1.00
1.50
2.00
2.50
3.00
3.50
4.00
0
10
20
30
40
50
60
70
80
90
100
0 2 4 6 8 10 12
Cv
(kg
DB
O/m
3/d
)
Lf(m
g/L
) o
Ren
dim
ien
to (
%)
H (m)
Rend. DBO5 Cv
As = 100 m2/m3
K = 0.01 Kg/m2/d
Q = 150 m3/h
f = 0.4
L0 = 210 mg/L
S0 = 84 mg/L
Diám. 22 m
0.00
0.50
1.00
1.50
2.00
2.50
3.00
3.50
4.00
0
20
40
60
80
100
120
0 2 4 6 8 10 12
Cv
(k
g D
BO
/m3
/d)
Lf(m
g/L
), R
en
dim
ien
to (
%)
H (m)
Rend. DBO5 Cv
Lecho bacteriano
Página 21
Por ofrecer más superficie específica, los lechos de plástico requerirían una altura menor para
alcanzar un rendimiento similar a igualdad de diámetro del tanque.
4.2.- Otras fórmulas de diseño
Las fórmulas recogidas de la bibliografía se dividen en dos grupos (PRIDESA, 1995):
Empíricas: se basan en los resultados de explotación de instalaciones, y están
desarrolladas para ajustar los datos experimentales, sin preocuparse de la biocinética del
proceso.
Semi-empíricas: se basan en la biocinética del proceso, y los datos experimentales o de
explotación se utilizan para definir el valor de las constantes.
Fórmula de Velz
Del año 1948, fue la primera aproximación basada en leyes fundamentales. Es aplicable a
todo tipo de lecho bacteriano:
HKH
L
L 28.3
0
10
Donde:
L0 = DBO5 afluente (mg/L)
LH = DBO5 a la altura H (mg/L)
H = altura (m): (m x 3.28 = ft)
K = constante cinética de orden 1 (d-1
)
K20 (d-1
)
Lechos de alta carga 0.1505
Lechos de baja carga 0.175
La carga máxima para lechos de alta carga, de cualquier altura, es de 4.9 kg DBO5/m2/d a 30
ºC. La constante se corrige para temperatura diferente de 20 ºC mediante:
20
20 047.1 t
t KK
El modelo no tiene en cuenta la carga hidráulica.
Fórmula de Schulze
Del año 1960, consiste en una adaptación de la fórmula de Velz para tener en cuenta la carga
hidráulica:
Lecho bacteriano
Página 22
nq
Hk
e eL
L 0692.1
28.3
0
Donde:
Le = DBO5 del efluente sedimentado (mg/L)
L0 = DBO5 afluente (mg/L)
k = constante cinética experimental: entre 0,51 y 0,76 d-1
n = característico de cada soporte (constante)
H = altura (m): (m x 3,281 = ft)
q = carga hidráulica (m3/d/m
2): (m
3/d/m
2 x 1,0692 = mgd/ac)
Para lechos de piedra de H = 1.8 m y a 20 ºC: k = 0.69 d-1
y n = 0.67. Para temperatura
diferente de 20 ºC:
20
20 035,1 t
t kk
Fórmula de Germain (o de Schulze – Germain)
Germain (1965) aplicó la fórmula de Schulze a lechos de medio plástico y obtuvo la siguiente
expresión:
nq
Hk
e eL
L
0
Donde:
Le = DBO5 del efluente sedimentado (mg/L)
L0 = DBO5 efluente primario sin recirculación (mg/L)
k = coeficiente de tratabilidad y del medio ((L/s)n/m
2)
n = característico de cada soporte (constante)
H = altura (m)
q = carga hidráulica del efluente primario sin recirculación (L/s/m2)
Germain estudió el caso de medio plástico ordenado (VFC con AS = 89 m-1
) con agua residual
doméstica y altura de lecho de 6,6 m; obteniendo k = 0,24 (L/s)n/m
2 y n = 0,50.
Se requieren ensayos pilotos para determinar k. Sin embargo, si la biodegradabilidad o
tratabilidad de un sustrato S1 es similar a la de otro sustrato S2, sobre la base de DBO5 total o
soluble, se puede aplicar la siguiente correlación:
5.0
2
1
5.0
2
112
S
S
H
Hkk
Lecho bacteriano
Página 23
Se considera que el grado de tratabilidad es equivalente cuando para una misma carga
orgánica volumétrica se obtiene un similar porcentaje de eliminación de DBO5 en ambos
lechos.
La ecuación de Germain es muy usada en los EE.UU. (WEF-ASCE, 1992) para lechos de
material plástico. Los valores de k fueron obtenidos de un estudio sobre el funcionamiento de
140 lechos con alturas comprendidas entre 6 y 7 metros.
Las ecuaciones de Velz, Schulze, Germain, son prácticamente similares y tienen las mismas
limitaciones. Puesto que los coeficientes k (o K) y n deben ser evaluados experimentalmente,
los datos de partida están influenciados por un grupo de parámetros tales como: la carga
hidráulica, el tipo de dosificación, la temperatura, la fracción soluble de la materia orgánica,
la biodegradabilidad, la configuración del medio, la altura del lecho, la ventilación, y otros
factores específicos del ensayo no informados o simplemente desconocidos. Aunque el área
efectiva, AS1+m
(o ASm
) es una consideración válida, la dificultad en definir con exactitud este
término limita su utilidad.
Las ecuaciones anteriores han sido efectivas para modelar casos específicos, pero cuando se
modifica la configuración del lecho o biotorre el valor de la constante k varía para el mismo
soporte y agua residual.
Fórmula del “British manual of practice”
Desarrollada semi-empíricamente a partir de datos experimentales mediante regresión
múltiple. El medio puede ser de relleno aleatorio (piedra o plástico) u ordenado (módulos
plásticos):
n
mt
e
Q
AsK
L
L
1501
1
Donde:
Le = DBO5 del efluente decantado (mg/L)
L0 = DBO5 del afluente al lecho (mg/L)
K = constante cinética de orden 1
= coeficiente para corrección de K por temperatura
Asm
= superficie específica del medio y su coeficiente (m-1
)
Qn = carga hidráulica volumétrica y su coeficiente (m
3/d/m
3)
t = temperatura del agua residual (ºC)
Se trabajó con la siguiente composición del agua residual decantada (efluente primario):
DBO5 = 360 mg/L
SST = 240 mg/L
N-NH4+ = 52 mg/L
Lecho bacteriano
Página 24
Las alturas ensayadas estuvieron en un rango de 1.75 a 2.10 metros. Las áreas superficiales de
1 a 5 m2 y cargas hidráulicas de 0.3 a 16 m
3/d/m
3. Fue importante controlar la velocidad del
distribuidor, la cual se mantuvo en un rango de 10 a 30 r.p.m., para optimar el rendimiento, el
control de moscas y olores, y la minimización de la acumulación de biopelícula. Los valores
de los coeficientes del modelo de la norma británica se recogen en la siguiente tabla:
Tabla.- Constantes del modelo de la norma británica
Coeficiente Medio aleatorio,
incluyendo piedra
Medio ordenado,
módulos plásticos
K
m
n
0.0204
1.111
1.407
1.249
0.400
1.089
0.7324
1.396
Fórmulas de Ronzano y Dapena (manual de PRIDESA)
Para aguas urbanas sin nitrificación y con relleno natural (piedra) Ronzano y Dapena
(PRIDESA, 1995) proponen la siguiente formulación, sobre la base de DBO5 total:
en Invierno: VC
e eLL
77.1
016
en Verano: VC
e eLL
25.2
016
Donde:
Le = DBO5 total del efluente secundario decantado (mg/L)
L0 = DBO5 total del efluente primario (adoptan: 200 mg/L)
CV = carga orgánica (kg DBO5/m3/d)
Se considera que los sólidos en suspensión que escapan del decantador secundario aportan
una DBO5 constante e igual a 16 mg/L (0.5 mg DBO/mg SSV). La ecuación de invierno sirve
para dimensionar las instalaciones del Norte y de la meseta, mientras que la de verano puede
utilizarse para dimensionar las instalaciones de la zona Sur de España o prever las
condiciones de funcionamiento en verano para las plantas calculadas con las condiciones de
invierno.
Estas fórmulas constituyen una adaptación a las condiciones ambientales en España, de un
modelo de análisis estadístico realizado a 44 depuradoras en Ruhrverband (Asociación del
Ruhr, Alemania).
Lecho bacteriano
Página 25
4.3.- Norma alemana ATV-Standard A-135: Criterios para lechos sin nitrificación
La carga orgánica de diseño dependerá del tamaño de población. A partir de 1.000 habitantes
la carga será 0.4 kg DBO/m3/d. Para 200 habitantes la carga será 0.2 kg DBO/m
3/d. Entre
1.000 y 200 habitantes la carga se reducirá linealmente de 0.4 kg/m3/d a 0.2 kg/m
3/d. Para
poblaciones de hasta 50 habitantes la carga será 0.1 kg DBO/m3/d. Para poblaciones entre
200 y 50 habitantes la carga se reducirá linealmente de 0.2 kg DBO/m3/d a 0.1 kg DBO/m
3/d.
El relleno será de material plástico, con una superficie específica no mayor de 100 m2/m
3.
En poblaciones desde 1.000 habitantes, cuando el relleno plástico tenga una superficie
específica mayor de 100 m2/m
3 se podría usar una carga superior a 0.4 kg DBO/m
3/d. Habrá
que cumplir con el requisito de demostrar, bien con ensayos o con referencias contrastadas, la
validez del aumento de la carga. Hay que destacar la probabilidad de atascamiento con
rellenos de una superficie específica aproximada de 150 m2/m
3.
Con lechos de plástico, la carga hidráulica debería ser al menos de 0.8 m/h, considerando
como caudal aplicado el siguiente:
Q para estimar la carga hidráulica (en m/h) = QDm,total (1 + R)
Donde, R = la tasa o ratio de recirculación. En general, la ratio de recirculación necesaria es
menor o igual que 1. Un método aproximado para estimar R es el siguiente (ATV-DVWK-A
281E, 2001):
1150
0 L
R
El caudal de recirculación resulta de (por similitud con la norma ATV-DVWK-A 281E,
2001):
RQHQ totalpR ,8.0
Cuando la altura del lecho sea de entre 2 y 4 m, será más necesario un buen reparto o
distribución del agua, siendo conveniente reducir la carga hidráulica a 0.4 m/h. Con una altura
escasa, pero nunca menor de 2 m, son convenientes los rellenos plásticos con buena
distribución transversal.
Tabla.- Valores de diseño de lechos bacterianos
Parámetro P <= 50 h-e P<= 200 h-e P >= 1.000 h-e
As (m2/m
3) <= 100 <= 100 <= 100
CV,DBO (kg DBO/m3/d) <= 0.10 <= 0.20 <= 0.40
CH (m/h) >= 0.8
H (m) >= 4 (máxima = 12 metros)
Calidad efluente
(mg/L)
15 a 30 mg/L DBO5
Rendimiento (%) >= 83
Lecho bacteriano
Página 26
La altura suele estar entre 2.80 y 4.20 m.
4.4.- Criterios de diseño de la WEF-ASCE
Las organizaciones norteamericanas Water Environment Federation (WEF) y la Asociación
Americana de Ingeniería Civil (ASCE) realizaron conjuntamente un amplio y profundo
estudio de instalaciones de lechos bacterianos tanto de los EE.UU. como de otros países, y en
base a dicho estudio generaron unos criterios de dimensionamiento de amplio espectro. Los
criterios son fundamentalmente de carga orgánica e hidráulica, aunque también se tuvieron en
cuenta otros parámetros de funcionamiento y operación. Estos criterios sirven para el
dimensionado de lechos para la eliminación de DBO5.
Tabla.- Criterios de diseño y operacionales de lechos bacterianos para eliminación de DBO5
(Adaptada del Manual de la WEF/ASCE, 1992)
Parámetro Baja carga Media carga Alta carga Muy alta
carga
De desbaste
Carga orgánica (*)
(kg DBO5/m3/d)
0.08 - 0.24
0.24 - 0.48
0.5 - 2.4
Hasta 4.8
>1.6
Carga hidráulica
(m3/m
2/h)
(m3/m
2/d)
0,04 - 0,15
1.4 - 4
0,15 - 0,39
4 – 9.4
0.5 - 1.5
1.5 - 3.0
2.4 - 7.2
Recirculación
(%)
Mínima o no
existe
Habitual
(0 – 100)
Siempre
(100 – 300)
Habitual
(0 – 300)
No se requiere
habitualmente
Desprendimiento Intermitente Intermitente Continuo Continuo Continuo
Eliminación DBO5
(%)***
80 - 85 50 - 70 40 - 80 65 - 85 40 - 85
Calidad del efluente Bien
nitrificado
Alguna
nitrificación*
*
Sin
nitrificación
**
Nitrificación
limitada
Sin nitrificación
* No incluye la recirculación.
** La nitrificación se produce con mayor probabilidad en un sistema de dos etapas que en una etapa única.
*** Incluyendo la sedimentación secundaria.
En los lechos de baja carga orgánica los fangos son escasos y con una estabilización bastante
avanzada. Una decantación primaria suele preceder a estos lechos si son rellenos de grava. Si
el relleno es plástico, un buen tamizado será suficiente. El agua depurada queda generalmente
bien nitrificada; la DBO5 disuelta del efluente es prácticamente nula; sin embargo, la
presencia de materia orgánica coloidal reduce el rendimiento en eliminación de la DBO5 al 80
- 85 %. Para que el sistema de alimentación realice un equireparto del agua, se practica
intermitencia en el bombeo o se emplea un sistema de sifón autocebante. No se suele emplear
recirculación. Son idóneos para su aplicación a pequeños núcleos.
Lecho bacteriano
Página 27
En los lechos de media y alta carga, como el crecimiento bacteriano no queda limitado, hay el
riesgo de atascamiento, que puede evitarse mediante recirculación del efluente, de modo que
se consiga una suficiente carga hidráulica, o mediante el diseño de un SK óptimo. Van
precedidos de una decantación primaria, salvo el caso de aguas residuales industriales con
escaso contenido de materias en suspensión. Los rendimientos son similares a los de baja
carga, y también quedan disminuidos por la presencia de materia orgánica coloidal;
generalmente no se produce nitrificación o es muy baja. La alimentación comprende el caudal
nominal más la recirculación.
Los lechos de muy alta carga de relleno plástico sólo resultan económicos cuando la carga es
mayor de 2 kg DBO5/m3/d, habiendo lechos de hasta 8 kg DBO5/m
3/d. Su finalidad es realizar
un desbaste con un rendimiento de eliminación del 50 al 70 %, antes de una segunda etapa de
tratamiento con lechos de media carga u otros procesos biológicos. Se utilizan sobre todo con
aguas residuales industriales con elevada DBO y buena degradabilidad, como en lecherías,
cervecerías, tenerías, conserveras, etc. Estas aguas presentan la característica común, salvo
las de tenerías, de tener una elevada DBO fácilmente degradable. El alto índice de huecos del
medio, del 92 al 96 %, permite una excelente ventilación, y por ello las alturas pueden ser
grandes, hasta 12 m. No es imprescindible una decantación primaria previa; en su defecto, el
desbaste se reforzará con un macrotamizado de 2 a 5 mm de paso.
La producción de fangos, o exceso de biomasa, es mayor a mayor carga. Así, para baja
carga, el fango producido está muy mineralizado y se produce en bajas cantidades, pudiendo
ser admisible su arrastre por el efluente del lecho, lo que puede hacer innecesaria la
decantación secundaria. Para media carga la producción de fangos es del orden de 0,2 kg
SSV/kg DBO5, elim, en alta carga de 0,5 kg SSV/Kg DBO5, elim; y para muy alta carga de 0,7 kg
SSV/Kg DBO5,elim. En todos estos casos es necesaria una decantación secundaria.
4.5.- Diseño de la dosificación del agua residual: parámetro SK
Ralentizando la frecuencia de dosificación en la alimentación al lecho bacteriano se consigue
controlar mejor el espesor de la biopelícula, evitando los desprendimientos masivos de
biomasa; reduciendo, hasta prácticamente eliminar, el desarrollo de moscas y mejorando el
rendimiento de forma importante. Si se disminuye la frecuencia de aplicación del agua
residual, el volumen instantáneo (en mm) aplicado en cada punto de la superficie del lecho es
mucho mayor, con lo que es viable obtener un mayor cortante hidráulico, y en consecuencia
mayor erosión sobre la biopelícula, obteniéndose un espesor máximo en cuasi-equilibrio. Para
calcular la lluvia instantánea aplicada, se aplica el principio de continuidad, es decir que la
carga hidráulica instantánea (Qi/dA) multiplicada por el tiempo que dura la aplicación
instantánea, Ti, debe ser igual a la carga hidráulica total (Qt/At) multiplicada por el tiempo que
dura el ciclo de la dosificación, TC, es decir:
ctii TqTq
Lecho bacteriano
Página 28
Donde:
qi = carga hidráulica superficial instantánea en un punto dado (m3/m
2/h)
Ti = duración de la aplicación instantánea (h)
qt = carga hidráulica superficial total (m3/m
2/h)
Tc = duración del ciclo de aplicación o el tiempo total entre dos aplicaciones sucesivas
en un mismo punto del lecho (h)
Siendo: rqqt
Donde:
q = carga hidráulica superficial debido al caudal medio afluente (m3/m
2/h)
r = carga hidráulica superficial debido al caudal de recirculación (m3/m
2/h)
La duración del ciclo de aplicación, es decir, el tiempo entre dos aplicaciones sucesivas en un
punto dado, TC será igual al tiempo que tarda el sistema en dar una vuelta dividido por el
número de brazos, es decir:
bnTc
1
Donde:
n = velocidad de giro (rpm)
b = número de brazos distribuidores
Como la superficie irrigada y el tiempo de cada aplicación instantánea no pueden
determinarse fácilmente, se puede adoptar como parámetro el producto qi Ti, que es el
volumen instantáneo de aplicación, y refleja la tasa de aplicación instantánea, o intensidad de
dosificación instantánea o simplemente parámetro SK (del alemán Spülkraft, intensidad de
lavado). Esta carga de aplicación instantánea, se puede expresar en milímetros de agua por
paso de brazo del sistema de distribución. En resumen:
)(60
1000)(mm/paso
bn
rqiTiqSK
Se ha investigado sobre los valores óptimos del parámetro SK para obtener los mejores
rendimientos del proceso, así como sobre los valores óptimos para producir el lavado y
control del espesor de la biopelícula. En la tabla siguiente se presenta los valores dados por la
WEF-ASCE (1992) para lechos de piedra.
Lecho bacteriano
Página 29
Tabla.- Valores sugeridos de la tasa de aplicación instantánea SK en lechos bacterianos (WEF-ASCE, 1992)
CARGA ORGÁNICA
kg DBO5/m3 · día
SK ÓPTIMO DE
DEPURACIÓN
mm/paso
SK LAVADO
PERIÓDICO
mm/paso
0.25 10 - 100 200
0.50 15 - 150 200
1.0 30 - 200 300
2.0 40 - 250 400
3.0 60 - 300 600
4.0 80 - 400 800
Para conseguir los valores operacionales óptimos del parámetro SK es necesario motorizar el
sistema de distribución del agua de alimentación, preferiblemente con motor de velocidad
variable, e incluso automatizarlo mediante temporizaciones (período de operación, período de
lavado).
La tendencia actual en los EE.UU. es equipar los distribuidores con controladores de
velocidad multipaso o modular. Este diseño permite el raspado de la biopelícula (alto SK) a
bajas cargas, y velocidad de giro alta (bajo SK) a cargas punta. Se emplea un bajo SK cuando
se tiene carga punta para maximizar el tiempo de retención hidráulica o de contacto.
Los resultados operacionales sugieren que el SK óptimo incrementa con la DBO5 y carga
orgánica (kg DBO5/m3·d) más altas y con el clima más frío, es decir, tres condicionantes que
llevan a biopelículas gruesas. Los lechos de desbaste se operan con intensidades de lavado
(SK lavado) entre 700 - 1000 mm/paso.
Uno de los estudios más completos del efecto SK es el de Albertson (1995), que propuso y
evaluó un SK lavado como función de la carga orgánica:
Blavado LSK 125240
En la ecuación, LB es la carga orgánica en kg DBO5/m3/d. Albertson también estableció como
rango óptimo de velocidad de operación del motor de los brazos distribuidores una ratio de
15:1, de modo que:
15lavado
mínimo
SKSK
4.6.- Diseño de la ventilación forzada
Con la ventilación forzada se puede controlar el suministro de oxígeno y garantizar en todo
momento el funcionamiento del lecho bacteriano.
Lecho bacteriano
Página 30
Cuando la diferencia de temperatura entre el agua residual y el aire atmosférico es muy
grande, como en el caso del invierno, se puede producir un enfriamiento excesivo del agua
residual que limita la velocidad del proceso, esto es corregible con el uso de la ventilación
forzada ya que se puede reducir el caudal de aire que pasa por el lecho bacteriano.
Los lechos cubiertos y con ventilación forzada pueden ser usados para el tratamiento de malos
olores producidos en unidades tales como el pozo de gruesos y los pretratamientos. También,
para desodorizar gases de otras unidades de tratamiento de aguas residuales, de operaciones
de compostaje y de estaciones de bombeo. Para estos usos, el flujo de aire puede ser
ascendente o descendente.
La WEF-ASCE (1992) recomienda, en los casos de lechos de desbaste y de eliminación de
materia orgánica, un suministro de 25 kg O2 por kg O2 requerido (75 m3 de aire por kg de
oxígeno requerido), independientemente de la altura del lecho.
Se puede usar las siguientes fórmulas:
Para lechos de desbaste con carga orgánica entre 1.2 y 3.2 kg DBO5/(m3·d), y de
eliminación carbonosa con cargas entre 0.4 y 0.8 kg DBO5/(m3·d) :
pe CSLQI
03107.3
Donde:
I = caudal de aire suministrado (m3/h)
Q = caudal medio de agua residual (m3/d)
L0 = DBO5 total afluente (mg/L)
Se = DBO5 soluble efluente (mg/L)
Cp = coeficiente punta
En el caso de nitrificación, sobre la base de un suministro de oxígeno de 50 kg/kg, para
calcular el caudal de aire en función de las necesidades de oxígeno del lecho se recomienda
(WEF-ASCE, 1992):
Eliminación de DBO5 y nitrificación conjuntas:
ee NNSLQI 00 6.42.10075.0
Nitrificación terciaria:
eNNLQI 00 6.475.00075,0
En las cuales:
N0 = NTK afluente (mg/L)
Ne = N-NH4 efluente (mg/L)
Lecho bacteriano
Página 31
4.7.- Brazos distribuidores
Los brazos distribuidores se consideran equipos. Los fabricantes tienen sus propias
metodologías o criterios de diseño. En general, el diseño depende de la forma de la sección de
los brazos, del tipo de elemento de alimentación (boquilla, simple agujero, etc.).
El número de brazos distribuidores está relacionado con el diámetro del lecho. En general,
hasta los 20 – 25 m de diámetro suele instalarse 2 brazos distribuidores. No obstante, se han
construido lechos hasta con 8 brazos distribuidores (Henze et al., 1995).
El diámetro de los brazos es función del rango de caudal a distribuir y del número de brazos a
instalar. El diámetro puede ser variable, menguando en la medida que se aleja del centro del
lecho. Asimismo, puede haber brazos principales y secundarios, éstos últimos entran a
funcionar cuando los caudales llegan a ser máximos.
En la tabla siguiente se presenta las características suministradas por un fabricante
norteamericano (McNish Corporation), que emplea tubos de acero inoxidable de diámetro
variable para una velocidad máxima de circulación de 1.2 m/s (4 fps) con boquillas de
descarga (Fig. siguiente).
Figura.- Detalle de boquillas de descarga en un lecho dotado con brazos principales y secundarios, éstos
entran en funcionamiento cuando la carga hidráulica es elevada (Tomada de McNish Co. 2009).
Lecho bacteriano
Página 32
Tabla.- Capacidad hidráulica de brazos distribuidores según diámetro y longitud (Fuente: McNish
Corporation, 2009)
5.- DECANTACIÓN SECUNDARIA
El óptimo diseño de los decantadores secundarios en los procesos biológicos es fundamental
para el rendimiento del proceso. Si los sólidos no son retenidos por el clarificador
contribuirán a la DBO del efluente y modificarán el tiempo de retención celular en el reactor
biológico.
En lechos bacterianos la concentración de SS a la salida del reactor es del orden de 150 - 200
mg/L. Es aplicable la teoría de sedimentación de partículas floculentas, como en el caso de los
decantadores primarios.
Para el proceso de clarificación se utilizarán decantadores estáticos, que podrán ser
rectangulares o circulares.
Velocidad ascensional
La carga hidráulica o velocidad ascensional se basa en el caudal que realmente atraviesa por
la unidad, es decir, aquel caudal que sale por el o los vertederos superficiales de salida (caudal
efluente). Para tanques poco profundos (< 2 m) se recomienda un valor de 0.09 m/h y un
Diámetro brazo
(cm)
Capacidad total
(m3/min)
Diámetro brazo
(cm)
Capacidad total
(m3/min)
hasta 20 26 7,6 0,7 7,6 1,4
2,6 10,2 1,2 10,2 2,4
12,7 1,9
15,2 2,7
2,6 25 47 15,2 2,7 10,2 2,4
a 20,3 4,7 12,7 3,8
4,5 15,2 5,5
4,5 38 50 20,3 4,7 15,2 5,5
a 25,4 7,6 20,3 9,5
11,4 25,4 15,1
11,4 51 53 30,5 10,6 25,4 15,1
a 35,6 12,9 30,5 21,2
18,9 35,6 25,7
18,9 61 61 30,5 10,6 25,4 15,1
a 35,6 12,9 30,5 21,2
33,3 40,6 17,0 35,6 25,7
40,6 34,1
33,3 76 61 40,6 17,0 35,6 25,7
a 45,7 2,2 40,6 34,1
42,4 45,7 43,9
42,4 91 61 45,7 22,0 40,6 34,1
a 50,8 27,3 45,7 43,9
52,6 50,8 54,5
52,6 122 61 50,8 27,3 45,7 43,9
a 61,0 42,4 50,8 54,5
75,7 61,0 84,8
Caudal máximo
(m3/min)
Diámetro
máximo de
lecho (m)
2 brazos
(rango máximo de caudal 2:1)
4 brazos
(rango máximo de caudal 4:1)Columna central
(cm)
Lecho bacteriano
Página 33
máximo de 0.28 m/h (Vesilind, 2003, citado por Davis, 2010). GLUMRB (2004, citado por
Davis, 2010) señala una velocidad ascensional máxima de 2.0 m/h.
En la tabla siguiente se recomiendan valores de la velocidad ascensional en función del calado
bajo vertedero.
Tabla.- Velocidades ascensionales recomendadas para lechos bacterianos
Calado bajo vertedero
(m)
VASC, media
(m/h)
VASC, máx
(m/h)
2 0.4 0.75
3 0.8 1.6
4 1.2 2.2
5 1.4 2.8
Fuente: Davis (2010).
Calado bajo vertedero
La altura de agua o calado se mide en la pared lateral (circular) o en la pared de salida
(rectangular). Basado en datos históricos, Parker (1983, citado por Davis, 2010) demostró que
a velocidades ascensionales similares, los SS en el efluente decrecían con el aumento del
calado. También, demostró que la variabilidad de la concentración efluente de SS disminuía si
aumentaba el calado.
La mayoría de los expertos concuerdan en que tanques más grandes requieren mayores
calados. Sin embargo, el asunto de los costes restringe los calados máximos a 4.5 - 5.0
metros.
Carga sobre vertedero
En GLUMRB (2004, citado por Davis, 2010) se señala que plantas con capacidad menor de
3.800 m3/d no deberían tener cargas sobre vertederos mayores de 250 m
3/d/m (10 m
3/h/m) a
caudal punta. En plantas mayores de 3.800 m3/d, la carga máxima debería ser de 350 m
3/d/m
(14.6 m3/h/m).
También, hay un cierto consenso en que la ubicación y configuración del vertedero tiene más
efecto sobre el rendimiento que la carga hidráulica sobre vertedero.
Dimensiones de los tanques
Según Davis (2010) los rectangulares tienen una longitud típica entre 30 y 60 metros, aunque
se puede llegar hasta los 110 m. El ancho inicialmente se limitó a unos 6 m debido a las
dimensiones de los mecanismos de barrido del fango. Múltiples mecanismos en paralelo han
expandido la recomendación hasta los 24 m de ancho. Avances recientes con materiales de
fibra de vidrio reforzada han permitido llegar a 10 m de ancho con un único mecanismo de
barrido. En cuanto a profundidad, la práctica corrientes es de 4 a 5 metros (Pettit, 2006, citado
por Davis, 2010).
Lecho bacteriano
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Un decantador rectangular bien dimensionado debería tener un rendimiento similar al de uno
circular. No se ha observado diferencias en los rendimientos de la decantación atribuibles a la
forma del decantador en planta (WEF-ASCE, 1998).
Aunque se han construido circulares de hasta 100 m de diámetro, la mayoría de los autores
recomienda no más de 50 m para evitar efectos del viento. Las profundidades típicas están
entre 4 y 5 metros (Davis, 2010).
En los rectangulares se suele observar una relación largo/ancho mayor que 3 pero menor que
6, y unos calados entre 2.5 y 4.0 metros (MOPU, 1978). La longitud de los rectangulares, y el
diámetro de los circulares, normalmente no es superior a diez veces la profundidad.
La recogida de fangos será mediante rasquetas y poceta. La pendiente de los circulares es del
4 al 10 %, mientras que en los rectangulares es aproximadamente del 1 %. El tiempo de
permanencia de los fangos en la poceta es menor de 3 horas. La concentración de los fangos
es de 1 al 3 %, siendo típico un valor de 1.5 % (Metcalf & Eddy, 1995).
En la tabla siguiente se presenta un resumen de los valores típicos de los parámetros de
diseño. La tabla ha sido elaborada a partir de varias fuentes, entre otras: MOPU, 1978; WEF-
ASCE, 1998; Metcalf & Eddy, 1995; Davis, 2010.
Tabla.- Resumen de criterios de diseño para decantadores secundarios de lechos bacterianos
Parámetro
Valor
VELOCIDAD ASCENSIONAL (m/h) < 0.8 - 1.2 (Qm)
< 1.6 - 2.2 (Qmax)
TIEMPO DE RETENCIÓN HIDRÁULICA (horas)
> 2.5 (Qm)
CARGA SOBRE VERTEDERO (m3/h/m)
< 10 (Qm)
< 15 (Qmax)
CONCENTRACIÓN DEL FANGO (%)
1 - 4
CALADO BAJO VERTEDERO (m)
> 3.0 hasta 4.5
EJERCICIOS
E.1.- Comentar si es verdadero o falso: En lechos bacterianos:
[ ] La biopelícula puede estar suspendida en el agua intersticial del lecho.
[ ] Si es de baja carga no hay producción de moscas.
[ ] Si es de alta carga el desprendimiento de biopelícula es intermitente.
[ ] Si es de desbaste requiere habitualmente de recirculación.
[ ] La recirculación sólo es función del caudal medio.
Lecho bacteriano
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E.2.- Comentar si es verdadero o falso: Las principales características o variables del medio soporte de un lecho bateriano
son:
[ ] La superficie específica.
[ ] La alcalinidad.
[ ] El índice de huecos.
[ ] La friabilidad.
E.3.- Un proceso de lechos bacterianos trata un caudal de 314 m3/h con una recirculación del efluente decantado del 100% y
un decantador secundario de 20 m de diámetro. La velocidad ascensional del decantador es de
__________________________.
E.4.- Comentar si es verdadero o falso: En un proceso de lecho bacteriano :
[ ] Puede no ser necesaria la decantación secundaria.
[ ] Siempre es necesaria la recirculación de fangos.
[ ] La oxigenación de la biomasa no necesariamente exige consumo de energía.
[ ] Algunos procesos pueden producir nitrificación del agua, y constituirse en un tratamiento terciario.
[ ].- Las piedras de relleno no pueden ser demasiado pequeñas porque aumentan excesivamente la superficie de la
biopelícula.
E5.- Comentar si es verdadero o falso: Es necesario controlar el espesor de la biopelícula en un lecho bacteriano para:
[ ] evitar atascamiento del lecho.
[ ] desprender biomasa para luego ser recirculada.
[ ] evitar la producción de moscas.
[ ] evitar desprendimientos masivos de biomasa.
E6.- En un proceso de lechos bacterianos de alta carga:
[ ] No es necesario instalar sistemas mecánicos de agitación.
[ ] La biomasa es proporcional al índice de huecos.
[ ] La recirculación de fangos es mayor que en el proceso de fangos activos a media carga.
[ ] Es fundamental una dosificación intermitente de las aguas residuales afluentes superior a dos veces al día.
[ ] La pérdida de carga hidráulica es mucho mayor que la del proceso de fangos activos.
E7.- Una instrucción española, propone un lecho bacteriano de 1 m2 por cada 10 habitantes, con una altura de lecho de 1.0 m,
y sin decantador secundario (para poblaciones pequeñas < 1.000 habitantes). ¿Pueden ser adecuadas estas características de
diseño?
E8.- Un proceso de lechos bacterianos tiene las siguientes características de diseño. Indicar que fallos de funcionamiento (y
de prestaciones) tendrá, y explicar las razones:
- Tratamientos previos del afluente: desbaste + tanque Imhoff
- Caudal agua afluente: 5 m3/h
- Caudal punta afluente: 15 m3/h
- DBO5 afluente: 150 mg/L (constante)
- Proceso:
* Diámetro lecho bacteriano: 10 m
* Altura: 2 m
* Material relleno: Piedras
- Indice huecos: 55 %
- Superficie específica 80 m2/m3
* Distribución del afluente: 4 brazos radiales con motor.
* Aireación: tiro natural
- Recirculación: 100%
- Decantación secundaria. no existe
E9.- Cuál será el rendimiento de un lechos bacteriano de las siguientes características, que trata aguas residuales urbanas :
- Superficie del lecho : 50 m2
- Volumen del lecho : 250 m3
- Relleno : plástico
- Superficie específica de relleno : 120 m2/m3
- Caudal de tratamiento : 150 m3/h
- DBO5 : 300 mg/L
NOTA : Suponer (sólo para el cálculo), recirculación del 0%
Lecho bacteriano
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E10.- Comprobar si cumple los parámetros de funcionamiento un lechos bacteriano de las siguientes
principales características:
* Agua residual :
- Q : 960 m3/d
- DBO5: 250 mg/L
- Qp : 80 m3/h
- Qm : 40 m3/h
* Lecho Bacteriano:
- Diámetro : 7 m.
- Altura : 1 m.
- Material de relleno plástico
- Superficie específica 1200 m2/m3
- Indice de huecos 85 %
* Recirculación: 1+1 bombas de 30 m3/h
E11.- Un lecho bacteriano tiene las siguientes características de diseño y funcionamiento:
Q medio 788 m3/h
Efluente primario 120 mg/L de DBO5
Diámetro 40 m
Altura 2.4 m
Q de bombeo total al lecho 1590 m3/h
Se pide:
Calcular la carga hidráulica de funcionamiento del lecho
Calcular la carga orgánica
Calcular el rendimiento del lecho (fórmula de Tejero)
Calcular las r.p.m. del distribuidor tanto para depuración como para lavado
E12.- Dimensionar un lecho bacteriano que proporcione un efluente con DBO5 de 30 mg/L. La DBO5 del agua residual
sedimentada es de 160 mg/L y el caudal medio es de 9600 m3/d. La profundidad del lecho será de 2 m. (Datos: K2 = 0,04 Kg
DBO5/m2/d; As, grava = 60 m2/m3; As, plástico = 100 m2/m3). NOTA: Realizar los cálculos sólo a Q medio.
E13.- Realizar un diseño comparativo de un proceso de lecho bacteriano para una población de 25000 habitantes con
alcantarillado separativo en el norte de España. Suponer que habría una decantación primaria del agua residual bruta, y que
su rendimiento sería del 30 % en DBO5, y del 60 % en SS.
BIBLIOGRAFÍA
ALBERTSON O. (1984). Prepared for American Surfpa Corp., Process designs prepared for Wauconda, Ill., and
Buckeye Lake, Ohio.
ATV-Standard (A 135). (1989). “Principles for the dimensioning of Biological Filters and Biological Contactors
with Connection Values over 500 Population Equivalents”.
CEDEX (1992). "Curso sobre tratamiento de aguas residuales y explotación de estaciones depuradoras"; 2
tomos; Centro de Estudios y Experimentación de Obras Públicas; Gabinete de Formación y Documentación,
Madrid.
CHARACKLIS W. G., MARSHALL K. C. (1990). "Biofilms”. John Wiley and Sons, Inc.
DAVIS, M. L. (2010). “Water and wastewater engineering. Design principles and practice”. McGraw-Hill
Companies, Inc. (USA).
DEGRÉMONT (1973). "Manual técnico del agua". ©Degrémont (Francia).
DEGRÉMONT (1991). "Water Treatment Handbook". Sixth Edition, París.
Lecho bacteriano
Página 37
ECKENFELDER W. W. (1980). "Principles of water quality management". CBI Publishing Company, Inc.
Boston (USA).
GALLER W. S., y GOTAAS H. G. (1964). “Analysis of Biological Filter Variables”. J. Sanit. Eng. Div., Proc.
Am. Soc. Civ. Eng., 90 (6): 59.
GERMAIN J. E. (1966). “Economical treatment of domestic waste by plastic medium trickling filters”. J. Water
Pollut. Control Fed., 38: 192.
GLUMRB (2004). “Recommended Standards for Wastewater Facilities”, Great Lakes–Upper Mississippi River
Board of State and Provincial Public Health and Environmental Managers, Health Education Services, Albany,
New York.
GRAU, P., et al. (1975). “Kinetics of multi-component substrate removal by activated sludge”. Wat. Res., 9: 637.
HARREMOËS, P. (1978). “Biofilm Kinetics”. En: “Water Pollution Microbiology”, R. Mitchell (Ed.), John
Wiley & Sons, Inc., New York, N.Y.
HERNÁNDEZ, A. (1993). "Depuración de aguas residuales" 3ª edición. Colección Seinor (nº 9); Colegio de Ing.
de Caminos, Canales y Puertos, Madrid.
IWAI, S.; KITAO, T. (1994). "Wastewater treatment with microbial films". Tecnomic, Suiza.
JANSEN, J., HARREMOËS, P., HENZE, M. (1995). “Treatment Plants for Nitrification”. In: Wastewater
Treatment. ISBN 3-540-58816-7. Springer - Verlag Berlin Heidelberg New York.
JAYANAYAGAM, S. S. (2006) “Secondary Clarifier Design Concepts and Considerations,” in Clarifier Design,
2nd ed., Water Environment Federation Manual of Practice No. FD-8.
KEINATH, T. M.; WANIELISTA, M. (1975). "Mathematical modeling for water pollution control processes";
Ann Arbor Science; Michigan.
LOGAN, B. E. (1993). “Oxygen transfer in trickling filters”. J. Environ. Eng. , 119(6): 1059 – 1076.
McNISH Co. (2009). “Rotoseal rotary distributors”. Walker process equipment www.walker-process.com.
MOPU (1978). “Anteproyecto de normas para la redacción de proyectos de abastecimiento y saneamiento a
poblaciones (NRPASP)”. Ministerio de Obras Públicas y Urbanismo del Gobierno de España: Madrid.
METCALF & EDDY (1995). "Ingeniería de Aguas Residuales. Tratamiento, vertido y reutilización”. McGraw-
Hill – Interamericana, Madrid (España).
METCALF & EDDY (2003). “Wastewater Engineering: Treatment and Reuse”, 4th ed., McGraw-Hill, Boston
(USA).
MOPU (1978). “Anteproyecto para la redacción de proyectos de abastecimiento y saneamiento a poblaciones
(NRPASP)”. Ministerio de Obras Públicas y Urbanismo del gobierno de España. Documento no publicado.
Madrid (España).
NILSA (2005). “Informe de Gestión del Plan de Saneamiento de los ríos de Navarra” En: Memoria 2005.
Elaborado y editado por NILSA, Navarra (España).
Lecho bacteriano
Página 38
ORTEGA, E. (1992). "Tratamientos biológicos aerobios". En: Curso sobre tratamiento de aguas residuales y
explotación de estaciones depuradoras; 2 tomos, Gabinete de Formación y Documentación del CEDEX, MOPT;
Madrid.
PETTIT, M. V. (2006) “Rectangular Clarifiers,” in Clarifier Design, 2nd ed., Water Environment Federation
Manual of Practice No. FD-8.
PRIDESA (1995). "Tratamiento biológico de las aguas residuales". Autores: Ronzano E. y Dapena, J.L. Editorial
Díaz de Santos, Madrid (España).
RAMALHO, R. S. (1991). "Tratamiento de aguas residuales". Editorial Reverté, Barcelona.
SAMPAYO, F. F. y METCALF, P. C. (1984). “Performance of nitrification towers at Sydney, Ohio, and Lima,
Ohio”. Proc. 2nd. Int. Conf. Fixed Film Biol. Processes, Arlington, Va.
SCHULZE, K. L. (1960). “Load and efficiency of trickling filters”. J. WPCF., 32, 245.
STEEL, E. W.; McGHEE, T. (1981). "Abastecimiento de agua y alcantarillado". Editorial Gustavo Gili, S.A.,
Barcelona (España).
TEJERO, I.; JÁCOME A.; LORDA I.; SANTAMARÍA C. (1995). Procesos biopelícula de depuración de aguas
residuales: procesos convencionales. Retema 45: 68 - 84.
TEJERO, I., SUÁREZ J., JÁCOME A., TEMPRANO J. (2004). “Ingeniería Sanitaria y Ambiental”. ETSI.
Caminos de Santander y Coruña: Santander (España).
TEBBUTT, T. H. Y. (1990). "Fundamentos de control de la calidad del agua". Editorial Limusa, México.
TISCHLER, L. F. (1969). “A mathematical study of the kinetics of biological oxidation”. MSc. Thesis,
University of Texas.
US-EPA (1993). “Manual for Nitrogen Control”. EPA/625/R-93/010. Office of Research and Development,
Cincinnati, Ohio, y Office of Water, Washington, DC.
VELZ, C. J. (1948). “A Basic Law for the Performance of Biological Filters”. Sew. Works J., 20, 607.
VESILIND, P. A. (2003) “Wastewater Treatment Plant Design”, © Water Environment Federation. Alexandria,
VA (USA).
WINKLER M. A. (1993). "Tratamiento biológico de aguas de desecho". Editorial Limusa-Noriega, México.
WEF (2000). “Aerobic fixed-growth reactors”. © Water Environment Federation, Alexandria, VA (USA).
WEF-ASCE (1992). "Design of municipal wastewater treatment plants". Vol. I. Water Environment Federation
(Alexandia, VA) and the American Society of Civil Engineering (New York, NY).
WEF - ASCE (1998) “Design of Municipal Wastewater Treatment Plants”, 4th ed., Vol. I, Water Environment
Federation (Alexandia, VA) and the American Society of Civil Engineering (New York, NY).
WPCF (1986). "O & M of Trickling Filters, RBCs, and Related Processes: Manual of Practice OM-10,
Operation and Maintenance Series". Water Pollution Control Federation. Technical Practice Committee Control
Group; Alexandria (VA-USA).
