Cinética de remoción de bacterias en lagunas de estabilización

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1 Octubre del 2000 INGENIERÍA IDRÁULICA Y AMBIENTAL, VOL. XXIII, No. 1, 2002 Cinética de remoción de bacterias en lagunas de estabilización INTRODUCCIÓN El tratamiento de aguas residuales mediante lagunas de estabilización consiste en el almacenamiento de estas aguas durante un período de tiempo variable en función de la carga orgánica superficial o volumétrica aplicada y de las condiciones climáticas dominantes en una localidad. 1 Ningún sistema convencional puede competir con la eficiencia que se logra en las lagunas de estabilización sobre la base de la remoción de microorganismos patógenos 2-8 y por tanto, en la actualidad éstas se han convertido en una opción importante para el tratamiento de los residuales líquidos de centros poblacionales e industrias, tanto en países en desarrollo, como en países desarrollados donde se planifique el reuso de las aguas residuales. 9 A partir de la segunda mitad de este siglo comenzaron a elaborarse criterios para el dimensionamiento de las lagunas de estabilización, y desde entonces se han propuesto diferentes teorías para el diseño de estas obras. Sin embargo, las investigaciones encaminadas a la remoción de patógenos habían sido escasas (Yanes, 1986), lo que no había permitido lograr la creación de metodologías apropiadas para la evaluación de la constante cinética de remoción de bacterias coliformes fecales. A su vez, la aparición de procedimientos de diseño basadas en la existencia de un régimen no ideal de flujo, si bien se aproxima más a la realidad existente en estos estanques, ha provocado la aparición de algunas incertidumbres a la hora de proyectar dichas lagunas. En este trabajo se persigue como objetivo principal la presentación de algunas de las investigaciones y metodologías anteriormente mencionadas, para su introducción en el diseño de lagunas de estabilización en Cuba, así como la selección de los métodos que, a juicio del autor, se pueden emplear con mejores resultados en el país. Resumen / Abstract Se presenta una revisión bibliográfica sobre los principales factores que condicionan los valores que alcanza la constante cinética de remoción de bacterias (Kb) en lagunas de estabilización, destacándose los planteamientos de algunos investigadores que coinciden en asegurar su independencia con la temperatura del agua, así como su alta dependencia con la profundidad de la laguna y la intensidad de la radiación solar, hechos estos que cuestionan la construcción de estanques profundos de estabilización. Palabras clave: cinética, flujo, constante de remoción, dispersión A bibliographical revision is presented about the main factors that intervene in the values that the kinetic constant of bacterial removal (Kb) reach in stabilization ponds, standing out the positions of some investigators that consider that Kb is independent with water temperature, as well as it has a high dependence with the pond depth and the solar intensity radiation, facts that now questions the construction of deep stabilization ponds. Key words: kinetics, flow, removal rate, dispersion DESARROLLO Principios cinéticos de trabajo de las lagunas de estabilización En la práctica de la Ingeniería Sanitaria, las lagunas de estabilización constituyen reactores donde ocurren procesos físicos, químicos y biológicos La ecuación Jorge E. de Armas, Ingeniero idráulico, Diplomado en Ingeniería Sanitaria, Especialista en idroeconomía, Dirección Provincial de Recursos idráulicos, Pinar del Río

2 general que relaciona la razón de cambio de la concentración en el tiempo con respecto a la concentración de sustancias reaccionantes: dca dt = Ka Ca n Ca : Concentración de la sustancia reaccionante a. Ka : Razón o constante de reacción por unidad de tiempo de la especie a. N : Orden de la reacción. En algunos sistemas heterogéneos (como las lagunas de estabilización) se considera como aproximación que ocurre una cinética de primer orden y que la constante de reacción depende invariablemente de la temperatura y de la naturaleza de las sustancias reaccionantes, por lo que esta constante se ha postulado en la generalidad de los casos, tanto para la remoción de materia orgánica, nutrientes o bacterias, como proporcional a la temperatura del agua, siguiendo la ley de Arrhenius modificada, 12 la cual se expresa por la ecuación: Kt = K20 T t 20 Kt: Constante de reacción por unidad de tiempo de una especie a la temperatura t (d -1 ). K20: Constante de reacción por unidad de tiempo de una especie a la temperatura de 20 o C (d -1 ). t : Temperatura ( o C). Sin embargo, los valores que realmente afectan a esta constante son más complejos ya que en el ecosistema de la laguna hay más de una fase relacionada y se debe, por tanto, determinar con precisión el grado de afectación sobre la misma cuando ocurre alguna modificación, tanto de las condiciones externas, como internas del reactor. Así pues, además de la dependencia de esta constante de especie con la temperatura y la naturaleza de las sustancias reaccionantes (existencia de sustancias tóxicas o catalizadoras, disponibilidad de nutrientes y factores de crecimiento), se deben tener en cuenta las condiciones ambientales (intensidad de la luz solar, radiación ultravioleta y vientos) o del proceso en sí (geometría del reactor, profundidad, ocurrencia de mezcla o estratificación termal, régimen de flujo, etcétera). ace algún tiempo se han venido realizando investigaciones importantes que demuestran que las condiciones ambientales en general y del proceso en particular, desempeñan un papel primordial en el valor que puede alcanzar esta constante cinética para el caso de la remoción de bacterias coliformes, pudiéndose elevar la eficiencia de este proceso en el momento del diseño. Algunas de las consideraciones anteriores se comentan a continuación. Principios cinéticos de trabajo de las lagunas de estabilización en la remoción de bacterias El diseño de lagunas de estabilización para la remoción de bacterias fue en sus comienzos mayormente empírico. Muchos autores señalaron la necesidad de contar con un mayor número de estudios para mejorar la calidad de los modelos de remoción existentes. Casi la generalidad de los estudios realizados sobre esta temática han utilizado modelos de cinética de primer orden, sin embargo, existe una gran controversia sobre el efecto relativo que ejercen varios factores en el valor que puede alcanzar la constante de remoción de bacterias Kb. Marais 16 hizo notar que los valores de Kb se encontraban influenciados por la temperatura del agua en la laguna y sugirió el uso de la ecuación modificada de Arrhenius para temperaturas entre 2 y 21 o C. La ecuación obtenida por él tiene la forma: Kb= 2,6 ( 1,19) t 20 (Marais, 1974) 16 Otros autores han investigado la cinética de remoción de bacterias, encontrando en todos los casos que la constante de remoción es dependiente de la temperatura, pero su dependencia es menos acentuada que aquella prevista por la ecuación anterior. Algunas de estas ecuaciones son: Kb = 1,5 ( 1,06) t 20 (Sherry, Parker y Yanes, mezcla completa) t 20 (Klock, mezcla completa) 17 Kb = 0,84 ( t 20 (Yanes, flujo disperso) t 20 (Sánchez, flujo disperso) 18 Kb = 0,623 ( 1,037) t 20 (Sáenz, flujo disperso) 5 Kb = 0,8 ( t 20 (Mancini, mezcla completa) 14 t 20 (Gameson, Yanes, mezcla completa) Nota: En todos los casos t representa la temperatura del agua ( o C). Asimismo, otro grupo de investigadores ha tratado de encontrar algunos factores, diferentes de la temperatura, que afecten directamente el valor de Kb, reportándose una cantidad considerable de trabajos, los cuales han permitido obtener que esta constante se encuentra influenciada por: 1. Sedimentación Preclación

3 3. Gran variedad de especies de algas Altos valores de p El potencial de oxidación, la tempeatura y la limitación de nutrientes Radiación solar. 14 Pese a lo anterior, y a que en diferentes partes del mundo se ha reportado un número significativo de datos sobre el comportamiento de las lagunas de estabilización en la remoción de bacterias, la comparación de los datos se dificulta, tanto por no haberse identificado con precisión en muchos estudios todos los mecanismos que intervienen en la cinética de remoción de bacterias, y por tanto, por no haberse medido los principales parámetros ambientales y del proceso (diferentes de la temperatura del aire o del agua), tales como la intensidad de la radiación solar, p, etc., cuando se realizan estudios de este tipo, como por no haberse estudiado el comportamiento hidráulico de las lagunas, asumiéndose la existencia de patrones de flujo ideales, debido a la complejidad y los costos de los estudios con trazadores. Esto ha provocado que se hayan omitido en muchos casos las condiciones de proceso, las cuales son fundamentales, ya que la mayoría de las lagunas trabajan en realidad bajo flujo disperso y por tanto, asumir la existencia de modelos a mezcla completa causa una sobreestimación del valor de Kb. Por otro lado la asunción del flujo a pistón causa la subestimación de la constante de remoción. Al efecto, Sarikaya y Saatci 22 señalan que las constantes de remoción de bacterias coliformes calculadas haciendo uso del modelo de flujo disperso, 15 se encuentran generalmente en el rango de 0,4 a 1,0 d -1 para temperaturas entre 26,8 y 32,6 o C, mientras que los valores de Kb reportados por Mara y Silva, 23 asumiendo un modelo de mezcla completa, se encuentran generalmente dentro del rango de 2 a 15 d -1 para temperaturas entre 25 y 27 o C. Cuando estos últimos datos fueron normalizados y reanalizados para la aplicación de la fórmula de predicción de Polprasert y Bhattarai, 24 los valores obtenidos fueron similares a los medidos por Polprasert. Sarikaya y Saatci, 22 han reportado que el mecanismo principal en la remoción de bacterias coliformes es la exposición a la luz solar. Similarmente Moller y Calkins, 25 encontraron que no existía una relación importante entre la razón de remoción de coliformes y la temperatura, cuando esta última varió entre y 25 o C y han postulado que los valores de Kb dependen mayoritariamente de la intensidad de la radiación solar. Por otro lado, Polprasert 15 considera que la remoción de bacterias es función de la temperatura, de la intensidad de la luz solar, de la concentración de algas presentes en la laguna y de la carga orgánica de trabajo de la unidad. El efecto de todos los factores que intervienen en el decrecimiento del número de bacterias es más pronunciado cuando la laguna es poco profunda. En ese caso la luz solar puede alcanzar una profundidad cercana al fondo, de forma tal que la fotosíntesis es posible en la mayoría del volumen de la laguna. Como resultado de la intensificación de la fotosíntesis, tanto la concentración de algas como el oxígeno disuelto y el p tenderán a ser mayores y por tanto, la constante de remoción de bacterias será mayor. Por otro lado, está claro que para iguales áreas, a medida que la laguna sea más profunda se dispone de mayor tiempo para lograr la disminución del número de bacterias coliformes. El punto a analizar es que si un aumento de la constante de remoción de bacterias, como consecuencia de la disminución de la profundidad de la laguna puede compensar el acortamiento del tiempo de retención. Estudios llevados a cabo en Pedregal, Brasil (Veenstra, 1990), en sistemas de lagunas de estabilización trabajando en serie, así como la comparación de estos resultados con otros estudios realizados en el mismo país, 23 en lagunas con profundidades de 1,0 y 2,2 m, permitieron obtener que la constante de remoción aumenta considerablemente con la disminución de la profundidad de la unidad. Al disminuir la profundidad de la laguna a la mitad se obtienen valores de Kb en algunos casos cerca de dos veces superiores a las lagunas más profundas. Los valores de Kb obtenidos, considerando una cinética de primer orden y la ocurrencia de mezcla completa para una temperatura de 25 o C variaron entre 7,3 d -1 para lagunas con profundidad de 0,325 m hasta 1,3 d -1 para lagunas con 2,2 m de tirante. Estos resultados muestran que los valores de Kb son altamente dependientes de la profundidad. Otra conclusión importante al respecto, 26 es que para las condiciones climáticas de la localidad, la disminución de la profundidad de la laguna compensa la disminución del tiempo de retención de la unidad. Algunos otros trabajos relevantes, encaminados a la determinación de la constante cinética de remoción de bacterias son los siguientes: Polprasert et. al (1983), 15 desarrolla un modelo cinético basado en el principio de diseño de reactores trabajando a flujo disperso y considerando cinética de primer orden. El modelo fue postulado de manera no lineal, ya que según plantean los autores, las variables en estudio se interrelacionan de forma compleja. La ecuación obtenida fue la siguiente: e Kf = (1,1274) (0.6351) 1,0281 T ( ) ( ) ( ) 1,0016 CS 0,9994 OL Kf : Constante de remoción de coliformes fecales (d -1 ). T: Temperatura ( o C). CS: Concentración de biomasa algal (mg/l). e: Base de los logaritmos naturales. La ecuación anterior fue obtenida con un coeficiente de correlación de r = 0,695, aunque Yanes (1986) señala que los valores obtenidos de Kb mediante la ecuación anterior 12

4 resultan ser bajos, atribuyéndose esto al uso de cloruro de sodio en las pruebas con trazadores, el cual, en forma sólida, precipita al fondo de la laguna y se solubiliza en forma lenta. Sarikaya y Saatci (1987), 22 encontraron una relación lineal entre la razón de remoción de bacterias Kb (d -1 ) y la intensidad solar I (cal/cm 2.d), asimismo, resaltan la importancia de la profundidad de la laguna para la obtención de un alto valor de Kb. La razón de remoción de bacterias coliformes totales se expresó como la suma de la reducción ocurrida en la oscuridad (valor constante) y la ocurrida producto a la acción de la luz solar (valor variable), considerando la ocurrencia de flujo disperso y cinética de primer orden. Los autores señalan que esta constante fue independiente de la temperatura, cuando la misma osciló en la fase experimental entre 26,8 y 32 o C. Esta ecuación fue obtenida con un coeficiente de correlación r = 0,75 y tiene la forma: Kb = 0, ,44 o : Intensidad solar (cal/cm 2.d). o: Profundidad (m). Mayo (1995), 27 analizó la influencia de diferentes factores sobre la razón de remoción de bacterias, entre los que se encuentran la intensidad solar, la profundidad de la laguna, la carga orgánica volumétrica soluble aplicada a la unidad, el p del agua y la concentración de oxígeno disuelto. En estos experimentos el autor obtuvo que la remoción de coliformes fecales es mayor en la superficie de la laguna y la misma disminuye rápidamente cuando se incrementa la profundidad, observando que el valor de Kb se duplica aproximadamente al disminuir la profundidad de 2,0 a 0,5 metros. A su vez encontró que si bien se necesitan condiciones aeróbicas para lograr altas eficiencias en la remoción de bacterias, el contenido de oxígeno disuelto no desempeña un papel importante en el valor que alcanza esta constante. Por otro lado obtuvo que Kb tampoco se encuentra influenciada por la carga orgánica volumétrica expresada como DBO 5 soluble. Asimismo, el p del agua demostró ser importante en la remoción de microorganismos, aunque su influencia no pareció ser decisiva. Mayo (1995) propone la utilización de un modelo basado en la consideración de existencia de cinética de primer orden y flujo a pistón. El valor de la constante de remoción de bacterias puede calcularse mediante el uso de una de las ecuaciones siguientes: Kb = 5,67 + 0,0135 p r = 0,74...(1) Kb = 5,56 Kb = 0,267 Kb = 5,76 + 0,087 t ( 1,034 ) t-20 ( 1,034 ) + 0,0017 p 0, p + 0,014 r = 0,69...(2) r = 0,29...(3) t ( 1,034 ) -20 r = 0,70...(4) De las ecuaciones obtenidas la más consistente resultó ser la primera (coeficiente de correlación r = 0,74), la cual toma sólo en cuenta la intensidad de la radiación solar () (cal/cm 2 ), la profundidad () de la laguna (m) y el p de las aguas de la laguna. La temperatura no influyó en el valor de Kb para dicha expresión. Se encontró una buena correlación entre el p y la DBO soluble de las aguas en la laguna, mediante la ecuación: p = 14,39-3,22 log(dbos) p: Valor del p del agua en la laguna. DBO s : Concentración de DBO 5 soluble afluente (mg/l). El modelo propuesto tiene la forma Ne = No EXP - 0,013 5 p - 5,67 t Donde Ne y No son las concentraciones efluentes y afluentes de bacterias expresadas como NMP/0 ml de coliformes fecales y el resto de los términos se definió con anterioridad. El autor señala que en la verificación del modelo se comprobó su independencia de la temperatura del agua, debido a que este factor se encuentra correlacionado con la intensidad de la radiación solar, sobre todo en climas tropicales. CONCLUSIONES 1. A pesar de considerarse hace varios años que la constante de remoción de bacterias es dependiente únicamente de la temperatura, estudios recientes demuestran que la misma depende de manera más directa de la profundidad de la laguna y de la intensidad de la radiación solar. Este hecho debe tenerse en cuenta a la hora de proyectar sistemas de tratamiento de residuales mediante lagunas de estabilización. 2. La mayor actividad fotosintética que se obtiene en lagunas de baja profundidad, a criterio del autor, tiene una influencia positiva no solo en la remoción de bacterias, sino también es importante en la remoción de nutrientes y materia orgánica, al ser capaz, el estanque, de asimilar cargas superficiales superiores y favorecer los procesos de volatilización de amonio. 13

5 3. Aun cuando se utilicen, por falta de metodologías prácticas para el diseño de lagunas de estabilización, las aproximaciones sobre la base de los modelos ideales de mezcla completa o flujo a pistón, se ha comprobado que el flujo que ocurre en estos reactores es disperso, con números de dispersión variables que dependen de las condiciones climáticas de la localidad, así como de condiciones propias del proceso, Por tanto se considera como procedimiento más adecuado para el diseño, el propuesto por Sarikaya y Saatci (1987) y se recomienda, cuando se diseñen lagunas cuyo objetivo sea la disminución del contenido de bacterias del agua, el uso del modelo de flujo disperso en las actividades de proyecto, para minimizar posibles errores en el funcionamiento de estas obras. Cuando no se disponga de datos relacionados con la dispersión, puede utilizarse el modelo propuesto por Mayo (1995) para la evaluación o el diseño de lagunas de estabilización relacionadas con la remoción de bacterias. 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