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INSTITUTO TECNOLÓGICO Y DE ESTUDIOS SUPERIORES DE MONTERREY 
 
CAMPUS MONTERREY 
DIVISIÓN DE INGENIERÍA Y ARQUITECTURA 
PROGRAMA DE GRADUADOS EN INGENIERÍA 
 
 
 
 
 
 
 
 
 
 
 
 
DESTINO DE ESPECIES NITROGENADAS EN UN PRETRATAMIENTO CON 
OZONO EN EL TRATAMIENTO DE LODOS ACTIVADOS 
 
 
 
 
TESIS 
 
PRESENTADA COMO REQUISITO PARCIAL PARA OBTENER EL GRADO 
ACADEMICO DE: 
 
 
 
MAESTRA EN CIENCIAS 
ESPECIALIDAD EN SISTEMAS AMBIENTALES 
 
 
 
POR: 
 
ADRIANA VARGAS MARTÍNEZ 
 
 
 
 
 
 
 
 
 
 
MONTERREY, N. L. NOVIEMBRE DE 2007 
INSTITUTO TECNOLÓGICO Y DE ESTUDIOS SUPERIORES DE MONTERREY 
 
 
CAMPUS MONTERREY 
 
DIVISIÓN DE INGENIERÍA Y ARQUITECTURA 
PROGRAMA DE GRADUADOS EN INGENIERÍA 
 
 
Los miembros del comité de tesis recomendamos que el presente proyecto de tesis 
presentado por la Ing. Adriana Vargas Martínez sea aceptado como requisito parcial para 
obtener el grado académico de: 
 
Maestra en Ciencias 
Especialidad en Sistemas Ambientales 
 
 
 
 
Comité de Tesis: 
 
 
 
 
_________________________________ 
Dr. Jorge Humberto García Orozco 
Asesor 
 
 
 
 _____________________ ______________________ 
 Dr. Belzahet Treviño Arjona Dr. Enrique Cázares Rivera 
 
 
 
APROBADO 
 
 
 
 
 
 
 
 
_________________________________________ 
Dr. Francisco Román Ángel Bello Acosta 
Director del Programa de Graduados en Ingeniería y Arquitectura 
Noviembre, 2007 
 
ÍNDICE 
RESUMEN............................................................................................................................8 
1 ANTECEDENTES.............................................................................................11 
1.1 INTRODUCCIÓN...........................................................................................................11 
1.2 NITRÓGENO..................................................................................................................14 
1.3 OZONO...........................................................................................................................17 
1.3.1 Ozono en el tratamiento de agua residual.........................................................19 
1.4 SISTEMAS COMBINADOS EN EL TRATAMIENTO DE AGUA RESIDUAL........20 
1.4.1 Sistema ozono-lodos activados..........................................................................22 
1.4.2 Parámetros cinéticos y bioestequiométricos......................................................22 
1.4.3 Ventajas y desventajas del uso de ozono...........................................................26 
1.5 JUSTIFICACIÓN............................................................................................................27 
1.6 OBJETIVO......................................................................................................................27 
2 MARCO TEÓRICO..........................................................................................29 
2.1 ESPECIES NITROGENADAS.......................................................................................29 
2.1.1 Nitrógeno Amoniacal (NH3-N).........................................................................30 
2.1.2 Nitrógeno Orgánico (Norg) .................................................................................31 
2.1.3 Nitratos (NO3-)...................................................................................................31 
2.1.4 Nitritos (NO2-)...................................................................................................32 
2.2 NITRIFICACIÓN...........................................................................................................32 
2.2.1 Nitrificación Biológica......................................................................................33 
2.2.2 Crecimiento Cinético.........................................................................................35 
2.2.3 Toxicidad...........................................................................................................38 
2.3 DESNITRIFICACIÓN....................................................................................................39 
2.3.1 Desnitrificación Biológica .................................................................................40 
2.4 TRATAMIENTO DE LODOS ACTIVADOS................................................................42 
2.5 OZONO COMO SISTEMA DE PRETRATAMIENTO.................................................46 
2.5.1 Efecto del ozono en las especies nitrogenadas..................................................48 
2.5.2 Contactores de ozono........................................................................................49 
3 METODOLOGÍA EXPERIMENTAL............................................................52 
3.1 CARACTERIZACIÓN DEL AGUA RESIDUAL.........................................................52 
3.2 INSTALACIÓN DEL EQUIPO......................................................................................52 
3.3 DESCRIPCIÓN DEL PROCESO...................................................................................54 
3.4 DOSIS DE OZONO........................................................................................................55 
3.5 MÉTODOS ANALÍTICOS.............................................................................................64 
3.6 MUESTREO Y ANÁLISIS.............................................................................................65 
 4 RESULTADOS Y DISCUSIÓN.......................................................................68 
4.1 PARÁMETROS DE EXPERIMENTACIÓN.................................................................68 
4.2 ANÁLISIS DE ESPECIES NITROGENADAS.............................................................68 
4.2.1 Efecto de la ozonización en las especies nitrogenadas......................................69 
4.2.2 Reactores Biológicos.........................................................................................75 
4.2.3 Nitrógeno asimilado en biomasa......................................................................83 
4.2.4 Balance del Nitrógeno Total..............................................................................90 
4.2.5 Análisis de las especies nitrogenadas................................................................93 
4.3 ANÁLISIS DE NITRIFICACIÓN................................................................................111 
4.4 TOXICIDAD.................................................................................................................113 
5 CONCLUSIONES...........................................................................................118 
5.1 RECOMENDACIONES...............................................................................................121 
6 BIBLIOGRAFÍA.............................................................................................122 
APÉNDICE A..............................................................................................................126 
A.1. PROPIEDADES FÍSICAS Y QUÍMICAS DEL OZONO..................................................126 
APÉNDICE B...............................................................................................................127 
B.1. TRATAMIENTO BIOLÓGICO..........................................................................................127 
B.2. BALANCES DE MATERIA...............................................................................................132 
B.2.1. Balances de materia del substrato.......................................................................133 
APÉNDICE C..............................................................................................................135 
C.1. CÁLCULO DEL CONSUMO DE OXÍGENO POR NITRIFICACIÓN............................135C.2. ANÁLISIS DE LA RESPIRACIÓN TOMANDO EN CUENTA LA RESPIRACIÓN POR 
 NITRIFICACIÓN.......................................................................................................................136 
 APÉNDICE D..............................................................................................................139 
D.1. ÍNDICE VOLUMÉTRICO DE LODOS, VELOCIDAD DE SEDIMENTACIÓN Y OXÍGENO 
 DISUELTO EN EL SISTEMA.................................................................................................139 
D.2. ANÁLISIS DE LA DEMANDA QUÍMICA DE OXÍGENO (DQO) Y LA DEMANDA 
 BIOQUÍMICA DE OXÍGENO (DBO5).....................................................................................143 
D.3. ANÁLISIS DEL PH..................................................................................................................146 
D.4. ANÁLISIS DEL POTENCIAL OXIDO REDUCCIÓN...........................................................148 
D.5. ANÁLISIS DE SÓLIDOS SUSPENDIDOS VOLÁTILES Y SÓLIDOS SUSPENDIDOS 
 TOTALES....................................................................................................................................150 
D.6 CARBÓN ORGÁNICO TOTAL...............................................................................................155 
D.7. PARÁMETROS DE OPERACIÓN..........................................................................................157 
 
 
 
 
 
 
 
 
 
 
ÍNDICE DE TABLAS 
 
Tabla 1. Compuestos orgánicos e inorgánicos presentes en corrientes de aguas residuales........14 
Tabla 2. Porcentajes de DQO, nitratos y nitritos..........................................................................16 
Tabla 3. Virus y bacterias que pueden ser eliminados con ozono................................................18 
Tabla 4. Efecto del ozono sobre el agua residual. .......................................................................19 
Tabla 5. Parámetros biostequiométricos.......................................................................................23 
Tabla 6. Valores típicos de coeficientes para aguas residuales municipales................................23 
 Tabla 7. Coeficientes estequiométricos en el T.L.A. de agua agroindustrial-doméstica sin y con 
 Preozonización.............................................................................................................................24 
 Tabla 8. Tabla de coeficientes biocinéticos en el T.L.A. de agua doméstica sin y con 
 preozonización..............................................................................................................................25 
Tabla 9. Parámetros y coeficientes, base DQO............................................................................25 
Tabla 10. Parámetros y coeficientes, base DBO5.........................................................................26 
Tabla 11. Límites máximos de nitrógeno total establecidos........................................................32 
Tabla 12. Energía liberada en cada reacción de nitrificación.......................................................34 
Tabla 13. Coeficientes calculados a 20 ºC...................................................................................35 
Tabla 14. Características del agua residual..................................................................................52 
Tabla 15. Primera corrida para establecer las dosis de ozono......................................................56 
Tabla 16. Valores de DQO y DBO5 según la dosis de Ozono aplicada.......................................56 
Tabla 17. Valores de biodegradabilidad a diferentes dosis de Ozono..........................................58 
Tabla 18. Segunda corrida para establecer las dosis de ozono.....................................................59 
Tabla 19. Valores de DQO y DBO5 según la dosis de Ozono aplicada.......................................60 
Tabla 20. Valores de biodegradabilidad a diferentes dosis de Ozono..........................................62 
Tabla 21. Parámetros para cada una de las corridas.....................................................................63 
Tabla 22. Métodos analíticos utilizados. ......................................................................................64 
Tabla 23. Pruebas y puertos de muestreo del estado transitorio...................................................65 
Tabla 24. Pruebas y puertos de muestreo del estado estacionario. Parte 1..................................66 
Tabla 25. Pruebas y puertos de muestreo del estado estacionario. Parte 2..................................66 
Tabla 26. Cálculo de la fracción de Nitrógeno en la biomasa en el Reactor Dosis Alta..............84 
Tabla 27. Cálculo de la fracción de Nitrógeno en la biomasa en el Reactor Dosis Baja.............85 
Tabla 28. Cálculo de la fracción de Nitrógeno en la biomasa en el Reactor sin Ozono..............86 
Tabla 29. Nitrógeno asimilado en biomasa en el reactor Dosis Alta...........................................87 
Tabla 30. Nitrógeno asimilado en biomasa en el reactor Dosis Baja...........................................88 
Tabla 31. Nitrógeno asimilado en biomasa en el reactor sin Ozono............................................89 
Tabla 32. Resumen de la asimilación y transformación del NH3+ y el Norg en el sistema DA....97 
Tabla 33. Resumen de la asimilación y transformación del NH3+ y el Norg en el sistema DB...103 
Tabla 34. Resumen de la asimilación y transformación del NH3+ y el Norg en el sistema SO...109 
Tabla 35. Parámetros calculados para la nitrificación. Parte 1...................................................111 
Tabla 36. Parámetros calculados para la nitrificación. Parte 2...................................................112 
Tabla 37. Valores de Inhibición del agua residual en el sistema................................................113 
 
 
ÍNDICE DE FIGURAS 
 
Figura 1. Ciclo del nitrógeno (Grady et al., 1999).......................................................................12 
Figura 2.Combinaciones químico-biológicas. Sistema con pretratamiento................................20 
Figura 3. Combinaciones químico-biológicas. Sistema con postratamiento...............................21 
Figura 4. Combinaciones químico-biológicas. Sistema con oxidación Química.........................21 
Figura 5. Estados de oxidación de las especies nitrogenadas.......................................................29 
Figura 6. Foto de Nitrosomonas y Nitrobacter con un microscopio electrónico..........................33 
Figura 7. Esquema de sistema de tratamiento de lodos activados................................................43 
Figura 8. Contactor de ozono, tipo burbuja..................................................................................49 
Figura 9. Diagrama del experimento, incluyendo los tres sistemas (DA, DB y SO)...................53 
Figura 10. Fotografías del experimento........................................................................................54 
Figura 11. Valores de DQO a diferentes dosis de Ozono.............................................................57 
Figura 12. Valores de DBO5 para establecer las dosis de ozono ha utilizar.................................57 
Figura 13. Comportamiento de los SST y SSV a diferentes dosis de ozono................................58 
Figura 14. Comportamiento de la biodegradabilidad en diferentes dosis de ozono.....................59 
Figura 15. Valores de DQO a diferentes dosis de Ozono (2da. Corrida).....................................60 
Figura 16. Valores de DBO5 para establecer las dosis de ozono ha utilizar (2da. Corrida).........61 
Figura 17. Comportamiento de los SST y SSV a diferentes dosis de ozono (2da. Corrida)........61 
Figura 18. Comportamiento de la biodegradabilidad (2da. Corrida)...........................................62 
Figura19. NH3 en la entrada y salida del contactor de DA..........................................................69 
Figura 20. NO3- en la entrada y salida del contactor de Dosis Alta.............................................70 
Figura 21. Norg en la entrada y salida del contactor DA...............................................................71 
Figura 22. NH3 en la entrada y en la salida del contactor de DB...............................................72 
Figura 23. NO3 - en la entrada y salida del contactor de DB.......................................................73 
Figura 24. Norg en la entrada y en la salida del contactor DB......................................................74 
Figura 25. NH3 en la entrada y salida del reactor de DA...........................................................75 
Figura 26. NO3 - en la entrada y salida del reactor de DA..........................................................76 
Figura 27. Norg en la entrada y salida del reactor de DA............................................................77 
Figura 28. NH3 en la entrada y salida del reactor de DB.............................................................78 
Figura 29. NO3 - en la entrada y salida del reactor de DB..........................................................79 
Figura 30. Norg en la entrada y salida del reactor de DB............................................................80 
Figura 31. NH3 en la entrada y salida del reactor SO..................................................................81 
Figura 32. NO3 - en la entrada y salida del reactor SO................................................................82 
Figura 33. Norg en la entrada y salida del reactor SO..................................................................83 
Figura 34. Nitrógeno Total en el Sistema Dosis Alta...................................................................90 
Figura 35. Nitrógeno Total en el Sistema Dosis Baja..................................................................91 
Figura 36. Nitrógeno Total en la entrada y salida del sistema sin Ozono....................................92 
Figura 37. Especies nitrogenadas en el sistema DA en la primera corrida..................................93 
Figura 38. Especies nitrogenadas en el sistema DA en la segunda corrida..................................94 
Figura 39. Especies nitrogenadas en el sistema DA en la tercera corrida....................................95 
Figura 40. Especies nitrogenadas en el sistema DA en la cuarta corrida.....................................96 
Figura 41. Porcentaje de transformación y asimilación de nitrógeno en el reactor DA...............98 
Figura 42. Especies nitrogenadas en el sistema DB en la primera corrida...................................99 
Figura 43. Especies nitrogenadas en el sistema DB en la segunda corrida................................100 
Figura 44. Especies nitrogenadas en el sistema DB en la tercera corrida..................................101 
Figura 45. Especies nitrogenadas en el sistema DB en la cuarta corrida...................................102 
Figura 46. Porcentaje de transformación y asimilación de nitrógeno en el reactor DB.............104 
Figura 47. Especies nitrogenadas en el sistema SO en la primera corrida.................................105 
Figura 48. Especies nitrogenadas en el sistema SO en la segunda corrida................................106 
Figura 49. Especies nitrogenadas en el sistema SO en la tercera corrida...................................107 
Figura 50. Especies nitrogenadas en el sistema SO en la cuarta corrida....................................108 
Figura 51. Porcentaje de transformación y asimilación de nitrógeno en el reactor SO.............110 
Figura 52. Porcentaje de Inhibición durante la primera corrida experimental (τ = 16 hrs.) .......114 
Figura 53. Porcentaje de Inhibición durante la segunda corrida experimental (τ = 12 hrs.)......114 
Figura 54. Porcentaje de Inhibición durante la tercera corrida experimental (τ = 8 hrs.)..........115 
Figura 55. Porcentaje de Inhibición durante la cuarta corrida experimental (τ = 6 hrs.)...........115 
 
 
ÍNDICE DE TABLAS EN LOS APÉNDICES 
 
Apéndice A 
Tabla A1. Propiedades químicas y físicas del ozono.................................................................126 
Tabla A2. Valores de las constantes de Henry...........................................................................126 
 
Apéndice B 
Tabla B1. Clasificación de los microorganismos (Metcalf et al., 2003)....................................128 
Apéndice C 
Tabla C1. Valores de Respiración durante la experimentación.................................................135 
 
Apéndice D 
Tabla D1. Condiciones de operación y parámetros calculados en la experimentación..............157 
Tabla D2. Valores de parámetros de operación y coeficientes durante la experimentación......158 
Tabla D3. Resumen de valores calculados durante la experimentación....................................161 
Tabla D4. Valores de los coeficientes y cálculo de la consistencia experimental......................163 
 
 
ÍNDICE DE FIGURAS EN LOS APÉNDICES 
 
Figura C1. Comparación entre la RE sin nitrificación y la REn, para el reactor Dosis Alta.....136 
Figura C2. Comparación entre la RE sin nitrificación y la REn, para el reactor Dosis Baja.....137 
Figura C3. Comparación entre la RE sin nitrificación y la REn, para el reactor sin Ozono......138 
Figura D1. Medición de IVL durante la experimentación.........................................................139 
Figura D2. Medición de la VS durante las cuatro corridas de experimentación........................140 
Figura D3. Valores de F/M, IVL y VS en las cuadro etapas de experimentación.....................141 
Figura D4. Oxígeno disuelto en los reactores durante las cuatro corridas experimentales. .......142 
Figura D5. Porcentaje de eliminación de DQO durante la experimentación.............................143 
Figura D6. Demanda Bioquímica de Oxígeno en el sistema Dosis Alta....................................144 
Figura D7. Demanda Bioquímica de Oxígeno en el sistema Dosis Baja...................................144 
Figura D8. Demanda Bioquímica de Oxígeno en el sistema sin Ozono....................................145 
Figura D9. Valores de pH en el sistema Dosis Alta...................................................................146 
Figura D10. Valores de pH en el sistema Dosis Baja.................................................................146 
Figura D11. Valores de pH en el sistema sin Ozono..................................................................147 
Figura D12. Valores del Potencial Oxido-Reducción para el sistema Dosis Alta.....................148 
Figura D13. Valores del Potencial Oxido-Reducción para el sistema Dosis Baja.....................148 
Figura D14. Valores del Potencial Oxido-Reducción para el sistema Dosis Baja.....................149 
Figura D15. Sólidos Suspendidos Totales (Sistema DA) durante la experimentación..............150 
Figura D16. Sólidos Suspendidos Totales (Sistema DB) durante la experimentación..............151 
Figura D17. Sólidos Suspendidos Totales (Sistema SO) durante la experimentación...............151 
Figura D18. Sólidos Suspendidos Volátiles (Sistema DA) durante la experimentación...........152 
Figura D19. Sólidos Suspendidos Volátiles (Sistema DB) durante la experimentación............153 
Figura D20. Sólidos Suspendidos Volátiles (Sistema SO) durante la experimentación............153 
Figura D21. Carbón Orgánico Total (COT) en el sistema Dosis Alta.......................................155 
Figura D22. Carbón Orgánico Total (COT) en el sistema Dosis Baja.......................................155 
Figura D23. Carbón Orgánico Total (COT) en el sistema sin Ozono........................................156 
Figura D24. Valores de Yx y Km, base DQO............................................................................159 
FiguraD25. Valores de Yx y Km, base DBO5...........................................................................160 
Figura D26. Valores a y b, base DQO........................................................................................162 
Figura D27. Valores a y b, base DBO5.......................................................................................162 
 
 
 
 
 
 
 
 
 
 - 8 -
Resumen 
 Esta investigación tuvo como propósito analizar el destino de las especies nitrogenadas 
(nitrógeno amoniacal, nitrógeno orgánico, nitratos y nitritos), en un sistema de tratamiento 
biológico que incluyó ozonización como pretratamiento. El resultado de estos análisis fue 
comparado con un sistema de tratamiento biológico convencional. 
 
 Para analizar las especies nitrogenadas en el pretratamiento de ozono, se seleccionaron 
dos dosis diferentes de ozono aplicado al agua residual, la primera dosis (dosis alta) fue de 25 
mg ozono por litro de agua residual y la segunda dosis (dosis baja) fue de 15 mg ozono por 
litro de agua residual. Además, se realizaron cuatro corridas en las que se variaba el tiempo de 
residencia celular y el tiempo de residencia hidráulico a través del flujo de agua residual 
alimentada al sistema. Esto se hizo con la intención de obtener un rango de diferentes 
condiciones de operación y así poder observar las variaciones en los parámetros del sistema. 
 
Los resultados de esta investigación demuestran que el ozono tiene una alta capacidad 
oxidativa sobre el nitrógeno amoniacal (nutriente básico de los microorganismos); en el 
sistema de dosis alta de ozono se oxidó alrededor de un 83% del nitrógeno amoniacal que 
entró al pretratamiento, mientras que en el sistema dosis baja, se oxidó el 72%. 
 
El ozono también oxidó al nitrógeno orgánico, pero con menor eficiencia, ya que el 
sistema de dosis alta removió el 36% del nitrógeno orgánico y en cambio, en el sistema de 
dosis baja la oxidación fue solo del 20%. 
 
Como consecuencia de la ozonización, la cantidad de nitratos en los reactores 
preozonados aumenta respecto del reactor sin ozono y es función directa de la dosis de ozono 
utilizada, ya que las especies nitrogenadas son oxidadas a su último estado de oxidación 
(nitratos). 
 
También como consecuencia de la preozonización, los reactores biológicos con 
pretratamiento de ozono (Dosis Alta y Dosis Baja) tienen una diferente alimentación de 
nutrientes, ya que la mayoría del nitrógeno en estos sistemas entra en al reactor en forma de 
 
 - 9 -
nitratos. Por lo que la biomasa después de consumir el nitrógeno amoniacal remanente en el 
agua ozonada, tiene que asimilar el nitrógeno orgánico y convertirlo a nitrógeno amoniacal. 
En esta investigación los microorganismos en los reactores no consumieron los nitratos para 
asimilarlos como nutrientes; a falta de nitrógeno amoniacal, se asimiló el nitrógeno orgánico. 
 
La fracción de nitrógeno en peso en la fórmula de la biomasa, resultó diferente en cada 
tratamiento. Por ejemplo, en el reactor de dosis alta resultó igual a 0.7, en el de dosis baja fue 
0.9, mientras que en el reactor sin ozono fue de 0.11 (ver sección 4.2.3 del capítulo 4). Los 
microorganismos de los reactores con preozonización tienen menor cantidad de nutrientes 
fácilmente disponibles en el sustrato por esto se debe la diferencia en la composición de la 
biomasa en comparación al sistema convencional. 
 
El nitrógeno asimilado por la biomasa, junto con el nitrógeno amoniacal, nitratos, 
nitritos y nitrógeno orgánico cierra el balance de especies nitrogenadas para cada parte del 
sistema (entradas y salidas de contactores, y efluentes de reactores), es decir, no existió 
desnitrificación en los reactores. Los tres reactores siempre tuvieron una alta dosis de oxígeno 
disuelto por lo tanto el sistema no era propicio a tener desnitrificación. Sin embargo, en los 
sistemas con preozonización se podría favorecer la desnitrificación en caso de existir una zona 
anóxica en los reactores biológicos. 
 
Debido a la ausencia de nitrógeno amoniacal en los reactores con preozonización la 
nitrificación es relativamente menor que en el reactor sin ozono. Se encontró que la tasa de 
nitrificación específica (qn) en el reactor dosis alta para un tiempo de residencia hidráulico de 
12 horas es de 0.303 días-1, en el reactor dosis baja es de 0.452 días-1 y por último el reactor 
sin ozono presentó una tasa de nitrificación específica de 0.776 días-1. Por ende, la tasa de 
crecimiento específica de los microorganismos nitrificantes (μn) es menor en los reactores con 
pretratamiento, esto se debe por que los microorganismos de estos reactores consumen la 
mayoría del nitrógeno amoniacal para el crecimiento y mantenimiento de la biomasa, 
dejándolos con poca cantidad de nitrógeno amoniacal; en cambio, el reactor sin ozono no está 
limitado en nitrógeno amoniacal. 
 
 - 10 -
 
 
 
 
 
 
CAPÍTULO I 
 ANTECEDENTES 
 
 
 
 
 
 
 
 
 
 
 
 
 
 
 - 11 -
1 ANTECEDENTES 
 
1.1 Introducción 
 
El nitrógeno es uno de los principales y más importante contaminantes del agua, las 
actividades industriales y agrícolas han incrementado el contenido de nitrógeno en las 
corrientes acuíferas. Pero también, es esencial como nutriente y bioestimulante para los seres 
vivos. Por lo tanto, es de gran importancia el desarrollo de sistemas que mantengan un balance 
adecuado entre las especies nitrogenadas. 
 
En un tratamiento biológico de aguas residuales el nitrógeno puede ser asimilado y 
eliminado por microorganismos (Cervantes-Carrillo et al., 2000). Dentro del tratamiento 
biológico las especies nitrogenadas son asimiladas mediante la nitrificación y la 
desnitrificación. 
 
En la nitrificación los microorganismos son capaces de oxidar el ión amonio a nitrito y 
el nitrito a nitrato, es decir, su proceso consta de dos etapas. Esta oxidación es causada por 
bacterias llamadas Nitrosomonas y Nitrobacter como se muestra a continuación: 
Nitrosomonas: 
2NH4+ + 3O2 → 2NO2- + 4H+ + 2H2O (1) 
Nitrobacter: 
2NO2- + O2 → 2NO3- (2) 
 
Estas reacciones pueden verse afectadas por factores ambientales como el pH, la 
temperatura y el oxígeno disuelto. Si durante la nitrificación se forman óxidos nítricos (NO) y 
nitrosos (N2O) en lugar de nitrato, el rendimiento será menor debido a la disminución de flujo 
de electrones. Tal y como se muestra en las siguientes reacciones (Cervantes-Carrillo et al., 
2000): 
Nitrato: 
NH4+ → NO3- + 8 e- (3) 
Oxido nitroso: 
NH4+ → N2O + 4 e- (4) 
 
 - 12 -
Oxido nítrico: 
NH4+ → NO + 5 e- (5) 
 
Si la creación de oxido nítrico y nitroso se llevara a cabo, en lugar de ser una reacción 
de nitrificación sería una reacción de desnitrificación; este caso se presenta cuando la cantidad 
de oxígeno durante el proceso es limitada (ppm O2 < 1). 
 
En la desnitrificación el nitrato es reducido a N2. Este proceso es llevado acabo por la 
actividad de microorganismos, en su mayoría heterótrofos, que poseen la enzima nitrato 
reductasa, la cual reduce el nitrato (NO3-) a nitrito (NO2-); después la enzima nitrito reductasa 
convierte el nitrito (NO2-) a óxido nítrico (NO). La enzima nítrico reductasa convierte el óxido 
nítrico (NO) a óxido nitroso (N2O), y por último la enzima óxido nitroso reductasa convierte el 
óxido nitroso (N2O) a gas nitrógeno (N2). (Cervantes-Carrillo et al., 2000). En resumen: 
 
NO3- → NO2- → NO → N2O → N2 (6) 
 
 Las especies nitrogenadas mencionadas provienen naturalmente de las plantas, 
animales o de la atmósfera. Tienen una química compleja, debido a los diferentes estados de 
oxidación del nitrógeno. La Figura 1 muestra como ocurre la transformación de las especies 
nitrogenadas: 
 
 
 
 
 
 
 
 
 
 
 
 
Figura 1. Ciclo del nitrógeno (Grady et al., 1999). 
 
 
 - 13 -
La integración de un sistema ozono-lodos activados puede ayudar en el procesode 
tratamiento de aguas residuales ya que el ozono aumenta la biodegradabilidad de los 
contaminantes contenidos en el agua residual, es un poderoso oxidante, y es altamente reactivo 
para compuestos orgánicos e inorgánicos. Entre los agentes oxidantes más comunes, es 
superado únicamente por el fluoruro y por los radicales hidroxilos. 
 
El ozono ha sido aplicado desde principios del siglo XX como desinfectante de agua 
potable, sin embargo durante las últimas dos décadas su aplicación se ha encaminado a los 
tratamientos de agua residual. Su uso ha permitido que características del agua residual como: 
gusto, color, biodegradabilidad, entre otras; mejoren notablemente. 
 
La ozonización es un tratamiento versátil, por que puede producir aldehídos, cetonas y 
ácidos carboxílicos; es decir, compuestos biodegradables en un tratamiento biológico, a partir 
de compuestos orgánicos que se encuentran en el agua residual (Rice et al., 1986). A pesar de 
lo ya mencionado existen ciertas limitaciones en el uso de ozono, debido a la transferencia de 
masa, ya que la molécula cambia de fase gaseosa a fase acuosa. Para disminuir estas 
limitaciones el ozono debe de ser aplicado mediante difusores, cámaras de contacto o 
mezcladores al agua residual, lo cual eleva los costos de operación e inversión. Además, al ser 
un proceso altamente oxidativo, las especies nitrogenadas tienden a cambiar afectando el 
consumo de las mismas en el tratamiento de lodos activados. 
 
En este estudio se pretende implementar un pretratamiento de ozonización en un 
sistema de lodos activados operando a flujo continuo. La calidad del agua será caracterizada 
con la demanda química de oxígeno (DQO), la demanda biológica de oxígeno (DBO5) y el 
carbón orgánico total (COT). Se evaluará el desempeño del sistema con diferentes cargas 
orgánicas. Y el enfoque principal de está investigación será el análisis de la transferencia de 
las especies nitrogenadas: nitrógeno amoniacal, nitrógeno de nitratos, nitrógeno asimilado a 
biomasa, nitrógeno orgánico y nitrógeno total, en el sistema de tratamiento. 
 
 
 
 - 14 -
1.2 Nitrógeno 
 
El nitrógeno está presente en el agua residual en forma de nitrógeno amoniacal 
(nutriente soluble) y en forma de nitrógeno orgánico, este ultimo se encuentra principalmente 
en los sólidos orgánicos, pero también puede tener una fracción soluble. Estas dos formas de 
nitrógeno forman el Nitrógeno Total Kjeldahl (NTK). El agua residual también, puede 
contener pequeñas cantidades de nitratos y nitritos. En la Tabla 1 se muestran los componentes 
orgánicos e inorgánicos típicos de una corriente de agua residual (Metcalf et al., 2003). 
Tabla 1. Compuestos orgánicos e inorgánicos presentes en corrientes de aguas residuales. 
 
Nitrógeno amoniacal NH3 y NH4+ 
Nitrógeno Orgánico Norg 
Nitrógeno Total Kjeldahl NTK 
Nitritos NO2- 
Nitratos NO3- 
Nitrógeno Total NT 
Fósforo Inorgánico Finorg 
Fósforo Orgánico Forg 
 
Al entrar el nitrógeno al tratamiento biológico (lodos activados), los microorganismos 
se encargan de transformarlo en nitrógeno soluble por que es el nutriente clave para su 
crecimiento. 
 
Los sistemas de lodos activados se volvieron más complejos cuando además de la 
remoción de carbono se incluyó la desnitrificación, la nitrificación y la remoción del exceso de 
fósforo; el número de reacciones biológicas y el número de compuestos involucrados en el 
proceso, aumentó significativamente. Estos procesos involucran reacciones con tres diferentes 
grupos de microorganismos (polyP heterótrofos, no-polyP heterótrofos y los de nitrificación 
autótrofa) que a la vez operan en tres distintos regimenes, los cuales son zonas aeróbicas, 
zonas anóxicas y zonas anaeróbicas. Como consecuencia esto lleva un aumento del grado de 
complejidad de operación, diseño y control del proceso (Barker et al., 1997). 
 
 - 15 -
Existen tres factores que afectan el crecimiento de los microorganismos en un 
tratamiento de lodos activados: la genética, el ambiente y la nutrición (Esser y Kues, 1983). Es 
de gran importancia una cantidad adecuada y balanceada de nutrientes, nitrógeno y fósforo, en 
los lodos activados ya que esto lleva a un crecimiento de los microorganismos, floculación y 
desecación optima. (Grau, 1991; Horan y Shanmugan, 1986; Pavón et al., 1972; Saunamaki, 
1994; Slade et al., 2004). 
 
 Estudios anteriores a esta investigación como el de Bhathena y sus colaboradores 
(2006), respecto al efecto de la limitación de nitrógeno y fósforo en lodos activados en un 
sistema de biotratamiento en una planta papelera, demuestran que una limitación de nitrógeno 
y de fósforo puede reducir la eficiencia de la remoción de DBO5 y disminuir el contenido de 
biomasa. 
 
La cantidad de organismos nitrificantes (Nitrobacter y Nitrosomonas) crece cuando 
aumenta el tiempo de residencia celular dentro del reactor biológico. Existe también un 
crecimiento de los organismos nitrificantes causado por la presencia simultánea de los 
organismos heterotróficos (Pan y Umbreit, 1972) pero este crecimiento no es significativo en 
comparación de lo que crecen los organismos nitrificantes cuando el tiempo de residencia en 
el reactor aumenta (Sharma et al., 2004). 
 
Otro estudio sobre la influencia de la Demanda Química de Oxígeno/Nitrógeno Total 
Kjeldahl (Sharma et al., 2004) demuestra que si esta relación (DQO/ NTK) aumenta la 
eficiencia de remoción de NTK disminuirá notablemente y viceversa, esto se debe a que 
cuando la relación DQO/NTK disminuye el porcentaje de nitrificación aumenta conforme 
aumenta la edad de los lodos, además si existe una mayor cantidad de NTK los 
microorganismos tienen mayores nutrientes asimilables para consumirlos, crecer y hacer que 
el tratamiento funcione de manera óptima. 
 
Un estudio anterior de pretratamiento de ozono en el tratamiento de lodos activados 
para agua agroindutriales-domésticas, realizado por Beltrán (2000), muestra que el 
pretratamiento de ozono mejora la remoción de NTK en el sistema de lodos activados a un pH 
 
 - 16 -
neutro. Esto es, porque el ozono oxida el nitrógeno amoniacal y orgánico, cambiándolo a 
nitrato, por lo tanto los microorganismos tienen menos NTK para consumir. 
 
El estudio realizado por Rivas (2000), sobre un tratamiento secuencial de ozonización 
y biodegradación aeróbica, demuestra que a medida que el tiempo de ozonización aumenta en 
el agua residual, el porcentaje de nitratos aumenta y el porcentaje de nitritos disminuye, 
debido al poder oxidante del ozono. Los resultados de ese estudio se muestran en la Tabla 2: 
 
Tabla 2. Porcentajes de DQO, nitratos y nitritos. 
Flujo de aire ozonado 20 L/hr. Dosis: 45 mg O3/L de agua residual. 
↑ = aumenta, ↓ = disminuye 
 
Corrida DQO ↓ Nitratos ↑ Nitritos ↓
1 80.7 % 22.2% 95.7% 
2 84.7% 17.3% 98% 
3 86.5% 78.1% 98.4% 
4 87.7% 97.3% 96.4% 
 
Por último Beltrán y sus colaboradores (2000), en una investigación utilizando ozono 
como pretratamiento en lodos activados; muestran que el oxígeno utilizado para la 
nitrificación (SOURn), tiene que contemplarse en el cálculo de la tasa específica de utilización 
de oxígeno (SOUR). 
SOUR – SOURn = a Y + b (7) 
 
a y b = son los coeficientes de respiración y mantenimiento respectivamente. 
 
La tasa de consumo de oxígeno ejercida por la nitrificación se calcula con la siguiente 
ecuación: 
NnSOUR NTK57.4 ×= (8) 
 
NTK N = Nitrógeno amoniacal y orgánico transformado en nitrato como resultado de la 
actividad microbiana. 
 
 - 17 -
 Los estudios de Beltrán y sus colaboradores (2000), muestran que en los reactores con 
pretratamiento de ozono, la tasa de consumo de oxígeno aportada por la nitrificación es menor 
que la de un tratamiento biológico convencional, esto se debe a que en los reactores con ozono 
los organismos nitrificantes se encuentran en condiciones menos favorables, es decir, los 
organismos son de menor tamañoy se encuentran en un ambiente en el cual la cantidad de 
nitrógeno amoniacal fácilmente disponible es menor en comparación de los organismos 
nitrificantes de un tratamiento biológico convencional, en el cual la cantidad de alimento, de 
nutrientes y de oxígeno es suficiente. 
 
1.3 Ozono 
 
El ozono es producido cuando las moléculas de oxígeno (O2) son disociadas a través de 
una fuente de energía produciendo átomos de oxígeno. Estos átomos chocan con las moléculas 
de oxígeno y forman el ozono. En estado natural es un gas incoloro de olor característico. Se 
produce en la naturaleza principalmente por la acción de las descargas eléctricas en las 
tormentas y también se puede generar irradiando con luz ultravioleta una masa de gas que 
contiene oxígeno. Es un gas inestable a temperatura ordinaria y se descompone lentamente 
(EPA, 1999). 
 
Cuando el ozono se descompone en agua, se forman radicales libres (peróxido de 
hidrógeno (HO2) e hidróxido (OH-)); que tienen gran capacidad de oxidación y desempeñan 
un papel activo en el proceso de desinfección. En general se cree que las bacterias son 
destruidas debido a la oxidación protoplasmática, dando como resultado la desintegración de 
la pared de la célula al estar en contacto con el ozono (Doménech et al., 1995). 
 
El ozono es uno de los oxidantes químicos más poderosos. Puede reaccionar 
directamente con diferentes especies orgánicas, a través de una reacción lenta y selectiva, o 
igualmente puede generar radicales hidroxilos los cuales pueden reaccionar (rápida y no 
selectivamente) con los compuestos. 
 
 
 - 18 -
El tratamiento con ozono es una alternativa conveniente para el consumo y/o reducción 
de los contaminantes. Es de 40 a 60 veces más rápido y de 600 a 3000 veces más potente en su 
acción desinfectante comparado con el cloro y sus compuestos (EPA, 1999). La Tabla 3 
muestra algunas bacterias y virus que pueden ser destruidos al utilizar el ozono como medio 
de desinfección: 
Tabla 3. Virus y bacterias que pueden ser eliminados con ozono. 
(Crites & Tchobanoglous, 1998) 
Bacterias y Virus 
Organismo Enfermedad causada 
Escherichia coli Gastroenteritis 
Salmonella Typha y Salmonella Fiebre tifoidea y Salmonelosis 
Vibrio cholerae Cólera 
Enterovirus 
Gastroenteritis, anomalías del 
corazón y meningitis. 
Rotavirus Gastroenteritis 
 
El ozono puede reaccionar en el agua ya sea directa e indirectamente (Doménech et al., 
1995). Las reacciones directas con el ozono molecular son: 
 
O3 + S → Sox (9) 
 
 k = 1-100 moles-1s-1. S representa al sustrato. 
 
Y reacciones indirectas con las especies radicales que se forman cuando el ozono se 
descompone en el agua: 
 OH- 
2O3 + H2O → 2HOº + 2O2 + HO2º (10) 
 
k = 108-1010 moles-1s-1 
 
De las reacciones mencionas anteriormente, la primera reacción es de importancia en 
medios ácidos (pH<4) y para sustratos que reaccionan rápidamente con el ozono; por ejemplo: 
 
 - 19 -
grupos hidroxilo en fenoles, compuestos orgánicos no saturados, grupos amino o grupos 
cromofóricos (Hoigné y Bader, 1977). 
 
La segunda reacción puede accionarse por iniciadores (OH-, H2O2/HO2−, HCOO-) ó 
sustancias húmicas, que pueden reaccionar con alcoholes, ácidos carboxílicos, entre otros. 
Este tipo de ozonización es más eficiente para medios con pH=10 (Ríos, 2004). 
 
Además, un aumento en la concentración de ozono disuelto en el agua ayuda al 
incremento de la velocidad de oxidación de los sustratos, siempre y cuando los contaminantes 
que se encuentren en el agua puedan ser oxidados por el ozono. Lo mismo ocurre con las 
reacciones con radicales hidroxilos ya que un incremento en la dosis de ozono aumenta la 
velocidad de reacción. Si existe una cantidad de ozono suficiente en el agua residual la 
reacción podrá llevarse a cabo según su cinética química (Ríos, 2005). 
 
1.3.1 Ozono en el tratamiento de agua residual 
 
La ozonización es un tratamiento en el que se pueden combinar varías técnicas para 
producir aldehídos, ácidos carboxílicos y cetonas a partir de agua residual Este proceso es 
recomendable para integrarlo en procesos biológicos como tratamiento combinado (Rice et al., 
1986). En la Tabla 4 se puede observar el impacto del ozono en los constituyentes del agua 
residual (Metcalf et al., 2003): 
Tabla 4. Efecto del ozono sobre el agua residual. Parte 1. 
 
Constituyente Efecto 
Nitrógeno Amoniacal No tiene ningún efecto pero, si existe un pH, elevado 
puede reaccionar. 
Nitrito Es oxidado por el ozono. 
Nitrato Reduce la efectividad el ozono. 
DQO, DBO, COT, 
etc. 
El grado de interferencia depende de los grupos 
funcionales y estructura química de los compuestos que se 
encuentren en el agua residual. 
 
 - 20 -
Tabla 4. Efecto del ozono sobre el agua residual. Parte 2. 
 
Aceites y grasas Pueden aumentar la demanda de ozono. 
Sólidos Suspendidos 
Totales (SST) 
Incrementan la demanda de ozono. 
pH y alcalinidad No tienen ningún efecto. 
Descargas 
Industriales 
Afecta la demanda de ozono dependiendo de los 
compuestos que se encuentren en el agua residual. 
 
En cuanto a la relación ozono-especies nitrogenadas, el ozono es capaz de oxidar 
directamente al ión amonio transformándolo a nitrato, independientemente de la temperatura 
del agua residual, pero si el pH es elevado > 7 la reacción se acelera. La reacción de 
transformación es la siguiente (Murphy et al., 1998): 
 
4O3 + NH4+ → NO3- + 4O2 + H2O + H+ (11) 
 
 
1.4 Sistemas combinados en el tratamiento de agua residual 
 
Para lograr la reducción de toxicidad de un efluente se pueden combinar tratamientos 
biológicos y químicos. En las siguientes ilustraciones se representan las posibles integraciones 
de sistemas químico-biológicos que se puede utilizar (Ríos, 2005): 
 
 
 
Figura 2.Combinaciones químico-biológicas. Sistema con pretratamiento. 
 
 - 21 -
 
 
 
Figura 3. Combinaciones químico-biológicas. Sistema con postratamiento. 
 
 
 
 
Figura 4. Combinaciones químico-biológicas. Sistema con oxidación Química. 
 
 
Los sistemas combinados se utilizan cuando el agua residual a tratar, contiene 
componentes inhibidores o altamente tóxicos. Por otro lado, el postratamiento se aplica 
cuando los compuestos resistentes del afluente no inhiben el tratamiento biológico o no son 
tóxicos. Por último, el uso de la oxidación química es necesario para degradar los compuestos 
orgánicos hasta su último estado (Ríos, 2005). 
 
Estos tratamientos involucran varias fases cuando los tratamientos individuales no son 
lo suficientemente eficientes para lograr la eliminación de sustancias toxicas. En conclusión, 
los tratamientos combinados ayudan a cumplir con las normas o reglamentaciones 
ambientales, ya que logran que el tratamiento sea más eficiente. 
 
 
 - 22 -
1.4.1 Sistema ozono-lodos activados 
 
La aplicación de sistemas de ozonización-lodos activados es algo relativamente 
reciente. Algunos estudios en diferentes aplicaciones como destilado de vinos (Beltrán et al., 
2000), agua en industria textil (Ledakowicz, 1998) entre otros muestran que al aplicar este 
sistema se mejora la biodegradabilidad de los afluentes, lo cual aumenta la eficiencia del 
tratamiento de lodos activados. Esta mejora de biodegradabilidad puede ser medida con la 
relación DBO5/DQO. Otro parámetro a medir importante en este tipo de sistema es la 
toxicidad y la cinética de degradación. 
 
El tener afluentes con bajas relaciones de DBO5/DQO (tasa de degradación de los 
contaminantes) causa que exista una menor eficiencia en la eliminación de la Demanda 
Química de Oxígeno. Por lo tanto, cuando esto ocurre las condiciones de operación como el 
tiempo de residencia hidráulico (τ) o el tiempo de residencia celular (θx) del tratamiento de 
lodos activados tienen que ser mayores. 
 
Para reducir el fenómeno de inhibición es necesario aclimatarla biomasa debidamente 
y de manera progresiva. Es decir, si la carga orgánica a suministrar es altamente tóxica, deberá 
ser suministrada primero en cantidades menores, dándole a los microorganismos un mayor 
tiempo de residencia para tratar la carga orgánica; posteriormente cuando estos 
microorganismos ya estén aclimatados la cantidad de carga orgánica podrá aumentar 
paulatinamente. Si la biomasa no es aclimatada debidamente, el tratamiento tendrá una menor 
eficiencia de eliminación de DQO, DBO5 y la toxicidad reflejará una disminución en la tasa de 
consumo de oxígeno (Beltrán et al., 2000). 
 
1.4.2 Parámetros cinéticos y bioestequiométricos 
 
En los tratamientos de lodos activados convencionales los parámetros que se toman en 
cuenta son los presentados en la Tabla 5 (Ramalho, 1991). 
 
 
 
 - 23 -
Tabla 5. Parámetros biostequiométricos. 
*Valor estimado de b= 1.42 mg O2 / mg SSV consumidos (Ramalho., 1991) 
 
Agua Residual 
Yx 
(mg SSV / 
mg DBO5)
a 
(mg O2 / 
mg DBO5)
Km 
(día-1) 
 
b* Km 
(mg O2 / 
mg SSV-día) 
k 
(L / mg DBO5-día)
Doméstica 0.49 – 0.64 0.52 0.075 0.106 0.017-0.03 
Química y Petroquímica 0.31-0.72 0.31-0.76 0.05-0.18 0.071-0.255 0.0029-0.018 
Papelera y blanqueado 0.5 0.65-0.8 0.08 0.114 - 
 
Yx = Rendimiento de la biomasa. 
a y b = Coeficientes bioestequiométricos. 
Km = Velocidad de biomasa consumida. 
bKm = Velocidad del consume de oxígeno por unidad de biomasa. 
k = velocidad de consumo de sustrato. 
 
En la Tabla 6 se presentan algunos valores típicos para los parámetros 
bioestequiométricos y cinéticos en el tratamiento biológico aeróbico para diferentes aguas 
residuales: 
 
Tabla 6. Valores típicos de coeficientes para aguas residuales municipales. 
Reportados a 20 ºC (Metcalf et al,. 1991). 
 
Valores 
Coeficientes Unidades 
Rango Típico 
K mg DQO/(mg SSV-día) 2-10 5 
Ks 
mg DQO/L 
mg DBO5/L 
25-100 
10-60 
60 
40 
Yx 
mg SSV/mg DQO 
mg SSV/mg DBO5 
0.4-0.8 
0.3-0.6 
0.6 
0.4 
Km mg SSV/(mg SSV-día) 0.06-0.15 0.1 
 
 
 - 24 -
k = velocidad de consumo de sustrato. 
Ks = Velocidad de sustrato consumido. 
Yx = Rendimiento de la biomasa. 
Km = Velocidad de biomasa consumida. 
 
Un estudio con agua residual agroindutrial-doméstica con y sin preozonización 
(Beltrán et al., 2000) muestra los parámetros de la Tabla 7: 
 
Tabla 7. Coeficientes estequiométricos en el T.L.A. de agua agroindustrial-doméstica sin y 
con preozonización. 
 
Tipo de 
tratamiento 
k 
(mg DQO/ 
mg SSV-día) 
α 
(mg DQO/ 
mg SSV) 
Yx 
(mg SSV/ 
mg DQO) 
Km 
(día-1) 
a 
(mg O2/ 
mg DQO) 
bKm 
(mg O2/ 
mg SSV-día) 
b 
(mg O2/ 
mg SSV) 
Biológico 1.99 1.04 0.41 0.05 0.41 0.037 0.74 
Ozonización-
Biológico 
2.64 0.33 0.43 0.093 0.56 0.057 0.61 
 
• Dosis de ozono aplicada: 200 mg/L. Los resultados se obtuvieron utilizando la cinética de 
Contois (U=k(S/(αX+S))). T.L.A. (Tratamiento de Lodos Activados). 
 
k = velocidad de consumo de sustrato. 
α = Coeficiente de la inhibición del sustrato en el sistema. 
Yx = Rendimiento de la biomasa. 
Km = Velocidad de biomasa consumida. 
a y b = Coeficientes bioestequiométricos. 
bKm = Velocidad del consume de oxígeno por unidad de biomasa. 
 
En la Tabla 7 se puede observar lo siguiente: 
- Incremento de la velocidad de consumo (k) de los sustratos. 
- Menor inhibición del sustrato en el sistema (α). 
- Incremento en la velocidad de biomasa consumida (Km). 
- Incremento en la velocidad de consumo del oxígeno por unidad de biomasa (bKm). 
 
 - 25 -
 
Otro ejemplo de la mejora en el tratamiento de aguas con este tipo de sistemas (ozono-
lodos activados) para agua doméstica, se puede observar en la siguiente tabla. 
 
Tabla 8. Tabla de coeficientes biocinéticos en el T.L.A. de agua doméstica sin y con 
preozonización. 
 
Tipo de 
tratamiento 
k 
(mg sustrato/ 
mg SSV-día) 
Yx 
(mg SSV/ mg 
DBO5) 
Km 
(día-1) 
a 
(mg O2 / 
mg sustrato) 
bKm 
(mg O2/ 
mg SSV-día) 
b 
(mg O2 / 
mg SSV) 
Biológico 
2.33 DQO 
2.20 DBO 
0.58 0.096 
0.58 DQO 
0.72 DBO 
0.043 0.45 
Ozonización-
Biológico 
3.55 DQO 
3.67 DBO 
0.69 0.105 
0.49 DQO 
0.57 DBO 
0.086 0.82 
 
* Estos parámetros fueron medidos en agua doméstica. Se utilizo la cinética de Pseudo primer orden 
(U=k(S/So)). Dosis de ozono empleada: 30 mg/L. 
 
De la Tabla 8 se concluye lo siguiente: 
- El rendimiento de la biomasa (Yx) aumento un 19% (base DBO5). 
- Hubo un incremento de la velocidad de biomasa consumida (Km) de 9%. 
 
Un estudio más reciente de un sistema con ozono como pretratamiento (Ríos, 2005) 
concluye con los siguientes parámetros bioestequiométricos (base DQO): 
 
Tabla 9. Parámetros y coeficientes, base DQO. 
 
Tipo de tratamiento 
Yx 
(mg SSV/ 
mg DQO)
Km 
(día-1) 
a 
(mg O2/ 
mg DQO)
bKm 
(mg O2/ 
mgSSV-día) 
b 
(mg O2/ 
mg SSV) 
Biológico 0.437 0.0596 0.39 0.0904 1.51 
Ozonización-Biológico 0.455 0.027 0.44 0.1056 1.27 
 
 
 
 - 26 -
En ese mismo estudio los resultados de los parámetros bioestequiométricos (base 
DBO5) fueron: 
Tabla 10. Parámetros y coeficientes, base DBO5. 
 
Tipo de 
tratamiento 
Yx 
(mg SSV/ 
mg DBO5) 
Km 
(día-1) 
a 
(mg O2/ 
 mg DBO5) 
bKm 
(mg O2/ 
Mg SSV-día) 
b 
(mg O2/ 
mg SSV) 
Biológico 0.724 0.036 0.63 0.0916 1.44 
Ozonación-
Biológico 
0.511 0.0660 0.49 0.1255 1.90 
 
De este último experimento se concluyó lo siguiente (Ríos, 2005): 
- Hubo mayor eliminación de DQO (58 a 78%) y DBO5 (72 a 93%) en el tratamiento 
con ozono. 
 
Como conclusión, en todos los experimentos que utilizan sistemas con pretratamiento 
de ozono (sin importar el origen del agua residual) se observa un mejoramiento del desempeño 
del tratamiento de lodos activados. Ya que en general se incrementan las velocidades de 
consumo del sustrato; existe una menor inhibición del tratamiento y una mayor eficiencia en la 
eliminación de DQO y DBO5 en el sistema. 
 
1.4.3 Ventajas y desventajas del uso de ozono como pretratamiento de un 
sistema de lodos activados 
 
Ventajas 
• El proceso de ozonización requiere poco tiempo de contacto. 
• El exceso de ozono en el agua, puede descomponerse fácilmente a oxígeno sin dejar 
ningún residuo. 
• Incrementa la biodegradabilidad de los compuestos orgánicos. 
• El ozono elimina el color, olor y turbidez del agua residual. 
 
 
 
 - 27 -
Desventajas 
• Es muy reactivo y corrosivo, por lo que se requieren materiales resistentes a la 
corrosión. 
• No es un proceso económico. 
• Es extremamente irritante y tóxico, por lo que se debe de cuidar que no escapen gases 
del proceso de ozonización. 
• Baja eficiencia de generación de ozono, 6-12% en oxígeno y 4-6% en aire en peso, 
(EPA, 1999). 
 
1.5 Justificación 
 
Las especies nitrogenadas son modificadas en el pretratamiento con ozono, debido a que 
son oxidadas (por ejemplo: cambian de nitrógeno amoniacal a nitrato). Por lo tanto se espera 
un impacto en el tratamiento biológico ya que el nitrógeno tendrá que ser asimilado de manera 
diferente en los reactores con preozonización. 
 
1.6 Objetivo 
 
Analizar las transformaciones de las especies nitrogenadas en las diferentes etapas del 
proceso: ozonización y tratamiento biológico. Y los efectos de estas transformaciones en los 
requerimientos de la biomasa. 
 
 
 
 
 
 
 
 
 
 
 
 - 28 -
 
 
 
 
 
 
 
 
 
 
 
 
 
 
CAPÍTULO II 
MARCO TEÓRICO 
 
 
 
 
 
 
 
 - 29 -
2 Marco Teórico 
 
2.1 Especies Nitrogenadas 
 
Las principales fuentes de nitrógeno son las especies nitrogenadas provenientes de 
plantas o animales, de minerales (nitrato de sodio) y de la atmósfera (N2). Estas especies son 
un nutriente y bioestimulante esencial para el desarrollo de los seres vivos. 
 
El nitrógeno tiene diferentes estados de oxidación, y estos estados pueden ser positivos 
o negativos (Sawyer et al., 1994) como se muestra en la siguiente figura. 
 
 - III 0I II III IV V 
NH3 – N2 – N2O – NO – N2O3 – NO2 – NO3 
Figura 5. Estados de oxidación de las especies nitrogenadas. 
 
 
En tratamientos de agua las fracciones de nitrógeno que usualmente se miden son: 
nitrógeno amoniacal, nitrógeno orgánico soluble biodegradable, nitrógeno orgánico soluble no 
biodegradable y el nitrógeno orgánico particulado no biodegradable, nitratos y nitritos 
(Metcalf et al., 2003). 
 
El nitrógeno orgánico se puede determinar analíticamente mediante la medición del 
Nitrógeno Total Kjeldahl (NTK), ya que el NTK es la cantidad total del nitrógeno orgánico y 
nitrógeno amoniacal. 
 
NTK = NH4-N + Nitrógeno Orgánico (12) 
 
 En un tratamiento de lodos activados las bacterias o microorganismos pueden oxidar el 
nitrógeno amoniacal y cambiarlo a nitrógeno de nitritos o nitratos; los microorganismos son 
capaces de asimilar el nitrógeno para la síntesis y formación de la biomasa. Si predomina el 
 
 - 30 -
nitrógeno de nitratos en el agua residual significa que la materia orgánica que tenía el agua ha 
sido estabilizada con respecto a la demanda de oxígeno (Metcalf et al., 2003). 
2.1.1 Nitrógeno Amoniacal (NH3-N) 
 
Existe en el medio acuoso como ión amonio (NH4+) o como amoniaco en estado 
gaseoso (NH3+). Su composición depende del pH de la solución y del siguiente equilibrio de 
reacción (Metcalf et al., 2003): 
 
NH4+ ↔ NH3 + H+ (13) 
 
Al aplicar la ley de acción de masa y asumiendo que la actividad del agua es igual a 
uno. La constante de disociación queda de la siguiente manera (Metcalf et al., 2003): 
 
[ ] [ ]
[ ] aKNH
HNH
=
⋅
+
+
4
3
 (14) 
 
Donde: 
Ka = constante de disociación = 10-9.25 ó 5.62 x 10-10 
 
Como la distribución de las especies de nitrógeno amoniacal está en función del pH, el 
porcentaje de amoniaco se puede determinar con la siguiente ecuación: 
 
[ ]
[ ] [ ] [ ]
[ ]
[ ]
aK
H
NH
NHNHNH
NH
NH
+++
+
=
+
=
+
⋅
=
1
100
1
100100%
3
443
3
3 (15) 
 
Si el pH es mayor a 7 el porcentaje de amoniaco predomina, en cambio si el pH es 
menor, el ión amonio es el que predomina (Metcalf et al., 2003). 
 
 
 - 31 -
2.1.2 Nitrógeno Orgánico (Norg) 
 
Usualmente se determina analíticamente utilizando el Nitrógeno Total Kjeldahl 
(Metcalf et al., 2003). Está compuesto de fracciones solubles y particuladas. 
 
Nitrógeno Orgánico = NTK – (NH3 + NH4+) (16) 
Su composición esta conformada por grupos aminos que son transformados a nitrógeno 
amoniacal mediante la amonificación o asimilación. Esto lo realizan los microorganismos con 
el fin de conseguir nutrientes esenciales (nitrógeno amoniacal) para favorecer su crecimiento 
(Glen et al., 1999). 
 
2.1.3 Nitratos (NO3-) 
 
 El nitrato es la especie nitrogenada más oxidada que se encuentra en aguas residuales. 
Se forma por la oxidación de NH3, NH4+, la descomposición de urea, proteínas, entre otros. El 
límite de nitrato que puede contener el agua residual ya tratada, para ser reincorporada al 
drenaje, es 45 mg/L N-NO3- (NOM-001-SEMARNAT). 
 
 Es un nutriente esencial para algunos organismos autótrofos fotosintéticos. Si la 
concentración de nitratos en el agua es alta, significa que existe una mayor mineralización de 
las especies nitrogenadas (Norma Oficial Mexicana NMX-AA-079-SCFI-2001). 
 
 La mayoría de su concentración en el agua subterránea es debida a los fertilizantes, 
almacenamientos de estiércol y sistemas sépticos. Ya que por ejemplo el nitrógeno contenido 
en los fertilizantes no pueden ser absorbidos por las plantas, por lo que las corrientes de agua 
arrastran estos compuestos y los depositan en el agua subterránea. En agua potable la cantidad 
máxima que se debe de ingerir es 10mg/L N-NO3- (NOM-127-SSA1-1994). 
 
 
 
 - 32 -
2.1.4 Nitritos (NO2-) 
 
Es una especie nitrogenada inestable y fácilmente se oxida a nitrato. Es formado por la 
oxidación biológica del amoníaco y de las aminas, o por la reducción del nitrato en 
condiciones anaeróbicas. Además, es extremadamente tóxico, su concentración en el agua 
residual no debe de exceder 1 mg/L (Metcalf et al., 2003; US EPA, 1995). Para consumo 
humano el agua no debe de contener una cantidad mayor a 0.05 mg/lt (NOM-127-SSA1-
1994). 
 
 En general la norma mexicana NOM-001-SEMARNAT-1996 establece que los límites 
máximos permitidos de nitrógeno total en descargas de aguas son: 
 
Tabla 11. Límites máximos de nitrógeno total establecidos (NOM-001-SEMARNAT-1996). 
 
Ríos Embalses Naturales y Artificiales 
Aguas 
costeras 
Uso en riego 
agrícola y uso 
público urbano 
Protección 
de vida 
acuática 
Uso en 
riego 
agrícola 
Uso público 
Urbano Estuarios 
 
P.M. P.D. P.M. P.D. P.M. P.D. P.M. P.D. P.M. P.D.
Nitrógeno 
Total 
(mg/lt) 
40 60 15 25 40 60 15 25 15 25 
 
P.M. Promedio Mensual 
P.D. Promedio Diario 
 
2.2 Nitrificación 
 
La nitrificación ocurre cuando el amonio (NH4-N) es oxidado a nitrito (NO2-) y el 
nitrito es oxidado a nitrato (NO3-). Las reacciones anteriores son importantes ya que existen 
límites máximos permisibles de descarga en México (ver Tabla 11). 
 
 
 - 33 -
 En un tratamiento de lodos activados las bacterias autotróficas aeróbicas son las 
responsables de que esto ocurra. En aguas residuales las Nitrosomonas y Nitrobacter son las 
bacterias comúnmente encargadas de la nitrificación. Las Nitrosomonas oxidan el amonio a 
nitrito y las Nitrobacter el nitrito a nitrato (Randall et al., 1992). 
 
 
 
 
 
 
 
 
 
 
Figura 6. Foto de Nitrosomonas y Nitrobacter con un microscopio electrónico (39,000 X), 
(Gerhardt et al., 1989). 
 
2.2.1 Nitrificación Biológica 
 
La nitrificación biológica es un proceso autotrófico en el que la energía que se necesita 
para el crecimiento de los microorganismos se obtiene de la oxidación de los compuestos de 
nitrógeno, principalmente del nitrógeno amoniacal (NH3). 
 
Para la nitrificación del nitrógeno amoniacal se necesitan dos etapas, en la primera 
etapa las Nitrosomonas transforman el ión amonio a nitrito y se puede describir mediante la 
siguiente reacción (Metcalf et al., 2003): 
 
2NH4+ + 3O2 → 2NO2- + 4H+ + 2H2O (17) 
 
Después de ser transformado el ión amonio a nitrito, el siguiente paso es transformarlo 
a nitrato a través de las Nitrobacter: 
 
2NO2- + O2 → 2NO3- (18) 
 
 
 - 34 -
En conclusión la reacción energética total es la siguiente: 
 
NH4+ + 2O2 → NO3- + 2H+ + H2O (19) 
 
La siguiente tabla muestra la cantidad de energía liberada en cada paso de la reacciones 
de nitrificación: 
Tabla 12. Energía liberada en cada reacción de nitrificación. 
Reacción ΔGº (Kcal/mol-N) E (volts) 
NH4+ + ½ O2 → NH2OH + H+ + 3.85 + 0.899 
NH2OH + O2 → NO2- + H2O + H+ - 68.89 + 0.066 
NH4+ + 3/2O2 → NO2- + H2O + H+ - 65.04 + 0.344 
NO2- + ½ O2 → NO3- - 18.18 + 0.420 
 
ΔGº = Energía libre de Gibas (da la condición de equilibrio y de espontaneidad para una 
reacción química). Si la ΔGº es negativa, la reacción ocurre de manera espontánea. 
 
Por lo tanto, aproximadamente la energía que se libera en la oxidación del ión amonio 
es 66-84 kcal/mol y la energía que se libera para la oxidación del nitrito es de 17.5kcal/mol. 
Además, del balance estequiométrico de la reacción se calcula que el oxígeno requerido para 
la oxidación completa del ión amonio es 4.57gr O2 / gr N (Randall et al., 1992). 
 
La actividad de las Nitrosomonas tiene una tasa de cinética de reacción menor a la de 
las Nitrobacter (paso limitante en la reacción); por lo que en tratamientos biológicos con 
parámetros estables no existe una acumulación de nitrito en el proceso (Poduska, 1973). 
 
Junto con la producción de energía de la reacción, una parte del ión amonio se asimila 
como parte del tejido celular, por lo que la reacción que describe la síntesis de biomasa queda 
de la siguiente forma: 
4CO2 + HCO3- + NH4+ + H2O → C5H7O2N + 5O2 (20) 
 
C5H7O2N representa a las células de losmicroorganismos sintetizados (biomasa). 
 
 
 - 35 -
Por último la reacción global de síntesis y oxidación queda de la siguiente forma 
(Metcalf et al., 2003): 
 (21) 
 
NH4+ + 1.863 O2 + 0.098 CO2 0.0196 C5H7O2N + 0.98 NO3- + 0.0941 H2O + 1.98 H+ 
 
De esta ecuación se deduce que por cada gramo de nitrógeno convertido se utilizan 
4.25 gramos de O2 y se forman 0.16 gramos nuevos de biomasa (Metcalf et al., 2003). 
 
2.2.2 Crecimiento Cinético 
 
Los diseños de crecimiento cinético de la nitrificación están basados en sistemas que 
operan a temperaturas menores de 28 ºC, ya que la cinética de oxidación del ión amonio y la 
cinética de oxidación del nitrito tienen una tasa de crecimiento limitado, por lo tanto, en estos 
diseños se asume que existe un exceso de oxígeno disuelto (OD). La siguiente tabla muestra 
valores típicos de los coeficientes de nitrificación: 
 
Tabla 13. Coeficientes calculados a 20 ºC (Metcalf et al., 2003). 
 
Coeficiente Rango Valor típico Unidades 
μnm 0.20 – 0.90 0.75 gr SSV/gr SSV-día 
Kn 0.5 – 1.0 0.74 gr NH4-N/m3 
Yn 0.10 – 0.15 0.12 gr SSV/ grNH4-N 
kdn 0.05 – 0.15 0.08 gr SSV/gr SSV-día 
Ko 0.40 – 0.60 0.50 gr/m3 
 
μnm = tasa máxima de crecimiento específico para los microorganismos nitrificantes. 
Kn = mitad de la constante de velocidad. 
Yn = fracción de nitrógeno convertido en biomasa. 
kdn = coeficiente de decaimiento endógeno para los microorganismos nitrificantes. 
Ko = coeficiente de inhibición por el oxígeno. 
 
 
 - 36 -
La ecuación (21) muestra la tasa de crecimiento específica de los microorganismos 
nitrificantes (Metcalf et al. 2003): 
 
 dn
n
nm
n kNK
N
−⎟⎟
⎠
⎞
⎜⎜
⎝
⎛
+
=
μ
μ (22) 
 
μn = tasa de crecimiento específica de los organismos nitrificantes 
μnm = tasa de crecimiento específica máxima de los organismos nitrificantes 
Kn = Mitad de la constante de velocidad, concentración del sustrato a la mitad de la tasa de 
utilización específica máxima del sustrato (gr/m3) 
 kdn = Coeficiente de decaimiento endógeno por organismos nitrificantes (grSSV/grSSV-día) 
 
 Randall y sus colaboradores (1992) reportaron que a 20 ºC la tasa de crecimiento 
específica de los organismos nitrificantes varía de 0.25 a 0.77 grSSV/grSSV. Este amplio 
rango se debe principalmente a la presencia de sustancias inhibidoras en el agua residual y 
también se debe a la variación de métodos experimentales que se emplean. 
 
 La nitrificación también se ve afectada por el tiempo de residencia celular. Entre más 
grande sea este tiempo, mayor será la nitrificación debido a que la utilización de oxígeno 
disminuye, lo cual permite que exista en el medio una mayor cantidad de oxígeno, 
favoreciendo la nitrificación y también más acumulación de nitrificantes. 
 
Anteriormente se mencionó que estos diseños están basados en sistemas que tienen una 
saturación de oxígeno disuelto (OD), esto es por que el OD afecta directamente a la 
nitrificación, aumenta a OD entre 2 o 4 mg/lt (Metcalf et al. 2003). Contando estos efectos 
dentro de la cinética de crecimiento se obtiene lo siguiente: 
 
dn
on
nm
n kODK
OD
NK
N
−⎟⎟
⎠
⎞
⎜⎜
⎝
⎛
+⎟
⎟
⎠
⎞
⎜⎜
⎝
⎛
+
=
μ
μ (23) 
 
OD = Concentración de oxígeno disuelto (gr/m3) 
 
 - 37 -
Ko = Mitad del coeficiente de saturación de OD (gr/m3) 
 
Por lo tanto a bajas concentraciones de OD (menor a 0.50 mg/L) donde la tasa de 
nitrificación esta inhibida, se ha mostrado que esta baja concentración de OD afecta de mayor 
manera a los Nitrobacter que a las Nitrosomonas, como consecuencia habrá mayor cantidad de 
nitritos lo cual afectará a los tratamientos que utilizan la desinfección con cloro por que el 
nitrito reacciona con el cloro rápidamente. 
 
Otra manera de calcular la tasa de crecimiento específica de los organismos 
nitrificantes es (Eckenfelder, 2000): 
 
nnn qY=μ (24) 
 
Yn = coeficiente de la producción de lodos para los microorganismos nitrificantes. 
qn = tasa específica de nitrificación (días-1). 
 
 En un sistema de nitrificación la tasa específica de nitrificación está en función de la 
concentración de nitrógeno amoniacal y en función del oxígeno disuelto, como ya se había 
mencionado. En la siguiente ecuación se observa el impacto de estos efectos sobre qn. 
 
⎟⎟
⎠
⎞
⎜⎜
⎝
⎛
+⎟
⎟
⎠
⎞
⎜
⎜
⎝
⎛
+
= −
−
ODK
OD
NNHK
NNH
qq
o
nmn
3
3 (25) 
 
Kn = mitad del coeficiente de saturación del nitrógeno (valor típico 0.4). 
Ko = mitad del coeficiente de saturación del oxígeno (valor típico 0 a 1.0). 
 
 La nitrificación también es afectada por la temperatura, una manera de medir este 
efecto es la siguiente ecuación: 
( )( )20)º20()( 09.1 −= TCnTn qq (26) 
 
 De la misma manera se puede calcular el coeficiente de decaimiento endógeno kdn: 
 
 - 38 -
 
( )( )20)º20( 04.1 −= TCdndn kk (27) 
 
 La fracción de organismos nitrificantes se calcula de la siguiente forma: 
 
oxr
ox
n NYS
N
f
15.0
15.0
+
= (28) 
 
Nox = Nitrógeno oxidado en el sistema. 
Sr = DBO5 inicial – DBO5 final 
 
 Por último la tasa global de nitrificación Rn es igual a: 
 
vbnnn XfqR = (29) 
 
Xvb = Sólidos suspendidos volátiles. 
 Una vez calculada la tasa global de nitrificación se puede obtener el tiempo requerido 
para la nitrificación, el cual es igual a: 
n
ox
n R
N
t = (30) 
 
2.2.3 Toxicidad 
 
La toxicidad de una sustancia o una mezcla de sustancias, está definida por sus 
concentraciones individuales y por el tiempo de exposición de los microorganismos. 
 
La nitrificación es un proceso sensible al pH, por ejemplo: con un pH menor a 6.8 la 
nitrificación disminuye significativamente (Metcalf et al. 2003). El rango óptimo de 
nitrificación es con un pH entre 7.5 y 8 (Randall et al., 1992). 
 
 
 - 39 -
Por otra parte, los organismos nitrificantes son sensibles a los compuestos y 
concentraciones orgánicas e inorgánicas que pueden afectar a los organismos heterotróficos 
aeróbicos. Lo cual quiere decir que la toxicidad del afluente puede matar a los organismos 
nitrificantes. Esta toxicidad puede provenir de compuestos como fenoles, alcoholes, éteres, 
carbonatos, aminas, proteínas, taninas, entre otros (Metcalf et al., 2003). 
 
También, la nitrificación es afectada por la presencia de metales; existe una completa 
inhibición de la nitrificación cuando existen 0.25mg/L de níquel, 0.25mg/L de cromo ó 0.10 
mg/L de cobre. El amoniaco no ionizado, el amoniaco libre o el ácido nitroso no ionizado 
(HNO2) ejercen un efecto inhibidor en la nitrificación, pero este efecto dependerá de la 
temperatura, concentración de especies nitrogenadas y pH (Metcalf et al. 2003). 
 
2.3 Desnitrificación 
 
 Existen dos modos de reducir el nitrato en un sistema biológico: estos son la 
asimilación y la desasimilación. La asimilación es cuando se reduce el nitrato a ión amonio 
por medio de la síntesis celular. Y la desasimilación es cuando el nitrato se reduce a nitrito, 
después a oxido nítrico, a óxido nitroso y a nitrógeno en estado gaseoso (Randall et al., 1992). 
 
NO-3 → NO-2 → NO → N2O → N2 (31) 
 
Los microorganismos que causan la desnitrificación pueden ser autótrofos y 
heterótrofos. Existen diferentes tipos de bacterias que propician la desnitrificación algunos 
ejemplos son: Achromobacter, Acinetobacter, Agrobacterium, Alcaligenes, Arthrobacter, 
Bacillus, Chromobacterium, Flavobacterium, Hypomicrobium, Halobacterium, 
Methanomonas, Paracoccus, Pseudomonas, entre otras (Metcalf et al., 2003). Por otra parte la 
bacteria de Paracoccus puede hacer que en un proceso aeróbico ocurra simultáneamente la 
nitrificación y la desnitrificación. (Metcalf et al., 2003). Por ejemplo, si existe una 
concentración de oxigeno disuelto baja (0.5mg/L), la desnitrificación ocurre en la parte interna 
de los flóculos, mientras que la nitrificación ocurre en la parte externa, simultáneamente 
(Rittman & Langeland, 1985). 
 
 - 40 -
 Las variables queafectan el proceso de desnitrificación son las siguientes: 
 Concentración de nitratos 
 Concentración del carbono 
 Concentración del oxígeno disuelto 
 Temperatura 
 pH 
 
2.3.1 Desnitrificación Biológica 
 
 La desnitrificación biológica utiliza el nitrato o nitrito como un receptor de electrones 
en lugar del oxígeno. La reacción involucra dos partes la respiración y el mantenimiento. 
 
Reacción de Respiración 
Sustrato + a NO3- → YDN Biomasa + CO2 + N2 + OH- + H2O (32) 
 
Para la glucosa: 
 
C6H12O6 + 3.38 NO3- → 0.31 C5H7O2N + 4.46 CO2 + 1.54 N2 + 3.23 H2O + 3.38 OH- 
 
a = 1.09 mg NO3-/mgDQO, YDN = 0.18mgSSV/mgDQO = 0.74 mgSSV/mgN-NO3 
 
Reacción de Mantenimiento 
 
Biomasa + b NO3- → CO2 + H2O + otros productos (33) 
 
a y b = coeficientes bioestequiométricos de respiración y mantenimiento, respectivamente. 
 
La reacción de desnitrificación se ve afectada por la concentración de oxígeno disuelto, 
por ejemplo cuando la concentración es mayor a 0.2 mg/L la desnitrificación es inhibida. A la 
vez el oxígeno disuelto afecta la tasa de desnitrificación, la cual puede ser calculada de la 
siguiente manera (Randall et al., 1992): 
 
 - 41 -
( )( )
⎥
⎥
⎦
⎤
⎢
⎢
⎣
⎡
+⎥⎦
⎤
⎢
⎣
⎡
+⎥⎦
⎤
⎢
⎣
⎡
+
=
−
−
− 3
3
3
NOK
NO
OK
K
SK
SXFR
NOO
O
S
HDNmXN μ (34) 
 
RXN = Tasa de crecimiento de organismos desnitrificantes (mg/L-día) 
μm = Tasa específica máxima de crecimiento de los organismos heterótrofos (gr/(gr-día)) 
FDN = Fracción de organismos heterótrofos utilizando nitrato para aceptar electrones (gr/gr) 
XH = Concentración de organismos heterótrofos (mg/L) 
S = Concentración de sustrato fácilmente degradable (mg/L) 
KS = Mitad del coeficiente de saturación del sustrato fácilmente degradable (mg/L) 
Ko = Coeficiente de inhibición de OD (mg/L) 
O = Concentración de oxígeno disuelto (mg/L) 
NO3- = Concentración de nitrato (mg/L) 
−
3NO
K = Mitad del coeficiente de saturación para la reducción del nitrato (mg/L) 
 
Otro de los factores que afecta la desnitrificación es la cantidad de sustrato. En las 
siguientes reacciones se puede observar los cambios en la reacción según el sustrato que sea 
suministrado: 
 
Metanol (McCarty et al., 1969): 
5 CH3OH + 6 NO3- → 3 N2 + 5 CO2 + 7 H2O + 6 OH- (35) 
 
Agua residual (Beer y Wang, 1978): 
C10H19O3N + 10 NO3- → 5 N2 + 10 CO2 + 3 H2O + NH3 + 10 OH- (36) 
 
 Por lo tanto, el rendimiento neto de biomasa en la desnitrificación se calcula de la 
siguiente manera (Randall et al., 1992): 
 
Nd
N K
YY
θ+
=
1
 (37) 
 
YN = Rendimiento neto de biomasa (gr SSV/gr DQO) 
 
 - 42 -
Kd= Decaimiento endógeno (día-1) 
 
2.4 Tratamiento de lodos activados 
 
En un tratamiento de lodos activados los microorganismos degradan la materia 
orgánica por vía aerobia. En este proceso el agua residual se introduce en el reactor, en donde 
se encuentra el cultivo aerobio de microorganismos. Dentro del reactor se llevan a cabo las 
siguientes reacciones (Metcalf et al., 2003): 
 
Reacción de Oxidación y síntesis 
 (38) 
 
CHONS + O2 + nutriente → CO2 + NH3 + C5H7O2N + otros subproductos 
 Materia orgánica bacterias biomasa 
 
 
La reacción anterior también se puede ver de la siguiente manera: 
 
Sustrato + a O2 → Yx Biomasa + CO2 + H2O + Subproductos 
 k 
 
rsu = a
rO2 =
X
x
Y
r
 (39) 
 
Yx = rendimiento de producción de los lodos activados (mg SSV producidos/mg DQO totales 
degradados) 
a = coeficiente bioestequiométrico del oxígeno consumido (mg O2 consumidos/mg DQO 
totales degradados) 
k = coeficiente cinético de la biodegradación 
 
Reacción de respiración endógena: 
 
C5H7O2N + 5 O2 → 5 CO2 + 2 H2O + NH3 + energía (40) 
 PM=113 PM=160 
 
 - 43 -
Si todas las células de la reacción de respiración endógena son completamente 
oxidadas la DBO última o DQO de las células es igual a 1.42 (160/113) veces el valor de la 
concentración de las células. 
 
La ecuación anterior también se puede explicar de la siguiente manera: 
 
Biomasa + b O2 CO2 + H2O + subproductos 
 
rm = b
r
mO2 = Km X (41) 
 
b = coeficiente bioestequiométrico del oxígeno requerido para llevar acabo la oxidación de la 
biomasa durante la respiración endógena (mg O2 requeridos/mg SSV oxidados en la 
respiración endógena). Del cálculo realizado anteriormente el valor teórico es 1.42 para la 
biomasa. 
Km= coeficiente cinético de la reacción, conocido como coeficiente de decaimiento endógeno 
(mgSSV oxidados/mgSSV en el reactor-día) (Ramalho 1991). 
 
El ambiente aerobio del reactor se consigue aireando el reactor mediante difusores que 
sirven para mezclar el agua residual contenida en el reactor. Después de que se cumpla el 
tiempo de residencia en el reactor, los lodos sedimentados pasan a un sedimentador en donde 
una parte es extraída y otra parte recirculada como se aprecia en Figura 7: 
 
 
 
 
 
 
 
 
 
 
 
 
Figura 7. Esquema de sistema de tratamiento de lodos activados. 
 
 - 44 -
El tiempo de residencia hidráulico dentro del reactor (τ) se define como: 
 
τ = VT / Q = (Vr + Vs ) / Q (42) 
 
τ = tiempo de residencia hidráulico (día) 
Q = flujo de alimentación al reactor (L/día) 
VT = volumen del tanque (L) 
Vr = volumen del reactor (L) 
Vs = volumen del sedimentador (L) 
 
 Por lo que el tiempo de residencia celular θ x para un sistema como el de la Figura 7 se 
define de la siguiente forma (Metcalf et al. 2003): 
 
θx = ( )eerw
r
XQXQ
XV
+′
 (43) 
 
Q’w = tasa de purga de células desde la línea de recirculación 
Qe = flujo del líquido del efluente en el sedimentador 
Xe = concentración de microorganismos del efluente en el sedimentador 
Xr = concentración de los microorganismos en la línea de recirculación 
 
 La concentración de microorganismos en el reactor (X) y la concentración del sustrato 
respectivamente se define como: 
X= 
( )
⎥
⎦
⎤
⎢
⎣
⎡
+
−
⎟
⎠
⎞
⎜
⎝
⎛
θτ
θ
dk
SSYx
1
0 (44) 
 
S0 – S = cantidad de sustrato utilizada (mg/l) 
S0 = concentración del sustrato en el afluente (mg/l) 
S = concentración de substrato en el efluente (mg/l) 
 
 
 - 45 -
 Si se hace un balance de materia sobre el substrato se obtiene la siguiente ecuación, 
esta ecuación determina la concentración del substrato en el efluente. 
 
S = Ks ( )( ) ⎟
⎟
⎠
⎞
⎜⎜
⎝
⎛
−−
+
1
1
d
d
kkYx
xk
θ
θ
 (45) 
 
La ecuación que corresponde para calcular la producción observada, también llamado 
rendimiento observado, (Yobs) en un sistema con recirculación es: 
 
Yobs = 
xk
Y
dθ+1
 (46) 
 Por otra parte la expresión 
X
rsu− se define como la tasa de utilización específica del 
substrato y también equivale a (Metcalf et al. 2003): 
 
U = 
X
rsu− = 
τ
SS −0 (47) 
 
 Por lo que si se sustituye el término U en la ecuación ( )eerw
r
XQXQ
XV
+′
 la ecuación 
queda de la siguiente forma: 
xθ
1 = YU – kd = μ (48) 
 
De esta ecuación se puede observar que la tasa neta de crecimiento específico y la tasa 
de utilización específica se relacionan directamente. 
 
 Otro término relacionado directamente con la tasa de utilización específica (U) es la 
relación alimento/microorganismos (F/M), en donde (Metcalf et al. 2003): 
 
M
F = 
τX
S0 (49) 
 
 
 - 46 -
La ecuación (48) y (49) se relacionan por el rendimiento del proceso en la forma siguiente: 
 
U =
( )
100
/ EMF
 (50) 
 
Donde el rendimiento del proceso (E %) se define de la siguiente manera: 
 
E = 
0
0
S
SS −
* 100 (51) 
 
 
2.5 Ozono como sistema de pretratamiento 
 
El ozono (O3) es un gas inestable, incoloro, altamente corrosivo, con un olor 
característico que puede ser detectado a concentraciones tan bajas como 0.02 a 0.05 ppm 
(EPA, 1999). Puede ser explosivo cuando