nitrificacion y desnitrificacion

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Autor/es: J. Suárez, A. Jácome Fecha: Agosto 2010 Asignatura: TRATAMIENTOS AVANZADOS DE DEPURACIÓN

Universidade da Coruña – Universidad de Guayaquil MASTER EN INGENIERÍA AMBIENTAL

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BASES PARA LA ELIMINACIÓN

DE NITRÓGENO Y FÓSFORO

1.- INTRODUCCIÓN 2.- FLUJO DE MATERIA EN EL ECOSISTEMA 3.- EL CICLO DEL NITRÓGENO

3.1.- INTRODUCCIÓN Y PROCESOS PRINICPALES 3.2.- EL CICLO DE NITRÓGENO EN LAS AGUAS SUPERFICIALES Y LOS SEDIMENTOS 3.3.- EL CICLO DEL NITRÓGENO EN EL SUELO Y EL AGUA SUBTERRÁNEA

4.- CICLO DEL FÓSFORO 5.- FORMAS DE NITRÓGENO Y FÓSFORO EN EL AGUA RESIDUAL

1.- INTRODUCCIÓN La necesidad de eliminar nutrientes, N y P, que, por ejemplo, juegan un papel crítico en la eutrofización, obliga a la utilización de los denominados “procesos avanzados de depuración”, también denominados terciarios, en el tratamiento de las aguas residuales. Inicialmente se acentuó el interés en la eliminación de fósforo por dos razones principales:

• el fósforo es el nutriente más crítico para el control de la eutrofización; • los procesos de eliminación de nitrógeno se consideraban poco eficaces y caros.

Actualmente se justifica la eliminación de compuestos de nitrógeno de las aguas residuales antes de su descarga a las masas de aguas receptoras por las razones que se presentan a continuación:

• se trata de un nutriente importante en el proceso de eutrofización (no suele ser factor limitante en aguas dulces superficiales, pero puede serlo en aguas saladas o salobres);

• los compuestos reducidos de nitrógeno ejercen una demanda de oxígeno; • la presencia de N-NH4

+ en agua residual conduce a la formación de cloraminas y tricloruro de nitrógeno por reacción con el posible cloro utilizado como desinfectante;

• el NH4+ es tóxico para la vida acuática;

• los nitratos pueden suponer un problema para las captaciones de aguas potables. La Directiva 78/659/CEE, de 18 de julio, fija la concentración máxima de nitritos en el agua apta para la vida piscícola en 0.003 mg/L. También el nitrógeno en forma de nitratos es perjudicial para los mamíferos. Los nitratos se pueden transformar en nitritos debidos a reacciones

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bioquímicas en el aparato digestivo. Los nitritos pasan rápidamente a la sangre y se fijan a la hemoglobina impidiendo la oxigenación de los tejidos. Los efectos principales de la eutrofización son:

• Efectos primarios: estéticos y afección de usos. • Efectos secundarios:

1. desoxigenación de la masa por descomposición de algas muertas (la muerte y posterior oxidación de la biomasa producida por 1 mg de fósforo consume 138 mg de oxígeno);

2. afección a la fauna piscícola y su tasa de reproducción; 3. reemplazamiento de especies; 4. potencial aparición de algas tóxicas; 5. aumento de la dificultad y coste de tratamiento del agua para potabilización.

En los medios acuáticos también se controla la presencia de nitrógeno amoniacal, tanto amoníaco no ionizado, como el amonio total. En la legislación de la UE, en concreto en la Directiva DIRECTIVA 2006/44/CE DEL PARLAMENTO EUROPEO Y DEL CONSEJO de 6 de septiembre de 2006, “relativa a la calidad de las aguas continentales que requieren protección o mejora para ser aptas para la vida de los peces”, se establecen los valores que se presentan en la siguiente tabla.

Conforme las reglamentaciones se hacen más estrictas se hace más necesaria la eliminación de los compuestos nitrogenados de las aguas residuales con objeto de cumplir los estándares de calidad en el efluente. Las estaciones depuradoras de aguas residuales de tipo convencional, o clásico, (reactores con biomasa en suspensión con diseño de fangos activos de media carga) se han diseñado tradicionalmente para reducir la materia orgánica más fácilmente degradable, así como un porcentaje importante de sólidos en suspensión que lleve el agua. Los límites exigidos para el efluente han oscilado entre 25 y 35 mg/L, en DBO5 y en sólidos en suspensión (SS), respectivamente. La Directiva 91/271/CEE, de 21 de mayo, sobre el tratamiento de las aguas residuales urbanas determina unos requisitos mínimos para el vertido de dichas aguas. Los valores exigidos se muestran en la tabla siguiente:

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Directiva 91/271/CEE

PARÁMETROS CONCENTRACIÓN PORCENTAJE DE REDUCCIÓN MÍNIMO

Demanda bioquímica de oxígeno (DBO5 a 20ºC sin

nitrificación) (1)

25 mg/L 70%-90%

Demanda química de oxígeno (DQO)

125 mg/L 75%

Sólidos en suspensión totales (SST)

35 mg/L 90%

(1) Este parámetro puede sustituirse por otros: Carbono orgánico total (COT) o demanda total de oxígeno (DTO) si puede encontrarse una correlación entre DBO5 y el parámetro sustitutivo.

Estos requisitos deberán cumplirlos todos los núcleos mayores de 2000 habitantes equivalentes que viertan en aguas continentales y, en general, todos los mayores de 10000 habitantes equivalentes, sea cual sea el medio al que viertan.

Por otra parte, también se define el concepto de zona sensible, entendiendo como tales lagos, masas de agua dulce, estuarios y aguas costeras que sean eutróficos o que puedan llegar a serlo en un futuro próximo, y en aquellas masas de agua dulce de superficie destinadas a la obtención de agua potable que podrían contener una concentración de nitratos superior a la admisible. En tales casos se exige una reducción de nitrógeno y/o fósforo en el efluente, de tal forma que se cumplan las siguientes concentraciones y porcentajes mínimos de reducción:

Directiva 91/271/CEE

PARÁMETROS CONCENTRACIÓN PORCENTAJE DE REDUCCIÓN MÍNIMO

Fósforo total

2 mg Ptot/L

(de 10.000 a 100.000 hab-equiv.)

1 mg/L (más de 100.000 hab-equiv.)

80%

Nitrógeno total

15 mg Ntot/L

(de 10.000 a 100.000 hab-equiv.)

10 mg/L (más de 100.000 hab-equiv.)

70%-80%

Entendiendo por nitrógeno total la suma de nitrógeno Kjeldahl (orgánico+amoniacal), nitrógeno en forma de nitritos y nitrógeno en forma de nitratos.

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Cabe deducir de lo anterior que aquellos vertidos que puedan afectar a zonas sensibles habrá de ser depurados hasta cumplir los valores expuestos, de tal forma que si ya tienen un sistema de tratamiento será necesario readaptarlos o complementarlos para la eliminación de nitrógeno y/o fósforo si no han sido diseñados para ello, o bien habrá que proyectar un sistema de tratamiento con tales exigencias en caso de que no exista sistema de depuración. 2.- FLUJO DE MATERIA EN EL ECOSISTEMA La vida, además de energía, necesita materia. Unos materiales son requeridos en grandes cantidades, son los llamados biógenos o macroelementos, y otros en cantidades menores, son los oligoelementos. Los materiales circulan por el ecosistema por unas vías, por unos canales de comunicación, debido al flujo ininterrumpido de energía y la interrelación entre la parte biótica y la abiótica del ecosistema. Los materiales fluyen por el ecosistema de forma cíclica, a diferencia de la energía, que lo hace unidireccionalmente. Estos ciclos reciben la denominación de biogeoquímicos, por pasar por los seres vivos (bios = vida), el suelo (geo = tierra) y estar sujetos a reacciones químicas con uso y liberación de energía. Los elementos fluyen de forma cíclica por dos razones fundamentales; una de ellas es que los materiales no pueden ser aportados de forma extraterrestre, como la energía, y las sustancias nunca llegan a una degradación total, siempre podrá ser alimento. Al flujo de nutrientes o de materia de las cadenas tróficas se le conoce como fase orgánica del ciclo o fase biológica. El flujo por la parte abiótica se le conoce como fase geológica o inorgánica. A la materia de la fase biológica se le denomina pozo de intercambio y a la del flujo geológico se denomina pozo depósito. El flujo por la parte biológica es más rápido que por la inorgánica y, por lo tanto, la disponibilidad del elemento viene determinada por el flujo en esta última parte. El pozo depósito determina también la disponibilidad del elemento. Según la naturaleza del pozo depósito se distinguen dos tipos de ciclos:

• Ciclo de tipo gaseoso: El pozo depósito se encuentra en la atmósfera o en la hidrosfera (p.e. el ciclo del nitrógeno).

• Ciclo de tipo sedimentario: El pozo depósito se encuentra en la corteza terrestre (p.e. el ciclo del fósforo).

Los ciclos de tipo gaseoso son más perfectos que los de tipo sedimentario. En estos últimos hay un desvío de flujo hacia sedimentos profundos que volverán de forma incontrolada al pozo depósito de forma lenta, incontrolada y accidental (p.e. vulcanismo). El hombre hace que el ciclo sedimentario sea abierto, sea acíclico. Uno de los objetivos de la conservación de la naturaleza es actuar en favor de los ciclos.

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3.- EL CICLO DEL NITRÓGENO 3.1.- INTRODUCCIÓN Y PROCESOS PRINCIPALES La importancia del nitrógeno es que es un elemento requerido por los seres vivos, es biógeno. El nitrógeno es el principal constituyente de las proteínas, por lo que resulta fundamental para cualquier ser vivo. Su ciclo es gaseoso ya que el depósito es el nitrógeno atmosférico y relativamente complejo ya que la intervención biológica es intensa, pero ordenada y muy específica. La masa total del nitrógeno de la Tierra circula en la biosfera entre 4 bancos:

• Atmósfera • Hidrosfera • Corteza terrestre • Tejidos: organismos vivos organismos muertos

La atmósfera constituye un depósito o almacén de nitrógeno gaseoso (un 79 % del volumen). El nitrógeno debe combinarse con hidrógeno u oxígeno ante de ser asimilado por las plantas superiores; éstas a su vez son consumidas por los animales. El 99,3 % del nitrógeno se encuentra en la atmósfera, principalmente en forma de N2, mientras que tan solo el 0,0072 % forma parte de la biosfera, 0,0057 % forma parte de MO en el suelo y un 0,6 % está en disolución en la hidrosfera. Cada banco contiene una determinada cantidad de nitrógeno en diferentes formas (orgánico, amonio, nitrito, nitrato, óxidos de nitrógeno,...). Aunque la masa total no varía, las diferentes formas están en constante flujo, intercambiándose de una forma a otra. Si no fuera por la

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influencia de las actividades humanas este flujo sería estacionario. Pero hay dos actividades que desajustan este flujo:

• Minería y uso de minerales nitrogenados, y combustibles fósiles que han estado fuera de circulación durante un largo periodo de tiempo.

• La fijación neta de gas nitrógeno por la industria química y cultivo intensivo de leguminosas

En 1970 la cantidad de nitrógeno fijada anualmente por estos dos mecanismos excedía en un 10 % la cantidad fijada por el ecosistema natural antes del desarrollo de la agricultura.

La consecuencia del exceso de nitrógeno movilizado por la actividad humana es que la hidrosfera se convierte en un sumidero de este exceso. La acumulación de nitrógeno en los “nichos” acuáticos tiene efectos indeseables. La calidad del agua es afectada y por tanto los usos potenciales que se podrían hacer de ella. El nitrógeno en sus varias formas químicas puede:

• Agotar el OD de las aguas superficiales. • Estimular el crecimiento de vida acuática (algas). • Presentar toxicidad para la vida acuática. • Ser un riesgo para la salud pública. • Alterar las características del agua residual de cara a su reutilización.

El nitrógeno se encuentra en varias formas en la naturaleza. El transporte y reacciones de los compuestos de nitrógeno a través de la biosfera se caracterizan mediante el llamado “ciclo del nitrógeno” que se representa en la figura siguiente.

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Ciclo del nitrógeno (Reproducido de EPA, 1993)

El nitrógeno puede formar una variedad de compuestos debido a los diferentes estados de oxidación que posee. En el medio ambiente la mayoría de los cambios de una forma a otra se da por vía biológica. Las formas de nitrógeno de interés en el medio natural suelo/agua son:

Compuesto Fórmula Estado de oxidación

Amoniaco Ion amonio Gas nitrógeno Ion nitrito Ion nitrato

NH3 NH4

+ N2 NO2

- NO3

-

-3 -3 0 +3 +5

El amoniaco existe en equilibrio con el ion amonio, dependiendo este equilibrio del pH y la temperatura del medio. A pH próximos a la neutralidad habría muy poco amoniaco en el medio. Las Reacciones de las formas de nitrógeno pueden ocurrir a través de varios mecanismos siendo los más importantes:

• Fijación (biológica, atmosférica e industrial) • Amonificación • Síntesis • Nitrificación • Desnitrificación

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Cada una de estas reacciones se lleva a cabo por microorganismos específicos con pérdida o ganancia neta de energía. El aspecto energético de cada reacción juega un papel importante para predecir que reacción puede ocurrir.

Fraccionamiento de amonio en función de la temperatura y del pH. La Fijación de nitrógeno significa la incorporación de nitrógeno gaseoso inerte a un compuesto químico tal que puede ser utilizado por las plantas y animales. La fijación de nitrógeno gaseoso como nitrógeno orgánico se efectúa, principalmente, por microorganismos específicos y por asociaciones de esos microorganismos con las plantas. La fijación atmosférica debido a rayos y descargas eléctricas (“lightning”) y los procesos de fijación industrial (fertilizantes y otros productos químicos) juegan un papel pequeño, pero significativo, como método de fijación.

Proceso de fijación Producto → Biológica → Compuestos orgánicos nitrogenados Gas nitrógeno → Relámpagos → Nitrato → Industrial → Amonio, nitrato

Muy pocos organismos pueden aprovechar directamente el nitrógeno del aire, y la mayor parte lo hace a través de bacterias que viven en el suelo o en las raíces de las leguminosas formando nódulos. Estas bacterias (Rhizobium) fijan el nitrógeno del aire; lo transforman en compuestos aprovechables (amoniaco y nitratos), y la planta los absorbe para formar proteínas. Estas bacterias se encuentran especialmente en las raíces de las leguminosas (judías, alfalfa, etc.). Artificialmente se puede inocular estas bacterias y aumentar la productividad de cualquier leguminosa (Rhizobiología). El tipo de bacteria es muy específico para el tipo de planta.

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Especies de plantas Especies de bacterias

• Judías, • Trébol • Alfalfa • Soja • Cacahuete

Rhizobium leguminosarum R. meliloti Bradyrhizobium japonicum B. lupinus B. arachis

Asociaciones para la fijación de Nitrógeno:

• En vida libre (es decir, fijan N2 por si mismas); p.e. las bacterias, Azospirillum. • Simbiótica (bacterias dentro de las raíces, el C proviene de la planta anfitriona); p.e..

bacteria-planta (Rhizobium y soja). • Asociación (bacterias no en raíces, sólo en la rhizosfera en torno a la raíz; el C proviene

de la planta anfitriona).

Resumen de las asociaciones en la fijación de nitrógeno

En vida

libre

Asociación Simbiosis Sistema de

fijación de N2

Fuente de

energía

C orgánico

Estimación

del N fijado

Kg//ha/año

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La Amonificación es el paso de nitrógeno orgánico a forma amoniacal. Una reacción de hidrólisis importante es la de la urea, un compuesto que se encuentra en la orina:

32422 2 CONHOHNCONHHenzima

)( →+

urea ureasa carbonato de amonio

En general, la amonificación ocurre durante la descomposición de los tejidos animales y vegetales y de la materia fecal animal:

Nitrógeno orgánico + microorganismos →→→→ NH3/NH4+

(proteínas, aminoácidos, etc.) La Síntesis, o asimilación, es una reacción bioquímica que emplea compuestos amoniacales o nitrato para formar proteína vegetal y otros compuestos nitrogenados:

NO3- + CO2 + plantas verdes + luz solar →→→→ proteína

NH3/NH4+ + CO2 + plantas verdes + luz solar →→→→ proteína

Los animales requieren proteínas vegetales y otros animales. Con ciertas excepciones, los animales no son capaces de transformar nitrógeno inorgánico a nitrógeno orgánico. La Nitrificación es la oxidación biológica del amonio. Se realiza en dos etapas, primero a nitrito y luego éste a nitrato. En el proceso están involucradas dos tipos de bacterias quimio-autótrofas que utilizan carbono inorgánico como fuente de carbono celular:

−−+ →+ →+ 32224 NOONOONHrsnitrobacteasnitrosomon

Las reacciones generalmente van juntas y suceden de forma rápida hacia la forma de nitrato; por tanto los niveles de nitrito en un instante cualquiera son relativamente bajos o nulos. El nitrato formado puede servir para síntesis, impulsar el crecimiento vegetal, o puede ser reducido, por desnitrificación, a compuestos gaseosos de nitrógeno.

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La Desnitrificación consiste en la reducción biológica de nitrato a nitrógeno gaseoso. Esta reacción puede suceder en varias etapas en su ruta bioquímica, con la producción última de gas nitrógeno. En este proceso está involucrado un amplio abanico de bacterias heterótrofas que necesitan carbono orgánico como fuente de energía:

NO3- + carbono orgánico →→→→ NO2

- + carbono orgánico →→→→ N2 + CO2 + H2O

Cabe destacar que si en el medio de reacción hay disponibles O2 y NO3-, las bacterias

preferirán emplear oxígeno para la oxidación de la materia orgánica porque así se libera más energía. Por lo tanto, para que la desnitrificación tenga lugar se requieren condiciones anóxicas en el medio (ausencia de oxígeno), aunque esta condición no es aplicable estrictamente a todas las bacterias. La amonificación, síntesis, nitrificación y desnitrificación son los principales mecanismos empleados en el tratamiento de las aguas residuales para el control o eliminación del nitrógeno.

Los principales mecanismos de transporte para el movimiento del nitrógeno a través del ambiente son:

• Precipitación • “Dustfall” • Sedimentación (sistemas acuáticos) • Viento • Movimiento del agua subterránea • Corriente superficial • Escorrentía superficial • Volatilización

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Aunque estos no son mecanismos de reacción, si producen cambios en las condiciones del medio y estos cambios inducirán reacciones en busca de un equilibrio. Los factores ambientales que influyen sobre las reacciones, entre otros, son:

• Temperatura • pH • Microbiología • Redox • Disponibilidad de : sustrato nutrientes oxígeno

Aunque los mecanismos de transporte y de reacción se describen como procesos individuales, es necesario entender que constituyen un “continuum” dinámico. 3.2.- EL CICLO DE NITRÓGENO EN LAS AGUAS SUPERFICIALES Y LOS SEDIMENTOS En la figura siguiente se representa el ciclo de nitrógeno aplicable a las aguas superficiales. Como se aprecia, el nitrógeno puede ser añadido:

• Desde la atmósfera: lluvia y “dustfall” • Por escorrentía superficial • Por entrada de aguas subterránea o sub-superficial • Por descarga o vertido de aguas residuales y/o de fangos de depuradoras

Además, el gas nitrógeno de la atmósfera puede fijarse por ciertas algas verdiazuladas y algunas especies de bacterias. En el medio acuático pueden ocurrir: amonificación, nitrificación, síntesis y desnitrificación. La amonificación de la materia orgánica es realizada por microorganismos. El amonio así formado, junto con los nitratos, puede ser asimilado por las algas y otras plantas acuáticas para síntesis. Si estos crecimientos, de algas y otras plantas acuáticas, son excesivos pueden ocasionar problemas de calidad de aguas. Puede darse nitrificación biológica del amonio, que si es excesiva, podría provocar una caída de la concentración de OD (la oxidación de 1 ppm de N-NH4

+ consumirá 4.6 ppm de O2). La desnitrificación produce nitrógeno gaseoso, que puede escapar a la atmósfera. Debido a que se requieren condiciones anóxicas para la desnitrificación, tanto el hipolimnion de los lagos (capas bajas deficitarias en OD) como la capa de sedimentos de los ríos o corrientes de agua y de lagos serán zonas importantes en cuanto a actividad desnitrificante.

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Ciclo del nitrógeno en las aguas superficiales (EPA, 1993)

3.3.- EL CICLO DEL NITRÓGENO EN EL SUELO Y EL AGUA SUBTERRÁNEA La figura siguiente presenta los aspectos principales del ciclo del nitrógeno asociado al suelo y a las aguas subterráneas. El nitrógeno puede incorporarse al suelo debido a:

• La aplicación de agua residual o de efluente de una EDAR • Los fertilizantes artificiales • La materia animal y vegetal • Precipitación y “dustfall” • Aplicación de fangos de depuradoras

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Ciclo del nitrógeno en el suelo y las aguas subterráneas (reproducido de EPA, 1993)

Además, las bacterias fijadoras de nitrógeno del suelo convierten el gas nitrógeno en formas disponibles para la vida vegetal. Los seres humanos han incrementado la cantidad de nitrógeno fijado biológicamente, mediante el cultivo intensivo de leguminosas (p.e.: judías, guisantes, ..) Generalmente, más del 90% del nitrógeno presente en el suelo es orgánico, bien en animales y plantas vivos, o en el humus originado por la descomposición de los residuos de plantas y animales. El contenido de nitrato es generalmente bajo debido a:

• Que se utiliza para síntesis • Se lixivia percolando a través del suelo • La actividad desnitrificante por debajo de la capa aerobia del suelo

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La síntesis y la desnitrificación raramente eliminarán todo el nitrato añadido al suelo en forma de fertilizante o de efluente nitrificado de EDARs. De modo que los nitratos lixiviados del suelo constituyen un problema importante de calidad de las aguas subterráneas en muchas zonas. 3.4.- FUENTES DE NITRÓGENO El estudio de las fuentes que aportan nitrógeno permitirá tener una visión global de la contribución que las EDARs realizan sobre los efectos de la acumulación de nitrógeno en el medio ambiente. Cuando se analiza el problema de la contaminación por nitrógeno, hay que tener precaución de tener en cuenta todas las fuentes y además cuantificar lo más exactamente posible el aporte de cada una de ellas. El nitrógeno puede ingresar al medio acuático desde fuentes naturales o humanas. La demarcación de estas fuentes puede no ser clara, ya que aportaciones aparentemente naturales pueden incluir nitrógeno generado por las actividades humanas. Por ejemplo, el nitrógeno que cae con la lluvia se va a deber tanto a una fijación natural (atmosférica) como a la combustión de combustibles fósiles o a la aplicación de amoniaco líquido con los fertilizantes agrícolas con la subsiguiente volatilización hacia al aire. Las principales fuentes directas que aportan nitrógeno al medio acuático se relacionan en la Tabla siguiente, incluyendo el principal mecanismo de transporte.

PRINCIPALES FUENTES DIRECTAS DE NITRÓGENO

FUENTE TRANSPORTE HACIA LOS SISTEMAS

ACUÁTICOS NATURALES Desechos no tratados Vertido directo.

Efluente de depuradora Vertido directo, aplicación al terreno.

Fangos de depuradora Vertido directo, aplicación al terreno.

Fuentes industriales Vertido directo, movimiento de agua subterránea, precipitación

Volcanes y otras emisiones de la Tierra Precipitación, viento, y sedimentación por gravedad.

Campos fertilizados Escorrentía superficial, movimiento del agua subterránea.

Desechos animales Volatilización/precipitación, escorrentía superficial, movimiento de aguas subterráneas.

Tejidos en descomposición de plantas y animales

Escorrentía superficial, movimiento de aguas subterráneas.

Tanques sépticos y lixiviados Movimiento de aguas subterráneas.

Barcos Vertido directo.

Superficies urbanas Vertido directo, escorrentía superficial.

Combustibles fósiles Precipitación, viento y sedimentación.

Organismos fijadores de nitrógeno “In situ”

Catástrofes Viento y sedimentación.

Lixiviados de vertederos de residuos Movimiento de aguas subterráneas.

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El nitrógeno de cualquier fuente puede ser soluble y/o insoluble, pudiendo intercambiar estas formas en su camino hacia las aguas receptoras. El nitrógeno soluble se encuentra principalmente en forma inorgánica:

• Amoniaco • Amonio • Nitrito • Nitrato

Pequeñas cantidades de nitrógeno soluble reducido están en la forma de compuestos orgánicos de bajo peso molecular: urea y proteínas. El nitrógeno insoluble también puede ser orgánico e inorgánico en la naturaleza. El nitrógeno insoluble orgánico puede comprender compuestos sintéticos insolubles, organismos unicelulares floculados, y partículas de detritus procedente de los tejidos vegetales y animales y de los desechos de animales. El nitrógeno insoluble inorgánico consiste, en general, de compuestos inorgánicos absorbidos o intercambiados iónicamente en los sedimentos resuspendidos en el seno del agua 4.- CICLO DEL FÓSFORO El fósforo es un elemento fundamental para los seres vivos, es biógeno, ya que forma parte de las proteínas y los ácidos nucleicos. Suele ser factor limitante en los ecosistemas. El fósforo es un componente esencial de los organismos. Forma parte de los ácidos nucleicos (ADN y ARN), del ATP y de otras moléculas que tienen PO4

3- y que almacenan la energía química, de los fosfolípidos que forman las membranas celulares, y de los huesos y dientes de los animales. Está en pequeñas cantidades en las plantas, en proporciones de un 0,2%, aproximadamente. En los animales hasta el 1% de su masa puede ser fósforo. La energía de los seres vivos, y su capacidad para producir un trabajo, proviene de la transformación del ATP en ADP, liberando fósforo. La disposición especial de la molécula con sus tres enlaces hace que la liberación de energía sea grande. Esa energía intervendrá en todas las reacciones. La concentración de fósforo dentro de la célula es mucho mayor que la del medio que la rodea. Es un ciclo de tipo sedimentario, con depósito principal en la roca fosfatada. Existen también depósitos en las acumulaciones de guano de las aves marinas y de forma mucho menor en las concentraciones de huesos fósiles y dientes. Es un ciclo menos complejo que el del nitrógeno, sobre todo porque la intervención biológica es escasa e inespecífica. Se dice que es un ciclo incompleto y abierto porque hay vías por las que el flujo circula más rápidamente que por las demás, produciéndose desajustes. Una de las causas de los desajustes es la acumulación en sedimentos profundos, que sólo aportan de nuevo por medio de los volcanes. La materia orgánica rica en fósforo se acumula en el fondo de los océanos

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(esqueleto de peces, no descompuestos). La cantidad de fósforo que va a los mares es del orden de 14x106 t anuales y vuelven al ecosistema del orden de 70x103 t. En las zonas de erupciones volcánicas, pasadas o presentes, los compuestos de fósforo son depositados por las cenizas. Por esta razón los suelos de origen volcánico son ricos en compuestos de fósforo. El guano de las islas se forma en base del excremento de las aves guaneras y con el fósforo acumulado de los peces que consumen esas aves. Estos yacimientos son renovables, porque se acumulan continuamente mientras existan aves guaneras. En la actualidad se producen unas 20 000 t/año de guano de islas, mientras en el pasado se producía hasta 200.000 t/año, por el mayor número de aves guaneras. Otra de las causas de la pérdida hacia sedimentos profundos es la poca solubilidad del fósforo, que hace que precipite rápidamente captando iones metálicos, su unión con óxidos e hidróxidos de hierro y su adhesión a partículas de arcilla. En algunos sistemas alterados y altamente productivos, con mucha fotosíntesis, se produce gran cantidad de carbonato cálcico que se combina con el fósforo y precipita. La causa de que los mares abiertos sean poco productivos es debido a que son pobres en fósforo. Es el principal factor limitante en los ecosistemas acuáticos y en los lugares en los que las corrientes marinas suben del fondo, arrastrando fósforo del que se ha ido sedimentando, el plancton prolifera en la superficie. Al haber tanto alimento se multiplican los bancos de peces, formándose las grandes pesquerías del Gran Sol, costas occidentales de África y América del Sur y otras. El fósforo puede estar en el ecosistema en forma de fosfato inorgánico soluble (PO43-) y

también como PO43- insoluble, fosfato orgánico particulado, asociado a materia orgánica viva o muerta, y a arcillas, y fosfato orgánico soluble ligado a materia orgánica soluble. La mayor concentración es la de fósforo orgánico particulado, con un 75%; el fósforo orgánico soluble con un 20% y tan sólo un 5% para el PO4=, que es el único asimilable. Una baja concentración de PO43- no da necesariamente un ecosistema con baja

productividad, ya que un ecosistema es productivo si asimila rápidamente el PO43-. La

productividad está vinculada con la velocidad de circulación del PO43-.

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Ciclo del fósforo

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5.- FORMAS DE NITRÓGENO Y FÓSFORO EN EL AGUA RESIDUAL

Composición típica de agua residual urbana bruta (Metcalf-Eddy, 1985) (todas la unidades en mg/L menos los Sólidos Sedimentables)

CONCENTRACIÓN

CONSTITUYENTE FUERTE MEDIA DÉBIL SÓLIDOS TOTALES Disueltos (SD) SD fijos (SDF) SD volátiles (SDV) En Suspensión (SS) SS fijos SSF SS volátiles SSV

1200 850 525 325 350 75

275

720 500 300 200 220 55

165

350 250 145 105 100 20 80

SÓLIDOS SEDIMENTABLES (ml/L)

20 10 5

DBO5 400 220 110

COT 290 160 80 DQO 1000 500 250 NITRÓGENO (total como N) Orgánico Amoniaco libre Nitritos Nitratos

85 35 50 0 0

40 15 25 0 0

20 8

12 0 0

FÓSFORO (total como P) Orgánico Inorgánico

15 5

10

8 3 5

4 1 3

CLORUROS 100 50 30 ALCALINIDAD (como CO3Ca)

200 100 50

GRASA 150 100 50 5.1.- Formas de nitrógeno en el agua residual El nitrógeno en el agua puede existir en cuatro formas diferentes: nitrógeno orgánico (N-org), nitrógeno amoniacal (N-NH4

+), nitrógeno de nitritos (N-NO2-) y nitrógeno de nitratos (N-NO3

-). Las dos primeras formas son las principales cuando el agua está sin tratar. La descomposición por las bacterias transforma fácilmente el nitrógeno orgánico en amoniacal, siendo un indicativo de la edad del agua residual la cantidad relativa de amonio presente. En la naturaleza, y en presencia de oxígeno, el nitrógeno amoniacal se transforma en nitrito y éste a su vez rápidamente en nitratos, que es la forma más oxidada que se encuentra del nitrógeno en el agua. En aguas residuales urbanas el Nitrógeno Total Kjeldahl (NTK) oscila entre 40 y 60 mg/L, viniendo a representar la quinta parte de la DBO5. Para otras aguas residuales esta relación puede variar ampliamente.

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Por término medio el aporte de nitrógeno por habitante es de 13 a 15 g/día, con una aportación de nitrógeno amoniacal del orden del 60%, N-org casi del 40% y sólo pequeñas proporciones de nitritos y nitratos. Sólo una pequeña fracción del nitrógeno orgánico es no-biodegradable, quizás de un 5 a 7%, por lo cual la mayor parte del N afluente está disponible para la nitrificación o síntesis de nuevas células. El nitrógeno de cualquier fuente puede ser soluble y/o insoluble, pudiendo intercambiar estas formas en su camino hacia las aguas receptoras. El nitrógeno soluble se encuentra principalmente en forma inorgánica:

• Amoniaco • Amonio • Nitrito • Nitrato

Pequeñas cantidades de nitrógeno soluble reducido están en la forma de compuestos orgánicos de bajo peso molecular: urea y proteínas. El nitrógeno insoluble también puede ser orgánico e inorgánico en la naturaleza. El nitrógeno insoluble orgánico puede comprender compuestos sintéticos insolubles, organismos unicelulares floculados, y partículas de detritus procedente de los tejidos vegetales y animales y de los desechos de animales. El nitrógeno insoluble inorgánico consiste, en general, de compuestos inorgánicos absorbidos o intercambiados ionicamente en los sedimentos resuspendidos en el seno del agua Un balance típico de nitrógeno para una planta global se presenta en la Tabla siguiente: Ejemplo de un balance de nitrógeno para toda una Planta. Nitrógeno amoniacal afluente 30.0 mg N/L + N orgánico afluente 10.0 mg N/L N total afluente (NKT) 40.0 mg N/L - N en fangos primarios

(40-70% eliminación de NKT particulado) 2.7 - N en fangos biológicos

(7-10% de SSV en fangos de desecho) 11.2 - Amoniaco en el efluente

(parámetro de diseño, fijado por norma) 0.5 - N orgánico particulado en el efluente

(7-10% de SSV efluente) 1.5 - N orgánico soluble en el efluente (0.5 a 1.5 mg N/L) 0.5 N total oxidable a N-nitrato (NOX) 23.6 mg N/L

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5.2.- Formas de fósforo en el agua residual El origen, forma y concentración de los compuestos de fósforo presentes en el agua residual son los siguientes: residuos humanos, detergentes, vertidos industriales. Las formas en las que suele presentarse son las siguientes:

• Fósforo orgánico: insoluble, transformable a fosfato soluble por fermentación ó hidrólisis)

• Fosfato (orto): soluble, forma estable en soluciones acuosas diluidas como el agua residual.

• Polifosfatos: orgánicos ó inorgánicos, solubles o no, hidrolizables total o parcialmente a ortofosfatos.

A efectos prácticos el Fósforo soluble del agua residual está en forma de ion ortofosfato, PO4

3-. Las concentraciones típicas en un agua residual urbana son las siguientes (órdenes de magnitud):

• Fósforo total (100%): 8 - 15 mg/L • Fósforo orgánico (30%): 3 - 5 mg/L • Fosfatos (70%): 5 - 10 mg/L

La relación porcentual Fósforo/DBO5: 3 - 6 %

Sólidos en suspensión no decantables: 3 - 6 % Sólidos en suspensión decantables: 25 - 6 % La fracción coloidal y supracoloidal: 3 - 5% La fracción soluble: 50% a 70%

Como ya se ha comentado anteriormente, parte del fósforo del agua residual es insoluble y queda retenido en los procesos de decantación, pasando a formar parte del fango. El resto del fósforo, soluble, después del tratamiento biológico se encuentra en forma de ortofosfatos. Durante este tratamiento parte del mismo se incorpora a la fracción proteica de las células de fango activado pasando a formar parte del fango biológico en una proporción del 1% al 2% de dicho fango. Esta incorporación reduce la concentración del fósforo en el agua entre el 15% y el 20% que, sumado a la reducción habida en la decantación primaria, produce un valor del 25% al 30%. La presencia de vertidos industriales con sales trivalentes o de iones de Ca y Mg pueden incrementar esas cifras por precipitación de fosfatos. La concentración de fósforo en el agua después de un tratamiento convencional oscila entre 6 y 11 mg/L de P, para conseguir valores inferiores es necesario recurrir a tratamientos complementarios de eliminación, pudiendo ser estos de tipo físico-químico o bien de carácter biológico.

BIBLIOGRAFÍA

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BASES CINÉTICAS DE LOS PROCESOS BIOLÓGICOS

DE DEPURACIÓN DE AGUAS RESIDUALES

1.- INTRODUCCIÓN 2.- CARACTERÍSTICAS GENERALES DEL AGUA RESIDUAL QUE AFECTAN A LOS PROCESOS BIOLÓGICOS 3.- BASES TEÓRICAS DE LOS PROCESOS BIOLÓGICOS

3.1.- Análisis de poblaciones 3.2.- Modelos de crecimiento bacteriano. Relaciones cinéticas 3.3.- Efecto de la concentración de sustrato sobre la velocidad de utilización de sustrato 3.4.- Modelo matemático de la degradación de materia orgánica

4.- EFECTO DE LA TEMPERATURA 5.- TIPOLOGÍA DE LOS PROCESOS BIOLÓGICOS BIBLIOGRAFÍA

1.- INTRODUCCIÓN Cuando se realiza un vertido de agua residual que contiene materia orgánica a una corriente de agua se produce un fenómeno de autodepuración natural de dicho vertido. La materia orgánica, generalmente expresada como DBO, es consumida por la biocenosis presente en la corriente o por la aportada por el vertido. En este proceso de degradación se consume el oxígeno disuelto de la masa de agua, pudiendo bajar su concentración a niveles críticos e incluso a cero. Los factores que influyen sobre el proceso de depuración (temperatura, biocenosis, transporte, etc.) quedan definidos por las características naturales del medio receptor. Los procesos biológicos de tratamiento de aguas residuales son básicamente una intensificación y potenciación de estos procesos de autodepuración. La depuración biológica de las aguas residuales consiste en la eliminación de la contaminación biodegradable por una biocenosis mantenida en un ambiente técnicamente controlado. Los objetivos de un tratamiento biológico son la coagulación y eliminación de sólidos coloidales no sedimentables y la estabilización de la materia orgánica. En ARD el principal objetivo es la reducción de la materia orgánica presente y, en muchos, casos la eliminación de N y P. Los nutrientes estimulan el crecimiento desequilibrado de algas, generan un empeoramiento de la calidad del agua dificultando usos, y generan cambios indeseables en los ecosistemas acuáticos. La biocenosis, o comunidad de organismos vivos, que es utilizada en los procesos de depuración está constituida generalmente por microorganismos, principalmente bacterias, pero en algunos procesos pueden llegar a intervenir, o incluso tener importancia, organismos superiores. La depuración se consigue porque la acción de microorganismos, principalmente bacterias, convierte la materia orgánica carbonosa coloidal y disuelta en diferentes gases y

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tejido celular. Dado que el tejido celular tiene un peso específico ligeramente superior al del agua se puede eliminar por decantación. Salvo que se separe de la solución el tejido celular, no se alcanzará un tratamiento completo. Puesto que el tejido celular es de naturaleza orgánica, aparecerá como parte de la medida de la DBO del efluente. Si no se separa el único tratamiento realizado es la conversión bacteriana de una fracción de la materia orgánica presente originalmente en diversos productos gaseosos finales. La contaminación que contiene el agua residual constituye el substrato o alimento de la biocenosis, la cual se mantendrá controlada en un cierto lugar al que denominaremos reactor biológico. En el reactor se deben mantener unas determinadas condiciones ambientales para permitir el desarrollo óptimo de la biocenosis. Si ésta es de tipo aerobio se suministrará el oxígeno suficiente para mantener condiciones aerobias en el reactor, por el contrario si fuese de tipo anaerobio se evitará la entrada de oxígeno al sistema. Como consecuencia del consumo de substrato y de nutrientes la cantidad de biomasa del reactor aumentará, lo cual puede exigir la extracción del crecimiento excesivo de biomasa (fango) para dejar el agua sin ésta. La contaminación del agua, substrato y/o nutrientes, quedará eliminada debido a su utilización por la biocenosis, la cual generará productos como anhídrido carbónico (CO2) en ambiente aerobio, CO2 y metano en ambiente anaerobio, nitrógeno y sulfídrico en ambiente anóxico.

BIOCENOSIS

REACTOR

CrecimientoBIOMASA

Agua

Contaminación

Agua

Sustrato (DBO(C))

Nutrientes (N,P)

Sustrato

Nutrientes (0)

Aerobio Anaerobio / Anóxico

CO2O2

CH4CO2

N2

SH2

Fundamentos de los procesos biológicos El control del proceso requiere del conocimiento de los principios que gobiernan el crecimiento de los microorganismos, entre ellos:

• Factores que influyen en la velocidad de eliminación de la DBO • Factores que determinan el crecimiento de la biomasa • Demanda de oxígeno • Evacuación de la biomasa del proceso

Todo ser vivo emite continuamente materia y energía al exterior, producidas por reacciones bioquímicas que desintegran los principios inmediatos de su organismo. Este proceso se denomina desasimilación, catabolismo (respiración endógena). El ser repara sus pérdidas materiales y energéticas tomando del exterior materia y energía o sustancias endoenergéticas. Con estos materiales elabora los principios inmediatos de su propio organismo, mediante reacciones de tipo sintético, proceso denominado también asimilación o anabolismo. El conjunto es el metabolismo = anabolismo + catabolismo

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• Reacciones de síntesis = Asimilación = Anabolismo Incorporación de materia orgánica al protoplasma de los microorganismos produciéndose nuevo tejido celular, es decir un crecimiento de la masa de los microorganismos:

CHONS +O2 + Energía ⇒ C5H7NO2

Materia orgánica Nuevas células bacterianas

del agua residual

El proceso por el que los microorganismos aumentan y consiguen energía es complicado. Parte de la materia orgánica en disolución puede difundirse directamente a través de la membrana celular de los microorganismos y otra parte, de carácter más complejo, debe sufrir un tratamiento previo de hidrólisis con la ayuda de enzimas extracelulares segregadas por bacterias.

• Reacciones de Desasimilación = Catabolismo

Una fracción de la materia orgánica se oxida dando lugar a productos finales. Este proceso se lleva a cabo para obtener la energía necesaria para la síntesis de nuevo tejido celular.

CHONS +O2 ⇒ CO2 + NH3 + Otros productos finales + Energía

La reacción global oxidación- síntesis puede expresarse como sigue

CHONS +O2 ⇒ CO2 + NH3 + C5H7NO2 + Otros productos finales

Materia orgánica Nuevas células bacterianas del agua residual

En ausencia de materia orgánica el tejido celular será utilizado endógenamente generándose productos gaseosos finales y energía para el mantenimiento de las células. Este proceso se denomina respiración endógena.

C5H7NO2+5O2 ⇒ 5CO2 + NH3 + 2H2O + Energía

Células bacterianas

En los sistemas de tratamiento biológico estos tres procesos tienen lugar de forma simultánea.

2.- CARACTERÍSTICAS GENERALES DEL AGUA RESIDUAL QUE AFECTAN A LOS PROCESOS BIOLÓGICOS En esencia, los microorganismos pueden tomar de una disolución únicamente aquellas sustancias que tienen valor nutritivo y son adecuadas para construir material celular o para ganar energía.

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Las aguas residuales no son ideales como alimento. Para las bacterias heterótrofas la relación ideal sería C:N =12:1 y C:P = 30:1. En estas condiciones, parte del carbono sería suficiente para producir por oxidación la energía suficiente para que el resto junto con el N y el P pudieran transformarse completamente en material celular. En el agua residual urbana sobran normalmente N y P con lo que después de una depuración biológica hay todavía combinaciones remanentes de N y P. En aguas residuales industriales puede pasar lo contrario. En general, hay que comprobar el balance de nutrientes. Puede haber otros problemas debido a componentes que cambien el pH, que sean tóxicos o que inhiban la acción de los microorganismos. En la degradación biológica en una depuradora puede distinguirse entre sustancias fácil y difícilmente biodegradables. Una sustancia es fácilmente biodegradable, cuando en la biomasa hay, en concentración suficiente, todas las enzimas específicas para el metabolismo. En este caso pueden tener lugar todas las reacciones con velocidad óptima y la sustancia correspondiente se transforma en medio aerobio, por ejemplo, en CO2 y H2O. Para cada etapa de la cadena de reacciones hace falta una enzima específica. Si no se da esta situación, se habla de sustancias no o difícilmente biodegradables. Hay sustancias químicas sintéticas que se han producido con la idea de que sean duraderas, como por ej. DDT, que son difícilmente biodegradables pero no hay que confundirlas con las que, normalmente, se hacen acreedoras a ese apelativo como por ej., la celulosa, que con los tiempos de retención habituales en los reactores biológicos no se degrada. La biodegradabilidad de una sustancia no depende sólo de su estructura sino también de las condiciones del proceso como por ej., relación alimento/microorganismo, tiempo de retención, tipo de biomasa, etc. La degradación por medio de la biocenosis de los sistemas biológicos tiene lugar por procesos de adsorción/desorción y asimilación/desasimilación. En un primer paso las sustancias son adsorbidas en la superficie del flóculo o de la biopelícula hasta que toda la superficie de contacto esté cubierta. Por este proceso las “sustancias no biodegradables” pueden también ser adsorbidas y retiradas con el fango en exceso. La capacidad de adsorción es limitada y no selectiva con lo que con este mecanismo sólo pueden eliminarse cantidades limitadas de esas sustancias. La adsorción es un proceso electroquímico en el que no interviene directamente ninguna enzima. Está, sin embargo, indirectamente unida a la degradación enzimática. Para regenerar la capacidad de adsorción de la superficie de los flóculos deben liberarse los flóculos de su carga al hacerse las sustancias adsorbidas accesibles al metabolismo y el flóculo se regenera. En el transcurso de la “desorción” tiene lugar una toma de las moléculas más pequeñas por ósmosis en el interior de la célula y las partículas gruesas son disueltas por exoenzimas y divididas antes de ser transportadas al interior de la célula por sistemas enzimáticos (permeasas). En el interior de las células se utilizan las sustancias por desasimilación y asimilación para ganar energía (metabolismo energético) y para sintetizar sustancia celular. Aquí se consuma la degradación de los polímeros a productos finales pobres energéticamente, por medio de varias

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etapas catalizadas por enzimas. Si falta alguna enzima no se consumará el proceso correspondiente. Las distintas etapas de la degradación biológica pueden escribirse en función del grado de disponibilidad de las enzimas necesarias.

• Sustancias fácil o rápidamente biodegradables Todas las enzimas necesarias para catalizar la degradación hasta productos finales están en la biomasa en cantidad suficiente. En algunos casos (fase de puesta en marcha, sobrecargas bruscas, con sustancias hasta entonces no contenidas en el agua residual) puede ser necesaria una fase de arranque de algunas horas. Esto es así porque los microorganismos no tienen todo el tipo de enzimas almacenado. Poseen, sin embargo, la capacidad de sintetizar en poco tiempo las enzimas necesarias (síntesis de enzimas inducida por un sustrato específico).

• Sustancias difícil o lentamente biodegradables

En la biomasa no están las enzimas requeridas o están en cantidad insuficiente. Hay que intentar enriquecer la biomasa en los microorganismos adecuados. Si no los hay, hay que esperar que se creen, por mutación, los nuevos microorganismos con las cualidades requeridas. Las mutaciones pueden ser espontáneas o ser aceleradas con ciertas medidas (productos químicos). Las posibilidades de lograr la mutación o selección requieren largos períodos de adaptación y pueden requerir meses.

• Sustancias no biodegradables Su estructura química es tal que no hay microorganismos que dispongan de las enzimas adecuadas para su degradación. No está excluido que una sustancia no biodegradable, por mutación de los microorganismos, sea un día biodegradable.

En la práctica de la depuración hay que ver si las sustancias difícilmente biodegradables están solas o mezcladas con otras fácilmente biodegradables. En el mismo sentido, cuando hay una oferta variada de alimento los microorganismos utilizan primero la fracción más fácilmente biodegradable. Si ello es suficiente, la parte difícilmente biodegradable no es utilizada. 3.- BASES TEÓRICAS DE LOS PROCESOS BIOLÓGICOS Con el fin de entender y analizar los procesos biológicos de depuración de aguas, se estudia a continuación el comportamiento de los microorganismos frente al alimento o substrato disponible, profundizando en la capacidad o velocidad a la que son capaces de utilizarlo o metabolizarlo. Para ello se analiza la evolución de las poblaciones bajo diferentes circunstancias (dinámica de poblaciones) y la cinética de eliminación o utilización del substrato (biocinética).

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3.1.- Análisis de poblaciones Si se toma un cierto substrato con cantidades en exceso de nutrientes esenciales y se realiza una siembra de una especie microbiana concreta (bajo ciertas condiciones) se obtiene lo que se denomina un cultivo puro se puede estudiar como evoluciona su población o su biomasa en el tiempo. La representación gráfica de este fenómeno queda reflejada en la figura siguiente:

Tiempo

Sustrato

Fase

latente

Crecimiento

exponencial

Fase

estac.

Crecimiento

decreciente

Respiración

endógenaLog.N

de

células

Evolución de la población o biomasa en un cultivo puro

Al principio los microorganismos se aclimatan al nuevo medio, provocando un cierto retardo en su crecimiento, para después, en abundancia de alimento, crecer exponencialmente. En esta fase predomina el anabolismo, asimilación o síntesis de alimento. El crecimiento sólo es función de la capacidad de los microorganismos en procesar substrato. Según va aumentando el número de individuos el alimento empieza a escasear, la curva de crecimiento pasa por un punto de inflexión y la población tiende a un límite o saturación. A partir de este momento, y en presencia de muy bajas concentraciones de alimento, la población empieza a decrecer siendo preponderantes los fenómenos de catabolismo, desasimilación o respiración endógena. Los microorganismos metabolizan su propio protoplasma, sin reposición del mismo. Si se analiza la evolución de la población (número de células o masa) de forma más detenida:

1. Fase de retardo, aclimatación o latente: Tras el inóculo, la fase de retardo representa el tiempo necesario para que los organismos se aclimaten a las nuevas condiciones ambientales y empiecen a dividirse.

2. Fase de crecimiento exponencial: Siempre existe una cantidad en exceso de alimento alrededor de los microorganismos. El crecimiento es sólo función de la capacidad de los microorganismos para procesar el sustrato. Predomina el anabolismo, asimilación o síntesis. La célula se divide a una velocidad determinada por su tiempo de generación y su capacidad de procesar alimento (velocidad constante).

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X = X0⋅e µt crecimiento exponencial de la biomasa 3. Fase de crecimiento decreciente: La tasa de crecimiento y en consecuencia el

número de células disminuye como consecuencia de la limitada disponibilidad de alimento (Monod).

4. Fase estacionaria: La población permanece constante. a) Las células han agotado el sustrato o los nutrientes necesarios para el

crecimiento. b) La generación de células nuevas se compensa con la muerte de células viejas.

5. Respiración endógena: En presencia de concentraciones muy bajas de alimento la

población empieza a decrecer siendo preponderantes los fenómenos de catabolismo, desasimilación o respiración endógena. Los microorganismos se ven obligados a metabolizar su propio protoplasma sin reposición del mismo. Se puede producir un fenómeno llamado lisis celular, los nutrientes que quedan en las células muertas se difunden en el medio, proporcionando alimento a las células vivas existentes.

La velocidad de desaparición es proporcional a la concentración de microorganismos (X):

dX/dt = -bX Para que un cultivo biológico sea viable se requiere la presencia de:

a) Una fuente de carbono para la síntesis de materia celular nueva: La materia orgánica (que aporta C orgánico, que utilizan los organismos heterótrofos), y el CO2 (autótrofos) son las dos principales fuentes de carbono. Los organismos autótrofos emplean mayor energía para la síntesis de tejido celular, por ello la tasa de crecimiento es menor que en los heterótrofos. b) Una fuente de energía: La energía necesaria para la síntesis celular se obtiene de la luz (organismos fotótrofos) o de las reacciones químicas de oxidación (quimiótrofos) liberando la energía contenida en los compuestos químicos. c) Iones inorgánicos (nutrientes): N, P, S, K, Ca y Mg Son esenciales para el crecimiento aunque algunos de ellos sólo se requieran en pequeñas cantidades.

d) Factores del crecimiento: Hay evidencia de que ciertos materiales, como las vitaminas, son esenciales para el crecimiento óptimo de cuando menos algunos tipos de organismos.

Una expresión empírica del protoplasma es C5H7NO2 y es claro que la composición de la célula controlará los requerimientos del organismo. Así el C, N y en menor grado el P son esenciales para el crecimiento. Si alguno de los factores citados se presenta de forma limitada la curva de crecimiento se verá modificada.

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Realizando este ensayo individualmente para diferentes especies (cultivos mixtos) se podría ver que cada una tiene su particular velocidad de crecimiento (o tiempos de duplicación) específica. Si por el contrario, en lugar de un cultivo puro o monocultivo, se realiza una siembra de múltiples especies, su evolución puede ser descrita por la siguiente figura:

A

B

C

TIEMPOTiempo de estancia

Evolución de las poblaciones en un cultivo mixto Las especies con mayor tiempo de duplicación (crecimiento más lento) tardarán más en aparecer en cantidades apreciables, e incluso habrá especies (p. ej. C) que para llegar a desarrollarse necesitan de la aparición previa de otras especies (p ej. A) sobre las cuales podrían realizar predación. De este simple análisis puede apreciarse que si en un reactor biológico limitamos el tiempo de estancia de los microorganismos impediremos el desarrollo de especies de más lento crecimiento o de tiempo de duplicación superior al tiempo de estancia límite establecido. De esta manera, en algunos procesos biológicos, el tiempo de estancia de los microorganismos (tiempo de retención celular) será una importante variable de control, que posibilitará el desarrollo de unas especies y evitará el de otras. Aunque la fase de crecimiento exponencial coincide con la máxima tasa de eliminación de substrato esta fase no constituye una zona óptima para el funcionamiento de los sistemas de depuración. A fin de mantener el crecimiento exponencial, el alimento habría que suministrarlo en grandes cantidades y, por el contrario, la concentración de dicho substrato en el efluente debe minimizarse. Además, la utilización de substrato en grandes cantidades requiere un rápido suministro de otros nutrientes y de oxígeno, lo cual puede presentar dificultades. Por otro lado, las bacterias en fase de crecimiento tienen una reducida capacidad de almacenamiento de subproductos. La fase de crecimiento decreciente es la que se utiliza generalmente en los procesos biológicos de tratamiento, ya que permite evitar los problemas anteriores. Algunos sistemas, tales como la aireación prolongada y la digestión de fangos, funcionan en la fase endógena.

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3.2.- Modelos de crecimiento bacteriano. Relaciones cinéticas

• Velocidad de crecimiento microbiano específico

Cuando los requerimientos ambientales (ausencia de tóxicos) y nutricionales (alimento suficiente) se cumplen, la biomasa bacteriana en un cultivo se incrementa al cabo de un tiempo en forma proporcional a la concentración existente. Es decir:

∆X ∝ X⋅∆t siendo, ∆X y X concentraciones de microorganismos. Introduciendo una constante de proporcionalidad, µ, puede escribirse:

tXX ∆⋅⋅=∆ µ o bien:

Xdt

dX.µ=

considerando una concentración inicial X0 e integrando se obtiene:

tXX ⋅+= µ0lnln o bien

tX

X⋅=

µ

0

ln

y t

eXX⋅

⋅=µ

0

Lo que indica que, en las condiciones indicadas al principio (sustrato ilimitado), se produce un crecimiento exponencial de la biomasa

El valor X

dtdX /=µ se conoce como velocidad de crecimiento específico y es la

velocidad de crecimiento por unidad de biomasa. Se expresa normalmente en días-1. Si hay limitación de sustrato (o nutrientes) se puede aplicar la ecuación de Monod para relacionar el crecimiento específico, µ, con la concentración de sustrato:

SK

S

S

m+

= µµ

donde:

µ = velocidad de crecimiento celular específico (d-1) µm = valor máximo de µ (d-1) S = concentración del sustrato limitante del crecimiento (mg/L) KS = cte. semi-saturación = conc. de sustrato tal que µ = µm/2 (mg/L)

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Esta última ecuación aparece expresada en la siguiente figura:

S

µmax

2maxµ

KS

µµµµ

• Crecimiento celular en función del sustrato utilizado

El coeficiente de producción, Y, expresa el crecimiento experimentado por la biomasa en función del sustrato utilizado. Es un coeficiente estequiomético que se define como:

SYX ∆⋅=∆

YdS

dX=

En condiciones estables (poca variabilidad tanto del sustrato como de las condiciones ambientales) Y puede considerarse un valor constante.

• Velocidad de utilización de sustrato en cultivos microbianos

En un cultivo microbiano, el cambio de concentración de sustrato al cabo de un tiempo t es proporcional a la cantidad de biomasa presente:

∆S ∝ X.∆t

Introduciendo una constante de proporcionalidad k:

tXkS ∆⋅⋅=∆

Xkdt

dS.=

Esta expresión indica que la velocidad de utilización de sustrato referida a la concentración de microorganismos es constante y tiene el valor de k:

kX

dtdS=

/

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El parámetro k se denomina velocidad de utilización específica de sustrato: cantidad de sustrato utilizada en la unidad de tiempo por unidad de biomasa (g S/d/g X).

A partir de las expresiones anteriores:

dXdt

dXX

dS

dt

X

dS

k⋅

⋅

==

dXdt

X

dXdS

k⋅

⋅

=

Y

dS

dXdX

dS

dXdt

dtdS µµµµ==

⋅=

⋅

⋅⋅=

es decir:

Yk

µ=

3.3.- Efecto de la concentración de sustrato sobre la velocidad de utilización de sustrato De forma análoga a lo establecido para la velocidad de crecimiento específico y dado que son proporcionales (k y µ), puede establecerse la siguiente expresión:

km es la velocidad máxima de utilización específica de sustrato (cuando S >> Ks). Como consecuencia:

SK

Skk

S

m+

=

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Yk m

m

µ=

3.4.- Modelo matemático de la degradación de materia orgánica En 1970 Lawrence y McCarty desarrollaron un modelo matemático para la biodegradación aerobia de materia orgánica cuya estructura resumida es la siguiente:

O2 O2

Utilización de sustrato Respiración endógena

Estructura del modelo de Lawrence y McCarty

El sustrato (por ejemplo la concentración de DBO5 del agua residual) es utilizado por la biomasa bacteriana. La biomasa bacteriana se expresa como sólidos suspendidos totales (SST) o volátiles (SSV). La utilización de sustrato depende de la cantidad de microorganismos presentes en el reactor así como de la concentración de sustrato. La expresión es:

XSK

Sk

dt

dS

S

m⋅

+

⋅=

que es la misma que la anterior ya que: kX

dtdS=

Si S >> KS: Xkdt

dSm

=

Si S << KS: SX

K

k

dt

dS

S

=

S X XP

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Respecto a la variación de concentración de la biomasa se obtiene la siguiente expresión teniendo en cuenta el coeficiente de producción:

XSK

SkY

dt

dSY

dt

dX

S

⋅

+

⋅⋅=⋅=

Por respiración endógena se produce una pérdida de biomasa:

XKdt

dXd

=

Por tanto el balance neto es:

XKXSK

SkY

dt

dXd

S

−⋅

+

⋅⋅=

O también:

XKdt

dSY

dt

dXd−=

denominada también “fórmula de Heukelekian”.

El término Kd engloba diversos factores que contribuyen a la disminución de las bacterias: lisis, ruptura de la membrana celular, predación de protozoos, etc. Aproximadamente el 80% de la biomasa es biodegradable con lo que el residuo inerte final es del orden del 20% de la biomasa que se pierde (o de la cantidad que se disminuye). La consecuencia es que hay una velocidad de crecimiento específico bruto:

SK

SkY

X

dtdX

S+

⋅==µ

y una velocidad de crecimiento específico neto, µ’:

d

S

KSK

SkY −

+

⋅='µ

Análogamente hay un coeficiente de producción bruta, Y, y otro de producción observada o neta, Yobs:

µ

µ 'YY

obs=

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De forma similar, se puede plantear que el consumo de oxígeno estará influido por la eliminación o utilización del substrato y por el mantenimiento o respiración de la biomasa presente. Es decir:

Xbdt

dSa

dt

dOD+=

donde:

dOD/dt = velocidad de consumo de oxígeno (MO L-3 T-1) a = coeficiente de utilización de oxígeno para síntesis (MO MS

-1) b = coeficiente de respiración endógena (T-1)

Ambos coeficientes, a y b, varían con el tipo de proceso. 4.- EFECTO DE LA TEMPERATURA La dependencia de la temperatura de las constantes biológicas es muy importante para evaluar la eficiencia general de un proceso de tratamiento biológico. La temperatura no sólo influye sobre la actividad metabólica de la población bacteriana, sino que tiene un efecto profundo en factores tales como las tasas de transferencia de gas y las características de sedimentación de los sólidos biológicos. El efecto de la temperatura en la tasa de reacción de un proceso biológico se expresa generalmente de la siguiente forma:

)20(

20

−

=T

Trr θ

en donde:

rT = coeficiente de reacción a T ºC r20 = coeficiente de reacción a 20 ºC θ = coeficiente de actividad de la temperatura T = temperatura, ºC El valor de θ para los procesos biológicos varía desde cerca de 1.02 a 1.09, siendo característico 1.04. 5.- TIPOLOGÍA DE LOS PROCESOS BIOLÓGICOS Se pueden realizar múltiples clasificaciones de los procesos biológicos basándose en distintos aspectos. A continuación se destacan algunas de ellas:

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Tipos de procesos biológicos

Eliminación de MateriaOrgánica Carbonosa (o DBO(c))

Nitrificación (o eliminación de DBO(N))

Desnitrificación

Eliminación de Fósforo

Aerobio

Anóxico

Anaerobio

Cultivo en Suspensión.

Cultivo fijado a soportes.

Según potencial

de oxidación-

reducción del

medio

Según la forma de

estar la biomasa

en el reactor

Según elemento

a eliminar o

transformar

• Según el elemento contaminante a eliminar o transformar se puede diferenciar:

a) Procesos biológicos para la eliminación de materia orgánica carbonosa, es decir para la eliminación de la DBO o DBO carbonosa. b) Para la eliminación de la demanda bioquímica de oxígeno debida al nitrógeno o DBO nitrogenada que corresponde a los procesos denominados de nitrificación, es decir transformación de nitrógeno orgánico y amoniacal a nitritos y nitratos. c) Para la eliminación de nitrógeno oxidado (nitritos, nitratos) en forma de nitrógeno gaseoso, también denominados procesos de desnitrificación. d) Para la eliminación global de nitrógeno como combinación de los dos anteriores (nitrificación-desnitrificación). e) Para eliminación de fósforo.

• Según el potencial de oxidación-reducción en el que se va a desarrollar la

reacción biológica se pueden diferenciar: a) Procesos aerobios, que necesitan oxígeno. b) Anóxicos, con ausencia o escasez de oxígeno disuelto, pero que necesitan de compuestos oxidados como los nitratos (NO3

-). c) Anaerobios, en ambiente con ausencia estricta de oxígeno disuelto.

Hay procesos en los que se combinan varios de estos ambientes.

• Por último, en el reactor la biocenosis puede permanecer en diversas formas

siendo dos las principales. La primera corresponde a lo que se denomina cultivo en suspensión, es decir, los microorganismos se encuentran en suspensión en el seno del agua por lo que es necesario separarlos del efluente del reactor y devolverlos al reactor para mantener una determinada concentración de biomasa. El proceso más

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representativo de los de cultivo en suspensión es el de fangos activos. La otra forma es como cultivo fijado a soportes, los microorganismos se fijan o adhieren a diferentes materiales o soportes quedando retenidos en el reactor a pesar del paso de agua a través del mismo, no siendo arrastrados con ella. A este segundo grupo de procesos también se los denomina procesos de película fija o de película biológica o procesos biopelícula.

BIBLIOGRAFÍA

CORTACANS, J.A. (2000) “Fangos activos: eliminación biológica de nutrientes”. Edita Colegio de I.C.C.P. Madrid. ISBN 84-380-0177-7. ECKENFELDER, W.W.; (1980); "Principles of water quality management"; CBI Publishing Company, Inc.; Boston. HERNÁNDEZ, A.; (1993); "Depuración de aguas residuales"; Colección Seinor (nº 9); Colegio de Ing. de Caminos, Canales y Puertos, Madrid; 3º edición; ISBN 84-380-0040-1. HERNÁNDEZ MUÑOZ, A.; HERNÁNDEZ LEHMANN, A.; GALÁN, P.; (1995); "Manual de depuración Uralita. Sistemas de depuración de aguas residuales en núcleos de hasta 20.000 habitantes"; Editorial Paraninfo; ISBN: 84-283-2162-0. IMHOFF, K.; (1969); "Manual de saneamiento a poblaciones"; Editorial Blume; Madrid. METCALF-EDDY; (1985); "Ingeniería sanitaria. Tratamiento, evacuación y reutilización de aguas residuales"; Editorial Labor; Barcelona; ISBN 84-335-6421-8. ORTEGA, E.; (1992); "Tratamientos biológicos aerobios" en "Curso sobre tratamiento de aguas residuales y explotación de estaciones depuradoras"; 2 tomos, Gabinete de Formación y Documentación del CEDEX, MOPT; Madrid. RAMALHO, R.S.; (1991); "Tratamiento de aguas residuales"; Editorial Reverté; Barcelona; 705 págs.; ISBN 84-291-7975-5. RONZANO, E.; DAPENA, J.L.; (1995); "Tratamiento biológico de las aguas residuales"; PRIDESA; Editorial Díaz de Santos; ISBN: 84-7978-202-1. STEEL, E.W.; McGHEE, T.; (1981); "Abastecimiento de agua y alcantarillado"; Editorial Gustavo Gili, S.A.; Barcelona; 636 págs.; ISBN 84-252-0094-6. TEJERO I., SUÁREZ J., JÁCOME A., TEMPRANO J. (2001) “Introducción a la Ingeniería Sanitaria y Ambiental” Tomo II. TEJERO I.; JÁCOME A.; LORDA I.; SANTAMARÍA C. (1995). Procesos biopelícula de depuración de aguas residuales: procesos convencionales. Retema, Marzo/Abril, págs. 68 - 83. WEBER, W.J.; (1979; "Control de la calidad del agua. Procesos físico químicos"; Editorial Reverté, 654 pgs.; ISBN 84-291-7522-9. WEF - ASCE; (1992); "Desing of municipal wastewater treatment"; Water Environmental Federation; 2 vol.; American Society of Civil Engineering; Alexandria, Virginia; 1592 págs. WEF; (1990); "Operation of municipal wastewater treatment plants"; Water Environmental Federation; 3 vol.; Alexandria, Virginia; 1342 págs. WINKLER, M.A.; (1993); "Tratamiento biológico de aguas de desecho"; Editorial Limusa-Noriega; México; I.S.B.N. 968-18-1926-8.

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DOCUMENTO 2

PROCESOS DE BIOMASA EN SUSPENSION.

FUNDAMENTOS

1.- INTRODUCCIÓN 2.- CONCEPTO 3.- TEORÍA Y DISEÑO DE PROCESOS 3.1.- teoría: aplicación de la biocinética al diseño del proceso 3.2.- Control del crecimiento de la biomasa 3.3.- Necesidades de oxígeno 3.4.- Necesidades de recirculación de fangos 3.5.- Parámetros de diseño

1.- INTRODUCCIÓN Los procesos de cultivo en suspensión mantienen la biomasa, a una determinada concentración, en suspensión en el reactor por medio de un sistema de mezcla. Estos procesos incluyen los fangos activados y sus muchas modificaciones: aireación prolongada, oxidación total, etc. El proceso de fangos activos es quizá el más experimentado y del cual existen más instalaciones. Comenzó a desarrollarse en Inglaterra en 1914 y a través de sus diversas variantes se ha implantando extensamente. 2.- CONCEPTO Con el agua residual se introduce al reactor biológico substrato y microorganismos. En el reactor, bajo unas determinadas condiciones y con disponibilidad de oxígeno, se producirá la estabilización aerobia de la materia orgánica. En la salida del reactor tendremos un efluente con una concentración menor de materia orgánica y con microorganismos en elevada concentración por haber metabolizado el substrato y crecido en número, ante las buenas condiciones ambientales del reactor. Es conveniente agitar el líquido del reactor, para que todos los microorganismos tengan similar acceso al alimento. En el reactor se controla tanto el consumo como la disponibilidad de oxígeno en todo momento. Debido a la metabolización del substrato por la biomasa se forman flóculos bacterianos. Estos flóculos, partículas sólidas, sedimentarían si no hubiera agitación en el reactor.

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Concepto básico de reactor biológico con biomasa suspendida Si consideramos un sistema abierto, como el de la figura, en el que hay una entrada de substrato y una salida de agua tratada, pero acompañada de biomasa, necesitaremos un gran volumen de reactor porque los tiempos necesarios para conseguir tener suficientes microorganismos alimentándose serán altos, ya que parte de los ya existentes los perdemos en el efluente. No es interesante ni la pérdida de biomasa ni que el efluente salga con partículas en suspensión. Si interesa una baja DBO y una baja concentración de microorganismos en el efluente. En un proceso de fangos activos se pueden distinguir dos operaciones diferenciadas: la oxidación biológica y la separación sólido-líquido. La primera se producirá en el reactor y la segunda en un decantador.

En el reactor biológico, o cuba de aireación, se provoca y controla el desarrollo de un cultivo biológico formado por un gran número de microorganismos, que van a estar agrupados de forma general en flóculos. La población bacteriana se mantiene en un determinado valor que estará en equilibrio con la carga orgánica a eliminar que llega con el agua residual. La concentración de microorganismos se suele expresar como sólidos en suspensión, concretamente la expresión que se utiliza es la de SSLM, ó sólidos en suspensión en el licor mezcla. Una mejor medida de la concentración de microorganismos es el uso de los sólidos en suspensión volátiles en el licor mezcla SSVLM. El sistema de fangos activos necesita para su operación un sistema de aireación y agitación. La aireación permitirá la incorporación de oxígeno al licor mezcla y por lo tanto a los microorganismos aerobios. La agitación evitará la sedimentación de los flóculos en el reactor, y homogenizará los fangos activados.

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Una vez la materia orgánica ha sido suficientemente metabolizada, lo que requiere un determinado tiempo, entre 1 hora y 24 horas según el tipo de proceso, el licor mezcla se envía a un decantador en el que se separan los flóculos del agua depurada. Para evitar la pérdida de biomasa y mantener elevadas concentraciones de la misma en el reactor se recircula parte de los fangos separados en el decantador secundario, otra parte, biomasa o fangos en exceso, será enviada a la línea de fangos de la depuradora, en donde serán tratados.

Elementos básicos de un sistema de tratamiento con fangos activos

3.- TEORÍA Y DISEÑO DE PROCESOS 3.1.- Aplicación de la biocinética al diseño del proceso Se puede comenzar con un análisis simplificado de los flujos que se producen en el reactor. Nuestro interés, en principio, es determinar cual será el rendimiento de eliminación de DBO del reactor. El esquema inicial simplificado de flujos es el siguiente:

En donde:

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Q = caudal afluente de agua residual (L3 T-1) S0 = concentración inicial de substrato (M L-3) X = concentración de biomasa en el reactor (M L-3) Qr = caudal de recirculación (L3 T-1) Sf = concentración de substrato en el efluente (M L-3)

Las hipótesis simplificadoras son las siguientes:

a) El reactor es de mezcla completa ideal. Siendo X constante. La concentración de substrato en el reactor es igual a Sf. b) Recirculamos agua con una concentración Sf, similar a la del efluente. No funciona, o no existe el decantador secundario. c) Estamos en un modelo estacionario, es decir, no hay cambios con respecto al tiempo. Los parámetros no varían con el tiempo.

Entonces, se puede plantear el siguiente balance de masas:

( ) ( )dt

dSVSQQSQSQ

f

frfr ⋅−⋅+−⋅+⋅= 00

Según el modelo de Monod:

fs

ff

SK

SXk

dt

dS

+

⋅⋅

=

considerando que:

oS

Sf

S

K

K

k

KS

1=

<<

queda:

f

fSX

S

K

dt

dS⋅⋅=

0

1

ya que Sf es la concentración de sustrato que hay en todo el reactor debido a la mezcla ideal completa. Operando se ve que el caudal de recirculación no afecta al balance:

( ) XSS

KVSSQ ff ⋅⋅⋅=−⋅

0

10

ordenando términos queda: ( )

1

0 1

KXV

SSQ

S

S f

o

f⋅

⋅

−⋅

=

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D2 Página 5



El rendimiento conseguido se podrá expresar de la siguiente forma:

XV

SSQ

KR

S

SR

ff

⋅

−⋅

⋅−=−=

)(111

0

10

Si en la expresión anterior, analizamos el término:

( )CMMÁSICACARGA

ismosmicroorgan

entoa

XV

SSQ f===

⋅

− lim0

Podemos escribir entonces:

CMK

R ⋅−=

1

11

Se define la CARGA MÁSICA, CM, como la masa de substrato consumida por la masa de microorganismos existentes en el reactor en la unidad de tiempo. Se puede expresar en Kg DBO5 eliminados/Kg SSV/d o también en Kg DBO5 eliminado/Kg SS/d . La concentración de biomasa, X, se expresa, como ya se dijo, como SSLM o SSVLM. Ocasionalmente, debido a un alto rendimiento de la depuración, Sf alcanza un valor tan bajo, que se puede despreciar, y entonces la carga másica aproximada sería:

XV

SQCM

⋅

=0

Otro parámetro que se suele utilizar para describir el proceso es la CARGA VOLÚMICA, CV, que es la relación entre la masa de substrato que entra en el reactor por unidad de tiempo y el volumen de la cuba. Se expresa en Kg de DBO5 afluente por día y por m3 de cuba:

V

SQCV

0⋅=

Este parámetro permite introducir el efecto del tiempo de retención hidráulica, TRH, ya que V/Q =TRH. 3.2.- Control del crecimiento de la biomasa Para estudiar el crecimiento de la biomasa y mantener una determinada concentración en el reactor se puede hacer el siguiente balance:

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Tenemos un reactor de volumen V, con una concentración de biomasa X y consideramos en este caso un caudal y una concentración de biomasa del afluente Q y X0, del efluente Q y Xe, de recirculación Qr y Xr y de eliminación del exceso de biomasa (purga de fangos) bien del reactor, QW´ y X; bien del decantador QW y Xr. Haciendo el balance de masas:

erwXQXQ

dt

dXV

dt

dXVXQ

IÓNRECIRCULACDECANTADORREACTOR

⋅+⋅=

+

⋅+⋅

+

'0

Se pueden despreciar el primer término de la izquierda y el primero de la derecha, ya que las concentraciones de biomasa afluente y efluente del sistema son inferiores hasta en dos órdenes de magnitud a la del reactor. En segundo lugar, hay que tener en cuenta que en el fondo del decantador o en el circuito de recirculación no se dan las condiciones de aireación adecuadas, por lo que se desprecia la variación de biomasa en ellos. Por lo tanto, la producción de fangos, Pf, será:

frw PXQdt

dXV =⋅=⋅

Si utilizamos la fórmula de Heukelekian, es decir, la velocidad de crecimiento de la biomasa es proporcional a la velocidad de eliminación o utilización del substrato (crecimiento por síntesis de alimento) y que en caso de inexistencia de substrato, la biomasa disminuye debido al autoconsumo o respiración endógena, tendremos:

Xkdt

dSY

dt

dXd ⋅−⋅=

En donde:

dX/dt = velocidad de crecimiento de la biomasa (MX L-3 T-1) dS/dt = velocidad de eliminación del substrato (MS L-3 T-1) Y = coeficiente de producción de biomasa por unidad de substrato (MX/MS) X = concentración de biomasa presente (M L-3) kd = coeficiente de respiración endógena (T-1)

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Si reemplazamos, tendremos:

⋅−⋅=⋅= Xk

dt

dSYVXQP d

f

rwf

En el balance de flujo de substrato que se analizó en el apartado anterior vimos que:

( )f

fSSQ

dt

dSV −=⋅ 0

Por lo tanto, se puede escribir:

( ) VXkSSQYXQP dfrwf ⋅⋅−−⋅=⋅= 0

• EDAD DEL FANGO ó TIEMPO DE RETENCIÓN CELULAR: Es la masa de microorganismos del reactor dividida por la biomasa diaria purgada del sistema o producción de fangos:

másicoflujo

masa

XQ

VX

rw

C =

⋅

⋅=θ

donde θθθθC es el tiempo de retención celular que se expresa en días. En el caso, que la purga de fangos se hiciera desde el reactor la edad del fango θC sería:

''ww

CQ

V

XQ

VX=

⋅

⋅=θ

Expresión que señala la analogía física existente entre el tiempo de retención hidráulica y de retención celular. Si la expresión de la producción de fangos, Pf, la dividimos por XV, obtendremos:

( )d

ffk

VX

SSQY

VX

P−

⋅

−⋅

=

⋅

0

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siendo : VX

Pf

C

=

θ

1. Reemplazando esta expresión en la ecuación

anterior obtenemos:

d

C

kCMY −⋅=

θ

1

Se puede deducir que, al aumentar la carga másica aumenta la producción de fangos y disminuye el tiempo de retención celular. El θC es una forma de controlar el sistema desde el punto de vista de la biología celular. Se limita o permite el crecimiento de especies. Si el θC es bajo se impide el desarrollo de microorganismos lentos. El volumen necesario de aireación sería:

( )

( )dC

Cf

kX

SSQYV

⋅+

⋅−⋅⋅

=

θ

θ

1

0

En el balance de masas se puede integrar la tasa de crecimiento específico:

d

C

kCMY −⋅=

θ

1

que se puede escribir de la siguiente forma:

d

C

kX

dt

dS

Y −

⋅=

θ

1

como:

es

e

mSK

SXk

dt

dS

+

⋅⋅=

se obtiene:

d

es

e

m

C

kSK

SkY −

+

⋅⋅=

θ

1

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despejando la concentración en el efluente:

( )

( ) 1

1

−−⋅⋅

⋅+⋅=

dmc

cds

eKkY

KKS

θ

θ

Se observa que la concentración de sustrato efluente no depende de la concentración de sustrato afluente, sino de las constantes de actividad microbiana (Kd, Ks) del coeficiente de síntesis o producción, y, fundamentalmente, el tiempo de retención celular.

Como km=Y/µm, entonces.

+−

⋅+⋅

=

c

dm

d

c

s

e

K

KK

S

θ

µ

θ

1

1

En el caso de que se obtengan efluentes de muy buena calidad y la constante de semisaturación tenga valores muy pequeños:

⋅+⋅=

+− d

ce

s

c

dm KS

KK

θθ

µ11

01

=

+−

c

dm Kθ

µ

dm

c

K−= µ

θ

1

• PRODUCCIÓN ESPECÍFICA DE FANGOS:

( )f

fa

fSSQ

PP

−

=

0 (en MX/MS)

que también puede expresarse como:

CM

kYP

da

f −=

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Esta última expresión permite deducir que al aumentar la carga másica aumenta la producción específica de fangos.

Degradación de DBO5 en función de la edad del fango y de la carga másica (según IMHOFF)

3.3.- Necesidades de oxígeno Para estudiar las necesidades de oxígeno de la biomasa para metabolizar el substrato que entra al reactor es necesario plantear un nuevo balance, basado en la figura siguiente:

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Se adoptan las siguientes hipótesis:

a) Estado estacionario. b) Las concentraciones de oxígeno disuelto en el afluente y en el efluente se consideran iguales a cero.

El balance que se plantea es el siguiente:

dtdO

VNcOx ⋅=

La expresión que valora el consumo de oxígeno de un proceso biológico aerobio es la siguiente:

XbdtdS

adtdO

⋅+⋅=

En donde:

dOD/dt = velocidad de consumo de oxígeno por la biomasa (M L-3 T-1) dS/dt = velocidad de eliminación del substrato (M L-3 T-1) X = concentración de biomasa presente (MX L-3 T-1) a = coeficiente de utilización de oxígeno para síntesis (MOX/MS) b = coeficiente de respiración de la biomasa (T-1)

Sustituyendo se obtiene:

( ) XVbSSQaNcOx

XbdtdS

aVNcOx

f0 ⋅⋅+−⋅⋅=

⋅+⋅⋅=

Las necesidades de oxígeno se pueden referir a la cantidad de alimento procesado (necesidades específicas), mediante:

( )

CM

baNcOx

SSQ

XVbaNcOx

a

f0

a

+=

−⋅

⋅⋅+=

En donde NcOxa representa los Kg de oxígeno necesarios por cada Kg de DBO5 eliminado.

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Cuanto mayor es la carga másica menores son las necesidades de oxígeno por Kg de DBO5 eliminado. Al depender las necesidades de oxígeno de la CM también va a depender del tiempo de retención celular. Cuando se calcula las necesidades de oxígeno hay que tener en cuenta las puntas de contaminación y de caudal. Se suele adoptar un coeficiente punta para DBO5 de 1.5. Por otro lado, hay que considerar un factor de reducción de puntas debido a la síntesis celular, al amortiguamiento de la punta por efecto de la mezcla y dilución en el reactor. Como factor de reducción de punta se suele adoptar 0.7. 3.4.- Recirculación de fangos El objetivo de la recirculación de fangos es mantener una concentración suficiente de fangos activos, de biomasa, en la cuba de aireación, de forma que se pueda alcanzar el tratamiento deseado. Cuanto mayor sea la concentración de biomasa en el reactor menor será la duración del tratamiento. Los fangos se recirculan desde el fondo del decantador secundario. La concentración de fango en este punto es máxima. Las características del fango activo que viene del reactor van a condicionar la sedimentabilidad del mismo y la capacidad de espesamiento, y por lo tanto condicionará el diseño del sistema.

Planteando el balance de masas en función del esquema anterior se puede establecer las siguientes conclusiones:

El flujo de biomasa que se extrae del sistema es despreciable respecto al flujo que se recircula:

rrrw XQXQ ⋅<<⋅ Se puede plantear la siguiente igualdad para el reactor:

( )rrr0 QQXXQXQ +⋅=⋅+⋅ X0 se puede considerar también despreciable, con lo que finalmente:

XXX

QQr

r−

=

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Llamando R a la razón de recirculación, queda:

XXX

QQ

Rr

r

−

==

En la expresión anterior queda patente la importancia de la capacidad de espesamiento en el decantador secundario. 3.5.- Parámetros de diseño A continuación se presenta una tabla en la que figuran los parámetros de diseño típicos para reactores biológicos de biomasa en suspensión: fangos activos convencionales (media carga) y de aireación prolongada (baja carga).

Proceso de fangos activos: parámetros de diseño

PARÁMETROS

CONVENCIONAL MEDIA CARGA

AIREACIÓN PROLONGADA BAJA CARGA

R % - Rendimiento (% DBO5)

85-95 % 75-95 % (mala decantación)

CM - Carga másica (Kg DBO5 introduc/día·Kg SSLM)

0.2 - 0.5 < 0.1

CV - Carga volúmica (Kg DBO5 introduc./día·m3)

0.3 - 0.6 0.1 - 0.35

X - Sólidos Suspensión Licor Mezcla (mg SSLM/L)

1500 a 3500 < 3500

θθθθC - Tiempo Retención Celular (días)

5 - 15 20 - 30

Y – Coeficiente de producción celular (g SSV/g DBO5)

0.4 – 0.8 comúnmente 0.6

kd – Coeficiente de r. endógena (d-1)

0.025 – 0.075 comúnmente 0.06

Pfa - Producción Específica de Fango

(Kg SS/ Kg DBO5 eliminado) ≤ 0.9 ≤ 0.5

NcOx/B' - Consumo Específico Oxígeno (Kg O2 / Kg DBO5 eliminado)

> 0.85 > 2

R - Recirculación (% Qm)

> 100 % > 150 %

Xr - Concentración SS fango recirculación (mg/L)

< 8000 (rasq.) < 6000 (succión)

< 8000

TRH - Tiempo Retención Hidráulico en Aireación (horas)

> 2 (Qp) > 4 (Qm)

≥ 24 (Qm)

Energía de mezcla: Turbinas 20 W/m3 20 W/m3

Difusores 2 m3/h·m3 reactor 2 m3/h·m3 reactor

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Los procesos convencionales de media carga son característicos de EDARs de poblaciones medias y grandes, los de baja carga son típicos de poblaciones pequeñas. En los procesos de baja carga, además de eliminar la demanda carbonosa de oxígeno, se consigue eliminación de demanda nitrogenada (nitrificación). Los rendimientos que se obtienen en baja carga son mayores pero los fangos son difíciles de sedimentar en el secundario, por lo que el rendimiento global del proceso suele ser peor.

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COMPLMENTO A D2 Página 1



COMPLEMENTO A DOCUMENTO 2

PROCESOS DE BIOMASA EN SUSPENSION.

FUNDAMENTOS

1.- INTRODUCCIÓN 2.- CONCEPTO 3.- TEORÍA Y DISEÑO DE PROCESOS 3.1.- teoría: aplicación de la biocinética al diseño del proceso 3.2.- Control del crecimiento de la biomasa 3.3.- Necesidades de oxígeno 3.4.- Necesidades de recirculación de fangos 3.5.- Parámetros de diseño

1.- INTRODUCCIÓN Los procesos de cultivo en suspensión mantienen la biomasa, a una determinada concentración, en suspensión en el reactor por medio de un sistema de mezcla. Estos procesos incluyen los fangos activados y sus muchas modificaciones: aireación prolongada, oxidación total, etc. El proceso de fangos activos es quizá el más experimentado y del cual existen más instalaciones. Comenzó a desarrollarse en Inglaterra en 1914 y a través de sus diversas variantes se ha implantando extensamente. 2.- CONCEPTO Con el agua residual se introduce al reactor biológico substrato y microorganismos. En el reactor, bajo unas determinadas condiciones y con disponibilidad de oxígeno, se producirá la estabilización aerobia de la materia orgánica. En la salida del reactor tendremos un efluente con una concentración menor de materia orgánica y con microorganismos en elevada concentración por haber metabolizado el substrato y crecido en número, ante las buenas condiciones ambientales del reactor. Es conveniente agitar el líquido del reactor, para que todos los microorganismos tengan similar acceso al alimento. En el reactor se controla tanto el consumo como la disponibilidad de oxígeno en todo momento. Debido a la metabolización del substrato por la biomasa se forman flóculos bacterianos. Estos flóculos, partículas sólidas, sedimentarían si no hubiera agitación en el reactor.

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Concepto básico de reactor biológico con biomasa suspendida Si consideramos un sistema abierto, como el de la figura, en el que hay una entrada de substrato y una salida de agua tratada, pero acompañada de biomasa, necesitaremos un gran volumen de reactor porque los tiempos necesarios para conseguir tener suficientes microorganismos alimentándose serán altos, ya que parte de los ya existentes los perdemos en el efluente. No es interesante ni la pérdida de biomasa ni que el efluente salga con partículas en suspensión. Si interesa una baja DBO y una baja concentración de microorganismos en el efluente. En un proceso de fangos activos se pueden distinguir dos operaciones diferenciadas: la oxidación biológica y la separación sólido-líquido. La primera se producirá en el reactor y la segunda en un decantador.

En el reactor biológico, o cuba de aireación, se provoca y controla el desarrollo de un cultivo biológico formado por un gran número de microorganismos, que van a estar agrupados de forma general en flóculos. La población bacteriana se mantiene en un determinado valor que estará en equilibrio con la carga orgánica a eliminar que llega con el agua residual. La concentración de microorganismos se suele expresar como sólidos en suspensión, concretamente la expresión que se utiliza es la de SSLM, ó sólidos en suspensión en el licor mezcla. Una mejor medida de la concentración de microorganismos es el uso de los sólidos en suspensión volátiles en el licor mezcla SSVLM. El sistema de fangos activos necesita para su operación un sistema de aireación y agitación. La aireación permitirá la incorporación de oxígeno al licor mezcla y por lo tanto a los microorganismos aerobios. La agitación evitará la sedimentación de los flóculos en el reactor, y homogenizará los fangos activados.

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Una vez la materia orgánica ha sido suficientemente metabolizada, lo que requiere un determinado tiempo, entre 1 hora y 24 horas según el tipo de proceso, el licor mezcla se envía a un decantador en el que se separan los flóculos del agua depurada. Para evitar la pérdida de biomasa y mantener elevadas concentraciones de la misma en el reactor se recircula parte de los fangos separados en el decantador secundario, otra parte, biomasa o fangos en exceso, será enviada a la línea de fangos de la depuradora, en donde serán tratados.

Elementos básicos de un sistema de tratamiento con fangos activos

3.- TEORÍA Y DISEÑO DE PROCESOS 3.1.- Aplicación de la biocinética al diseño del proceso Se puede comenzar con un análisis simplificado de los flujos que se producen en el reactor. Nuestro interés, en principio, es determinar cual será el rendimiento de eliminación de DBO del reactor. El esquema inicial simplificado de flujos es el siguiente:

En donde:

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Q = caudal afluente de agua residual (L3 T-1) S0 = concentración inicial de substrato (M L-3) X = concentración de biomasa en el reactor (M L-3) Qr = caudal de recirculación (L3 T-1) Sf = concentración de substrato en el efluente (M L-3)

Las hipótesis simplificadoras son las siguientes:

a) El reactor es de mezcla completa ideal. Siendo X constante. La concentración de substrato en el reactor es igual a Sf. b) Recirculamos agua con una concentración Sf, similar a la del efluente. No funciona, o no existe el decantador secundario. c) Estamos en un modelo estacionario, es decir, no hay cambios con respecto al tiempo. Los parámetros no varían con el tiempo.

Entonces, se puede plantear el siguiente balance de masas:

( ) ( )dt

dSVSQQSQSQ

f

frfr ⋅−⋅+−⋅+⋅= 00

Según el modelo de Monod:

fs

ff

SK

SXk

dt

dS

+

⋅⋅

=

considerando que:

oS

Sf

S

K

K

k

KS

1=

<<

queda:

f

fSX

S

K

dt

dS⋅⋅=

0

1

ya que Sf es la concentración de sustrato que hay en todo el reactor debido a la mezcla ideal completa. Operando se ve que el caudal de recirculación no afecta al balance:

( ) XSS

KVSSQ ff ⋅⋅⋅=−⋅

0

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ordenando términos queda: ( )

1

0 1

KXV

SSQ

S

S f

o

f⋅

⋅

−⋅

=

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El rendimiento conseguido se podrá expresar de la siguiente forma:

XV

SSQ

KR

S

SR

ff

⋅

−⋅

⋅−=−=

)(111

0

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Si en la expresión anterior, analizamos el término:

( )CMMÁSICACARGA

ismosmicroorgan

entoa

XV

SSQ f===

⋅

− lim0

Podemos escribir entonces:

CMK

R ⋅−=

1

11

Se define la CARGA MÁSICA, CM, como la masa de substrato consumida por la masa de microorganismos existentes en el reactor en la unidad de tiempo. Se puede expresar en Kg DBO5 eliminados/Kg SSV/d o también en Kg DBO5 eliminado/Kg SS/d . La concentración de biomasa, X, se expresa, como ya se dijo, como SSLM o SSVLM. Ocasionalmente, debido a un alto rendimiento de la depuración, Sf alcanza un valor tan bajo, que se puede despreciar, y entonces la carga másica aproximada sería:

XV

SQCM

⋅

=0

Otro parámetro que se suele utilizar para describir el proceso es la CARGA VOLÚMICA, CV, que es la relación entre la masa de substrato que entra en el reactor por unidad de tiempo y el volumen de la cuba. Se expresa en Kg de DBO5 afluente por día y por m3 de cuba:

V

SQCV

0⋅=

Este parámetro permite introducir el efecto del tiempo de retención hidráulica, TRH, ya que V/Q =TRH. 3.2.- Control del crecimiento de la biomasa Para estudiar el crecimiento de la biomasa y mantener una determinada concentración en el reactor se puede hacer el siguiente balance:

58

Gggg




Tenemos un reactor de volumen V, con una concentración de biomasa X y consideramos en este caso un caudal y una concentración de biomasa del afluente Q y X0, del efluente Q y Xe, de recirculación Qr y Xr y de eliminación del exceso de biomasa (purga de fangos) bien del reactor, QW´ y X; bien del decantador QW y Xr. Haciendo el balance de masas:

erwXQXQ

dt

dXV

dt

dXVXQ

IÓNRECIRCULACDECANTADORREACTOR

⋅+⋅=

+

⋅+⋅

+

'0

Se pueden despreciar el primer término de la izquierda y el primero de la derecha, ya que las concentraciones de biomasa afluente y efluente del sistema son inferiores hasta en dos órdenes de magnitud a la del reactor. En segundo lugar, hay que tener en cuenta que en el fondo del decantador o en el circuito de recirculación no se dan las condiciones de aireación adecuadas, por lo que se desprecia la variación de biomasa en ellos. Por lo tanto, la producción de fangos, Pf, será:

frw PXQdt

dXV =⋅=⋅

Si utilizamos la fórmula de Heukelekian, es decir, la velocidad de crecimiento de la biomasa es proporcional a la velocidad de eliminación o utilización del substrato (crecimiento por síntesis de alimento) y que en caso de inexistencia de substrato, la biomasa disminuye debido al autoconsumo o respiración endógena, tendremos:

Xkdt

dSY

dt

dXd ⋅−⋅=

En donde:

dX/dt = velocidad de crecimiento de la biomasa (MX L-3 T-1) dS/dt = velocidad de eliminación del substrato (MS L-3 T-1) Y = coeficiente de producción de biomasa por unidad de substrato (MX/MS) X = concentración de biomasa presente (M L-3) kd = coeficiente de respiración endógena (T-1)

59

Gggg




Si reemplazamos, tendremos:

⋅−⋅=⋅= Xk

dt

dSYVXQP d

f

rwf

En el balance de flujo de substrato que se analizó en el apartado anterior vimos que:

( )f

fSSQ

dt

dSV −=⋅ 0

Por lo tanto, se puede escribir:

( ) VXkSSQYXQP dfrwf ⋅⋅−−⋅=⋅= 0

• EDAD DEL FANGO ó TIEMPO DE RETENCIÓN CELULAR: Es la masa de microorganismos del reactor dividida por la biomasa diaria purgada del sistema o producción de fangos:

másicoflujo

masa

XQ

VX

rw

C =

⋅

⋅=θ

donde θθθθC es el tiempo de retención celular que se expresa en días. En el caso, que la purga de fangos se hiciera desde el reactor la edad del fango θC sería:

''ww

CQ

V

XQ

VX=

⋅

⋅=θ

Expresión que señala la analogía física existente entre el tiempo de retención hidráulica y de retención celular. Si la expresión de la producción de fangos, Pf, la dividimos por XV, obtendremos:

( )d

ffk

VX

SSQY

VX

P−

⋅

−⋅

=

⋅

0

60

Gggg




siendo : VX

Pf

C

=

θ

1. Reemplazando esta expresión en la ecuación

anterior obtenemos:

d

C

kCMY −⋅=

θ

1

Se puede deducir que, al aumentar la carga másica aumenta la producción de fangos y disminuye el tiempo de retención celular. El θC es una forma de controlar el sistema desde el punto de vista de la biología celular. Se limita o permite el crecimiento de especies. Si el θC es bajo se impide el desarrollo de microorganismos lentos. El volumen necesario de aireación sería:

( )

( )dC

Cf

kX

SSQYV

⋅+

⋅−⋅⋅

=

θ

θ

1

0

En el balance de masas se puede integrar la tasa de crecimiento específico:

d

C

kCMY −⋅=

θ

1

que se puede escribir de la siguiente forma:

d

C

kX

dt

dS

Y −

⋅=

θ

1

como:

es

e

mSK

SXk

dt

dS

+

⋅⋅=

se obtiene:

d

es

e

m

C

kSK

SkY −

+

⋅⋅=

θ

1

61

Gggg




despejando la concentración en el efluente:

( )

( ) 1

1

−−⋅⋅

⋅+⋅=

dmc

cds

eKkY

KKS

θ

θ

Se observa que la concentración de sustrato efluente no depende de la concentración de sustrato afluente, sino de las constantes de actividad microbiana (Kd, Ks) del coeficiente de síntesis o producción, y, fundamentalmente, el tiempo de retención celular.

Como km=Y/µm, entonces.

+−

⋅+⋅

=

c

dm

d

c

s

e

K

KK

S

θ

µ

θ

1

1

En el caso de que se obtengan efluentes de muy buena calidad y la constante de semisaturación tenga valores muy pequeños:

⋅+⋅=

+− d

ce

s

c

dm KS

KK

θθ

µ11

01

=

+−

c

dm Kθ

µ

dm

c

K−= µ

θ

1

• PRODUCCIÓN ESPECÍFICA DE FANGOS:

( )f

fa

fSSQ

PP

−

=

0 (en MX/MS)

que también puede expresarse como:

CM

kYP

da

f −=

62

Gggg




Esta última expresión permite deducir que al aumentar la carga másica aumenta la producción específica de fangos.

Degradación de DBO5 en función de la edad del fango y de la carga másica (según IMHOFF)

3.3.- Necesidades de oxígeno Para estudiar las necesidades de oxígeno de la biomasa para metabolizar el substrato que entra al reactor es necesario plantear un nuevo balance, basado en la figura siguiente:

63

Gggg




Se adoptan las siguientes hipótesis:

a) Estado estacionario. b) Las concentraciones de oxígeno disuelto en el afluente y en el efluente se consideran iguales a cero.

El balance que se plantea es el siguiente:

dtdO

VNcOx ⋅=

La expresión que valora el consumo de oxígeno de un proceso biológico aerobio es la siguiente:

XbdtdS

adtdO

⋅+⋅=

En donde:

dOD/dt = velocidad de consumo de oxígeno por la biomasa (M L-3 T-1) dS/dt = velocidad de eliminación del substrato (M L-3 T-1) X = concentración de biomasa presente (MX L-3 T-1) a = coeficiente de utilización de oxígeno para síntesis (MOX/MS) b = coeficiente de respiración de la biomasa (T-1)

Sustituyendo se obtiene:

( ) XVbSSQaNcOx

XbdtdS

aVNcOx

f0 ⋅⋅+−⋅⋅=

⋅+⋅⋅=

Las necesidades de oxígeno se pueden referir a la cantidad de alimento procesado (necesidades específicas), mediante:

( )

CM

baNcOx

SSQ

XVbaNcOx

a

f0

a

+=

−⋅

⋅⋅+=

En donde NcOxa representa los Kg de oxígeno necesarios por cada Kg de DBO5 eliminado.

64

Gggg




Cuanto mayor es la carga másica menores son las necesidades de oxígeno por Kg de DBO5 eliminado. Al depender las necesidades de oxígeno de la CM también va a depender del tiempo de retención celular. Cuando se calcula las necesidades de oxígeno hay que tener en cuenta las puntas de contaminación y de caudal. Se suele adoptar un coeficiente punta para DBO5 de 1.5. Por otro lado, hay que considerar un factor de reducción de puntas debido a la síntesis celular, al amortiguamiento de la punta por efecto de la mezcla y dilución en el reactor. Como factor de reducción de punta se suele adoptar 0.7. 3.4.- Recirculación de fangos El objetivo de la recirculación de fangos es mantener una concentración suficiente de fangos activos, de biomasa, en la cuba de aireación, de forma que se pueda alcanzar el tratamiento deseado. Cuanto mayor sea la concentración de biomasa en el reactor menor será la duración del tratamiento. Los fangos se recirculan desde el fondo del decantador secundario. La concentración de fango en este punto es máxima. Las características del fango activo que viene del reactor van a condicionar la sedimentabilidad del mismo y la capacidad de espesamiento, y por lo tanto condicionará el diseño del sistema.

Planteando el balance de masas en función del esquema anterior se puede establecer las siguientes conclusiones:

El flujo de biomasa que se extrae del sistema es despreciable respecto al flujo que se recircula:

rrrw XQXQ ⋅<<⋅ Se puede plantear la siguiente igualdad para el reactor:

( )rrr0 QQXXQXQ +⋅=⋅+⋅ X0 se puede considerar también despreciable, con lo que finalmente:

XXX

QQr

r−

=

65

Gggg




Llamando R a la razón de recirculación, queda:

XXX

QQ

Rr

r

−

==

En la expresión anterior queda patente la importancia de la capacidad de espesamiento en el decantador secundario. 3.5.- Parámetros de diseño A continuación se presenta una tabla en la que figuran los parámetros de diseño típicos para reactores biológicos de biomasa en suspensión: fangos activos convencionales (media carga) y de aireación prolongada (baja carga).

Proceso de fangos activos: parámetros de diseño

PARÁMETROS

CONVENCIONAL MEDIA CARGA

AIREACIÓN PROLONGADA BAJA CARGA

R % - Rendimiento (% DBO5)

85-95 % 75-95 % (mala decantación)

CM - Carga másica (Kg DBO5 introduc/día·Kg SSLM)

0.2 - 0.5 < 0.1

CV - Carga volúmica (Kg DBO5 introduc./día·m3)

0.3 - 0.6 0.1 - 0.35

X - Sólidos Suspensión Licor Mezcla (mg SSLM/L)

1500 a 3500 < 3500

θθθθC - Tiempo Retención Celular (días)

5 - 15 20 - 30

Y – Coeficiente de producción celular (g SSV/g DBO5)

0.4 – 0.8 comúnmente 0.6

kd – Coeficiente de r. endógena (d-1)

0.025 – 0.075 comúnmente 0.06

Pfa - Producción Específica de Fango

(Kg SS/ Kg DBO5 eliminado) ≤ 0.9 ≤ 0.5

NcOx/B' - Consumo Específico Oxígeno (Kg O2 / Kg DBO5 eliminado)

> 0.85 > 2

R - Recirculación (% Qm)

> 100 % > 150 %

Xr - Concentración SS fango recirculación (mg/L)

< 8000 (rasq.) < 6000 (succión)

< 8000

TRH - Tiempo Retención Hidráulico en Aireación (horas)

> 2 (Qp) > 4 (Qm)

≥ 24 (Qm)

Energía de mezcla: Turbinas 20 W/m3 20 W/m3

Difusores 2 m3/h·m3 reactor 2 m3/h·m3 reactor

66

Gggg




Los procesos convencionales de media carga son característicos de EDARs de poblaciones medias y grandes, los de baja carga son típicos de poblaciones pequeñas. En los procesos de baja carga, además de eliminar la demanda carbonosa de oxígeno, se consigue eliminación de demanda nitrogenada (nitrificación). Los rendimientos que se obtienen en baja carga son mayores pero los fangos son difíciles de sedimentar en el secundario, por lo que el rendimiento global del proceso suele ser peor.

67

Gggg

D3 Página 1

Autor/es: J. Suárez, A. Jácome Fecha: Agosto 2010 Asignatura: PROCESOS AVANZADOS DE DEPURACIÓN

Universidad de Guayaquil - Universidade da Coruña MASTER EN INGENIERÍASANITARIA

DOCUMENTO 3

ELIMINACIÓN DE NITRÓGENO DE

LAS AGUAS RESIDUALES.

PROCESOS DE NITRIFICACIÓN Y

DESNITRIFICACIÓN

1.- NITRIFICACIÓN BIOLÓGICA 1.1.- Estequiometría 1.2.- Cinética de la nitrificación 1.3.- Aspectos complementarios de diseño de un reactor de nitrificación 1.4.- Dimensionamiento de los procesos de nitrificación

2.- ELIMINACIÓN DEL NITRÓGENO POR DESNITRIFICACIÓN 2.1.- Conceptos básicos 2.2.- Estequiometría 2.3.- Cinética de la desnitrificación 2.4.- Dimensionamiento de una sola zona anóxica

3.- TIPOLOGÍAS DE LOS PROCESOS DE NITRIFICACIÓN DESNITRIFICACIÓN 4.- LOS CANALES DE OXIDACIÓN

4.1.- Características generales 4.2.- Criterios de diseño 4.3.- Rendimientos 4.4.- Otras consideraciones de diseño

5.- NIVELES DE TRATAMIENTO ALCANZABLES CON DIFERENTES COMBINACIONES DE PROCESOS EN TRATAMIENTO AVANZADO DE AGUAS RESIDUALES

1.- NITRIFICACIÓN BIOLÓGICA El proceso mediante el cual se convierte a nitrato el nitrógeno presente en el agua residual bruta o decantada se conoce como «nitrificación biológica». A continuación se revisan ecuaciones estequiométricas y expresiones cinéticas de crecimiento microbiano. La estequiometría describe al proyectista qué reacciones ocurren y con qué extensión; las expresiones cinéticas describen la velocidad de las reacciones. Utilizando esta información es posible diseñar y determinar la dimensión y tipo de reactor que es necesario, las condiciones ambientales a mantener en el reactor, y las cantidades de los reactivos externos, tales como oxígeno o metanol, que deben ser suministrados.

68

Gggg

D3 Página 2



1.1.- Estequiometría La nitrificación es un proceso autotrófico; esto es, la energía necesaria para el crecimiento bacteriano se obtiene de la oxidación de compuestos de nitrógeno, principalmente del amoníaco. Al contrario que los organismos heterótrofos, para la síntesis de células nuevas, los organismos nitrificadores emplean dióxido de carbono (carbono inorgánico), en lugar de carbono orgánico. La producción de masa celular de los organismos nitrificadores por unidad de sustrato metabolizada es menor que la producción de los organismos heterótrofos. La oxidación del amonio es un proceso que se realiza en dos etapas, en el que toman parte dos familias de microorganismos, Nitrosomonas y Nitrobacter. En la 1ª etapa, el amonio es convertido a nitrito; en la 2ª éste es convertido a nitrato. Las bacterias nitrificantes oxidan el amonio que se encuentra inicialmente en el agua residual y el que, además, es liberado por las reacciones heterotróficas El nitrógeno se hidroliza en la red de colectores y en las depuradoras, y pasa a amonio:

N orgánico + H2O → NH4+

+ OH-

La oxidación del ión amonio a nitrato tiene lugar en dos etapas: • Oxidación de amonio a nitrito por Nitrosomonas.

NH4+

+ 1.5 O2→ 2 H+

+ H2O + NO2-+ energía

La energía liberada por esta reacción es del orden de 58 a 84 Kcal por mol de amonio.

• Oxidación de nitrito a nitrato por Nitrobacter:

NO2- + 0.5 O2 → NO3

- + energía

Esta relación libera 15.4 a 20.9 Kcal/mol de nitrito. Las Nitrosomonas obtienen más energía por mol de nitrógeno oxidado que las Nitrobacter.

Si la síntesis celular por unidad de energía producida es la misma en ambos casos, debe haber más masa de Nitrosomonas formadas por mol de N oxidado que de Nitrobacter. Reacción global:

NH4+ + 2 O2 → NO3

- + 2 H

+ + H2O

Estas reacciones proporcionan energía para el crecimiento de las nitrificantes. Las ecuaciones para el crecimiento de Nitrosomonas y Nitrobacter son:

15 CO2 + 13 NH4+ → 10 NO2

- + 3 C5H7NO2 + 23 H

+ + 4 H2O

Nitrosomonas

5 CO2 + NH4+ + 10 NO2

- + 2 H2O → 10 NO3

- + C5H7NO2 + H

+

Nitrobacter

69

Gggg

D3 Página 3



Las ecuaciones anteriores muestran la producción de ácido libre (H+) y el consumo de CO2 gaseoso. Realmente estas reacciones tienen lugar en un medio acuoso en el contexto del sistema del ácido carbónico. Estas reacciones normalmente tienen lugar a un pH menor de 8.3. En estas circunstancias, la producción de ácido da lugar a la reacción con el ión bicarbonato (CO3H) con la producción de ácido carbónico (H2CO3). El consumo de CO2 por los organismos da lugar a una cierta disminución de la forma disuelta del CO2, ácido carbónico (H2CO3). Oxidación: Nitrosomonas:

NH4+ + 1.5 O2 + 2 HCO3

- → NO2

- + 2 H2CO3 + H2O

Oxidación: Nitrobacter:

NO2- + 0.5 O2 → NO3

-

Oxidación global:

NH4+ + 2 O2 + 2 HCO3

- → NO3

- + 2 H2CO3 + H2O

Ecuaciones globales de síntesis-oxidación:

55 NH4+ + 76 O2 + 109 HCO3

- → C5H7NO2 + 54 NO2

- + 57 H2O + 104 H2CO3

Nitrosomonas

400 NO2- + NH4

+ + 4 H2CO3 + HCO3

- + 195 O2 → C5H7NO2 + 3 H2O + 400 NO3

Nitrobacter

Reacción global:

NH4+ + 1.83 O2 + 1,98 HCO3

- → 0.021 C5H7NO2 + 1.041 H2O + 0.98 NO3

- + 1.88 H2CO3

En estas ecuaciones las producciones de Nitrosomonas y Nitrobacter son:

0.15 mg de células por cada mg de N-NH4+ y de

0.02 mg de células por cada mg de N-NO2-.

El oxígeno consumido es de 3.16 mg O2/mg NH4

+-N oxidado y de 1.11 mg O2/mg NO2--N

oxidado. Si pensamos en el efecto de un vertido de agua residual a un río, y esa agua contiene 30 mg/L de DBO5 y 40 mg/L de nitrógeno total (de los cuales 35 pueden corresponder a nitrógeno amoniacal) resulta una demanda de 30 mg/L por la DBO y 150 mg/L por el nitrógeno. Factores a tener en cuenta en el diseño:

• En la nitrificación, por lo tanto, se destruye alcalinidad por oxidación del amonio y aparece CO2 (H2CO3 en fase acuosa). Si se desprecia la síntesis, 7.14 mg de alcalinidad se destruyen por mg de N-NH4

+ oxidado (la síntesis cambia este valor a 7.07).

70

Gggg

D3 Página 4



• La nitrificación reduce el nivel de HCO3- y aumenta el de H2CO3, por lo que el pH baja.

El efecto es aliviado por el “stripping” del CO2 por el proceso de aireación. • Muchas aguas residuales no tienen alcalinidad suficiente y la bajada del pH da lugar a

una rápida disminución de la tasa de nitrificación.

• La necesidad teórica de oxígeno, despreciando la síntesis, es de 4.57 mg O2/mg N-NH4+

(la síntesis cambia este valor a 4.19). En cálculos ingenieriles se suele adoptar 4.6 mg O2/mg N-NH4

+.

1.2.- Cinética de la nitrificación • EFECTOS DE LA CONCENTRACIÓN DEL AMONIO EN EL CRECIMIENTO DE

NITRIFICANTES

El crecimiento de las nitrosomonas está limitado por la concentración de nitrógeno amoniacal y el de las nitrobacter por la concentración de nitritos. Normalmente la reacción de formación de nitritos es más lenta que la de formación de nitratos por nitrobacter, con lo que la reacción global está determinada por la primera y se puede plantear la ecuación de Monod con el nitrógeno amoniacal como sustrato limitante. El crecimiento dc las bacterias nitrificantes en función de la concentración de sustrato (NH4

+) se expresa con una expresión de Monod:

NHNH

NHAmA

SK

S

+

= µµ

Siendo:

µA = Tasa específica de crecimiento de nitrificantes. µAm = Máxima velocidad de crecimiento de nitrificantes KNH = Constante de semi-saturación SNH = Concentración de sustrato (nitrógeno amoniacal)

• EFECTO DE LOS FACTORES AMBIENTALES EN EL CRECIMIENTO DE LAS

NITRIFICANTES

Las bacterias nitrificantes son más sensibles que las heterotrofas a los factores ambientales. Son estrictamente aerobias y se suele considerar que para concentraciones de oxígeno disuelto inferiores a 2 mg/L la velocidad de crecimiento se reduce significativamente. El manual clásico de la EPA plantea una relación de Monod para el crecimiento en función del oxígeno disuelto con la siguiente expresión:

ODOD

ODAmA

SK

S

+

= µµ

Siendo SOD el valor real del oxígeno disuelto y tomando para KOD el valor de 1.3 mg/L.

71

Gggg

D3 Página 5



El modelo nº 1 de la IAWQ adopta como valor de KOD el valor de 0.4 mg/L. La velocidad de crecimiento de las nitrificantes depende de forma fundamental de la temperatura del agua residual en el reactor. Esto puede expresarse con una ecuación de Arrenhius:

( )15

15

−

⋅=T

TKK θ

Siendo: T = Temperatura θ = Coeficiente de Arrenhius

Normalmente se adopta para las nitrificantes un valor de θ = 1.103, lo que significa que cada 7º C de aumento de temperatura aumenta la velocidad de crecimiento al doble (1.103)7=2. Este valor para las heterótrofas se suele estimar en θ = 1.07 pero no tiene mucha importancia debido a la elevada velocidad de crecimiento de las mismas. También se incide mucho en la importancia de la alcalinidad y como consecuencia el pH, ya que las nitrificantes son muy sensibles a valores del pH por debajo de 7. Como ejemplo, el manual de la EPA adopta, para tener en cuenta el efecto del pH (para valores de pH<7.2) un coeficiente multiplicador:

[ ])2.7(833.01 pHAmA −⋅−= µµ

Normalmente se suele exigir en casos de nitrificación sin desnitrificación que el agua residual afluente tenga una alcalinidad (expresada como CaCO3) igual o superior a la que se pierde por nitrificación (7.14 mg de alcalinidad se destruyen por mg de NH4 oxidado) más 75 mg/L. Por tanto, si se nitrifican 30 mg/L de N-NH4

+ la alcalinidad del agua residual debe ser al menos 7.14x30+75=290 mg/L.

72

Gggg

D3 Página 6



• EXPRESIÓN CINÉTICA COMBINADA

El Manual de la EPA da la siguiente expresión:

( )[ ] [ ]

+

⋅

+

⋅−⋅−⋅⋅=−

NHNH

NH

ODOD

ODT

AmASK

S

SK

SpHe )2.7(833.0115098.0

µµ

Referida al crecimiento máximo a 15ºC µAm= 0.47 días-1. La corrección por la temperatura es equivalente, ya que e0.098=1.103. El modelo nº 1 de la IAWQ da la siguiente expresión:

+

⋅

+

⋅=

NHNH

NH

ODOD

OD

AmASK

S

SK

Sµµ

recomendando para µAm el valor 0.3 días-1 a 10º C y 0.8 días-1 a 20 ºC lo que significa un coeficiente de temperatura, también de 1.103. Asume que el pH es adecuado y en el entorno de la neutralidad.

1.3.- Aspectos complementarios de diseño de un reactor de nitrificación

• CÁLCULO DE LA FRACCIÓN DE BIOMASA NITRIFICANTE

La biomasa de un reactor se puede calcular mediante la expresión:

( )

( )dC

Cf

kX

SSQYV

⋅+

⋅−⋅⋅

=

θ

θ

1

0

( )

( )dC

Cf

k

SSQYXVMMasa

⋅+

⋅−⋅⋅

=⋅==

θ

θ

1

0

Se puede calcular la fracción de autótrofas mediante la siguiente expresión:

A

HHA

AN

M

MMM

MF

+

=

+

=

1

1

siendo MH la masa de heterótrofas y MA la masa de autótrofas. Dado que el tiempo de retención celular y Q son los mismos:

73

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D3 Página 7



( )

( )

( )

( )

=

⋅+

−

⋅+

−

+

=

dAc

fA

dHc

fH

N

K

NNY

K

SSYF

θ

θ

1

11

1

0

0

Siendo S0 y Sf las concentraciones inicial y final de DBO, y N0 y Nf la concentración inicial y final de nitrógeno amoniacal. En donde si se desprecia la respiración endógena, queda la expresión:

( )

( )

=

−

−

+

=

fA

fHN

NNY

SSYF

0

01

1

Si en la expresión anterior aplicamos valores de YA=0.15 y de YH = 0.55, se obtienen los valores de la tabla siguiente.

Relación entre la fracción de organismos nitrificantes y la relación DBO5/NKT

Relación DBO5/NKT

Fracción de nitrificantes

Relación DBO5/NKT

Fracción de Nitrificantes

0,5 1 2 3 4

0,35 0,21 0,12

0,083 0,064

5 6 7 8 9

0,054 0,043 0,037 0,033 0,029

Los organismos nitrificantes están presentes en casi todos los procesos aerobios de tratamiento biológico, pero su número suele ser limitado. Se ha observado una correlación entre la capacidad nitrificadora de varios procesos de fangos activados con el valor del cociente DBO5/NKT (nitrógeno Kjeldahl total). Para valores de DBO5/NKT entre 1 y 3, que se corresponden, a grandes trazos, con los valores asociados a sistemas de nitrificación de etapas separadas, la fracción de organismos nitrificantes se estima que varía entre 0,21 para un valor de DBO5/NKT de 1, y 0,083 para DBO5/NKT = 3. Por lo tanto, en la mayoría de los procesos de fangos activados convencionales, la fracción de organismos nitrificantes sería considerablemente inferior a 0,083. Se ha observado que cuando el valor del cociente DBO5/NKT es mayor que 5, el proceso se puede clasificar como un proceso combinado de oxidación de carbono y nitrificación, y que cuando es inferior a 3, el proceso se puede clasificar como un proceso de nitrificación de etapas separadas.

74

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D3 Página 8



• FACTOR DE SEGURIDAD

El factor de seguridad en el diseño de un proceso se utiliza para reflejar la incertidumbre en el rendimiento del proceso bajo las realidades supuestas o adoptadas. Según la EPA (Environmental Protection Agency), bajo condiciones de tiempo seco las concentraciones máximas de nitrógeno soluble prevalecen sobre los caudales punta, y el ratio flujo másico máximo a flujo másico medio de amonio es ligeramente mayor en un 10 a un 25% que la relación entre caudal punta y caudal medio de tiempo seco; además, la carga mínima de nitrógeno puede llegar a ser en un 75 a 90% de la que corresponde al caudal mínimo de tiempo seco. La relación que sugiere la EPA para relacionar las puntas de amonio en función del caudal es la siguiente:

FPnitrógeno = 1.457 ·FPcaudal – 0.217

Donde:

FPamonio = carga máxima horaria de amonio / carga media horaria de amonio FPcaudal = coeficiente punta de caudal = caudal máximo horario / caudal medio diario

La relación lineal se basa en un estudio realizado en 8 ciudades norteamericanas. Los caudales oscilaron entre 44 y 12.010 L/s. Los organismos no tienen ninguna posibilidad de almacenar sustrato (N-NH4

+), por lo que las oscilaciones diarias de carga deben ser nitrificadas de forma inmediata. Para absorber las puntas de carga se estable el siguiente factor de seguridad:

( )

( )m

P

mSmN

PSPN

Q

Q

NN

NNFS ⋅

−

−

=

,,

,,

Siendo:

NN,P = NTK afluente punta NN,m = NTK afluente medio NS,P = NTK efluente punta permitido en efluente NS,m = NTK efluente medio permitido en efluente

Algunas referencias (por ejemplo la EPA, 1993) recomienda adoptar un COEFICIENTE DE DISEÑO, que resulta de multiplicar el COEFICIENTE PUNTA, anteriormente descrito, por un COEFICIENTE DE SEGURIDAD, normalmente de valor 2.

75

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D3 Página 9



1.4.- Dimensionamiento de los procesos de nitrificación

Los pasos a seguir son los siguientes:

a) Establecer el coeficiente de seguridad FS. b) Establecer la mínima concentración de oxígeno disuelto. Se suele asumir un mínimo de

2 mg/L. c) Estimar el pH en operación. Aproximadamente 7.14 mg/L de alcalinidad como CO3Ca

se destruyen por mg/L de N-NH4+ oxidado.

d) Calcular la máxima velocidad de crecimiento de nitrificantes.

( )[ ] [ ]

+

⋅

+

⋅−⋅−⋅⋅=−

NHNH

NH

ODOD

ODT

AmASK

S

SK

SpHe )2.7(833.0115098.0

µµ

Calcular el tiempo de retención celular mínima para nitrificación. A partir de la expresión.

A

cµ

θ1min

=

e) Calcular el tiempo de retención celular real de diseño.

min

c

diseño

c FS θθ ⋅=

f) Calcular la constante de semisaturación para la oxidación del amoniaco.

158.1051.010

−⋅=

T

NHK

también, otras referencias: )20(123.1 −

=T

NHK

Estando la temperatura en grados Celsius.

g) Calcular el contenido de amoniaco en el efluente en régimen uniforme.

+−

⋅+⋅

=

diseño

c

dA

ddiseño

c

NH

e

K

KK

S

θ

µ

θ

1

1

max,

76

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D3 Página 10



siendo

( )[ ] [ ]

+

⋅−⋅−⋅⋅=−

ODOD

ODT

AmASK

SpHe )2.7(833.0115098.0

max, µµ

h) Calcular el volumen de reactor necesario.

( )

( )dC

Cf

kX

SSQYV

⋅+

⋅−⋅⋅

=

θ

θ

1

0

El tiempo de retención celular es el mismo para las bacterias heterórofas que para las autótrofas. Se cumple, por lo tanto, que:

HdHdiseño

c

KCMY ,

1−⋅=

θ

con YH = 0.65 Kg VSS/Kg DBO5 elim. Kd = 0.05 días-1

i) Cálculo de TRH

( )

CMX

SSTRH

f

⋅

−

=0

77

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D3 Página 11



2.- ELIMINACIÓN DEL NITRÓGENO POR DESNITRIFICACIÓN 2.1.- Conceptos básicos Desde un punto de vista global, la desnitrificación biológica es un proceso de dos etapas que requiere nitrificación en un ambiente aerobio seguido de desnitrificación en un ambiente anóxico. Como todas las reacciones biológicas, éstas son afectadas por condiciones específicas en el reactor, que incluyen el pH, la temperatura del agua, la concentración de oxígeno disuelto (OD), el tipo de sustrato y su concentración, y la presencia o ausencia de sustancias tóxicas inhibidoras. En cualquier sistema que realice desnitrificación con nitrificación, se producen tres tipos de reacciones biológicas. La primera es la oxidación heterotrófica de la materia orgánica. Las bacterias aerobias utilizan oxígeno como aceptor final de electrones. La reacción aporta energía que es utilizada para producir más bacterias. La segunda reacción necesaria es la nitrificación, que también es aerobia, ya ha sido comentada.

Clasificación de los microorganismos en los procesos biológicos de depuración

TIPO MICROORGANISMO

FUENTE DE CARBONO

DONADOR DE ELECTRONES

ACEPTOR DE ELECTRONES

PRODUCTOS DE METABOLISMO

CARACTERÍSTIAS DISTINTIVAS

BACTERIAS HETERÓTROFAS

CARBONO ORGÁNICO (DISUELTO)

CARBONO ORGÁNICO

O2 NO2

- y NO3-

CARBONO ORGÁNICO

CO2

NH4+

N2

CARBONO ORGÁNICO

BACTERIAS AEROBIAS DESNITRIFICANTES BACTERIAS ANAEROBIAS

PROTOZOOS Y METAZOOS

CARBONO ORGÁNICO (PARTICULADO)

CARBONO ORGÁNICO

O2

CO2

NH4+

CILIADOS Y METAZOOS INFERIORES

BACTERIAS AUTÓTROFAS

CO2 NH4+

NO2-

O2 O2

NO2-

NO3-

NITROSOMONAS Y NITROBACTER

La reacción de desnitrificación es heterotrófica y utiliza los nitratos como aceptores finales de electrones en lugar de oxígeno. El nitrógeno es eliminado como N2 a la atmósfera. A pesar del uso de nitrato en lugar de oxígeno como aceptor final de electrones, las reacciones de desnitrificación son similares a las aerobias heterotróficas. 2.2.- Estequiometría A continuación se presentan las reacciones estequiométricas tal como típicamente ocurren en los procesos de tratamiento. Las reacciones típicas en los sistemas de desnitrificación son: Oxidación heterotrófica aerobia de materia orgánica:

C5H9ON + 3O2 + 0.4H+ → 2CO2 + 0.6C5H7O2N + 0.4NH4+ + 1.8H2O

Oxidación autotrófica aerobia de amonio:

NH4

+ + 1.8O2 + 0.2CO2 → 0.96NO3- + 0.04C5H7O2N + 1.6H+

Oxidación heterotrófica, por desnitrificación anóxica, de materia orgánica:

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C5H9ON + 3.36NO3

- + 3.92H+ → 1.68N2 + 0.36C5H7O2N + 3.2CO2 + 3.92H2O + 0.64NH4+

C5H9ON representa la materia orgánica disuelta y C5H7O2N representa las bacterias. Muchas de las bacterias heterotróficas que oxidan aeróbicamente la materia orgánica (y algunas autótrofas), en ausencia o baja concentración de OD, pueden usar nitrato como aceptor final de electrones, funcionando como desnitrificantes facultativas. Entre los géneros conocidos de llevar a cabo desnitrificación tenemos: Pseudomonas, Archromobacter, Alcaligenes, Bacillus, Hyphomicrobium, Chromobacterium, Halobacterium, Moraxella, Micrococcus, Neisseria, Paracoccus, Azospirillum, Rhodopseudomonas, Proteus, Thiobacillus, Vibrio, Xanthomonas y Klebsiella. Los primeros cinco de estos géneros han sido encontrados en EDARs. Como heterótrofas que son, las desnitrificantes tienen velocidades de crecimiento elevadas y edades de fango mínimas (menores que las nitrificantes). Stensel, et al. (1973) encontraron que la edad mínima era de 0.5 días a 20 ºC, pero que se aproximaba a 1.5 días a 10 ºC. En la reducción del nitrato están involucrados tanto las enzimas asimiladoras como las desasimiladoras. Por asimilación el nitrato es reducido a amonio, el cual puede entonces ser usado para biosíntesis. Esta reacción ocurre sólo cuando no hay disponible otra forma más reducida de nitrógeno (nitrito, amonio). La reducción de nitrato por desasimilación transforma el nitrógeno de nitrato a nitrógeno gas (N2), el cual puede así ser liberado de la solución. La reducción por desasimilación produce un decremento del nitrógeno total del sistema más que en una transformación de su estado. La vía desasimiladora es muy importante en la desnitrificación de las aguas residuales. Los mecanismos biológicos y la estequiometría de la desnitrificación biológica están relativamente bien establecidas. Las reacciones básicas para la reducción de nitrato a nitrógeno gas se resumen en la tabla siguiente.

Estequiometría de la desnitrificación.

Secuencia de la reducción

2223 NONNONONO →→→→−−

Reducción global

NO CH OH N CO H O OH3 3 2 2 2

56

12

56

76

− −

+ → + + +

Reacción global, incluyendo síntesis: CH3OH como fuente de carbono, y NO3 como fuente de nitrógeno

NO CH OH H CO C H O N N H O HCO3 3 2 3 5 7 2 2 2 3108 0 24 0 056 0 47 168− −

+ + → + + +, , , , , Reacción global, incluyendo síntesis: CH3OH como fuente de carbono, y amonio como fuente de nitrógeno

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NO CH OH NH H CO C H O N N H O HCO3 3 4 2 3 5 7 2 2 2 325 0 5 0 5 0 5 0 5 4 5 0 5−

+ + + → + + +. . . . . . . Reacción global, incluyendo síntesis: agua residual urbana como fuente de carbono, y amonio como fuente de nitrógeno NO C H O N H HCO NH

CO N C H O N H O

3 10 19 3 3 4

2 2 5 7 2 2

0 345 0 267 0 267

0655 0 5 0 612 23

− + − +

+ + + +

→ + + +

. . .

. . . .

Lo interesante de la desnitrificación global para el ingeniero de diseño puede resumirse como sigue:

• El nitrato es convertido a nitrógeno gas • La recuperación de oxígeno es 2.86 mg O2/mg N-NO3 reducido. Se recupera del orden

del 65% del oxígeno consumido en la nitrificación. • La recuperación de alcalinidad es de 3.57 mg CaCO3/mg N-NO3

- • La producción de biomasa es aproximadamente de 0.4 mg SSV/mg DQO eliminada.

La desnitrificación requiere la presencia tanto de materia orgánica como de nitratos. Eso se consigue, generalmente, de tres maneras:

• Aporte de una fuente externa de carbono, tal como metanol o acetato, a la zona de desnitrificación del reactor (del orden de 2.5 a 3 mg de metanol por cada mg de nitrato).

• Utilizando la DBO carbonosa del agua residual como fuente de carbono degradable bien mediante

Recirculación de una gran cantidad del efluente nitrificado hacia la zona anóxica cabecera del flujo.

Desviando una parte del agua bruta o del efluente primario hacia una zona del reactor conteniendo nitratos.

• Utilizando el carbono endógeno, presente en la masa celular, como fuente biodegradable de carbono.

2.3.- Cinética de la desnitrificación Las tasas de desnitrificación han sido evaluadas y estudiadas por numerosos investigadores, tanto en laboratorio como en depuradoras a escala real. Se ha encontrado un amplio rango de tasas de desnitrificación. Se ha observado que algunas variables ambientales tienen influencia sobre la tasas de desnitrificación, entre las cuales están:

• La concentración de nitratos • Tipo y concentración de sustrato carbonoso • Concentración de OD • Alcalinidad y pH • Temperatura

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De los varios modelos matemáticos para predecir las tasas de desnitrificación los más comunes son:

− Relaciones tipo Monod − Ecuaciones predictivas basadas en la carga másica y el tiempo de retención celular. − Ecuaciones de orden 0 (con respecto al nitrato).

La expresión de Monod se emplea para describir la influencia de los nitratos en la tasa de crecimiento de las heterótrofas en condiciones anóxicas.

+

⋅=

NONO

NODnDn

SK

Smax,µµ

Siendo:

µDn = Tasa específica de crecimiento de desnitrificantes. µDn,max = Máxima tasa de crecimiento de desnitrificantes KN0 = Constante de semisaturación SNO = Concentración de N-NO3

- (mg/L) El valor KNO es bajo, del orden de 0.5 mg/L de N-NO3

-. Por tanto no es difícil alcanzar velocidades altas de desnitrificación. Otras referencias dan los valores que se presentan en la tabla siguiente.

Valores de la constante KNO

Tipo de cultivo KNO Cultivo en suspensión sin recirculación 0.08 Cultivo en suspensión con recirculación 0.16 Cultivo en lecho fijo 0.06

La variable más crítica es el tipo y concentración de sustrato carbonoso disponible en el licor mezcla. Dos condicionantes de sustrato primario han sido identificadas para desnitrificación en crecimiento suspendido:

� Desnitrificación bajo condiciones no limitadas por el carbono, y � Desnitrificación bajo condiciones limitadas por el carbono.

El efecto de la concentración de carbono en la tasa de crecimiento también puede modelizarse según Monod:

+

⋅=

bSb

bDnDn

SK

Smax,µµ

Siendo:

Sb = concentración de sustrato biodegradable KSb = Constante de semisaturación

El valor de KSb suele ser muy bajo.

El efecto de la concentración de nitratos y carbono se puede combinar como sigue:

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+

⋅

+

⋅=

bSb

b

NONO

NODnDn

SK

S

SK

Smax,µµ

Siendo: µDn,max = Valor máximo del crecimiento de desnitrificantes a una temperatura T y un pH dados. µDn = Valor real en función del contenido de nitrato y sustrato biodegradable.

Sin embargo, en la práctica, se suele realizar el cálculo del reactor de desnitrificación a través de la tasa máxima de utilización de sustrato. La tasa máxima de utilización de sustrato es la relación entre los kg de N-NO3

- reducidos diariamente por cada kg de SSV en el reactor. Cinéticamente puede expresarse como:

Dn

Dn

DnY

kµ

=

Los valores de YDn en la bibliografía oscilan entre 0.6 y 1.20. El tiempo de retención celular puede calcularse con la expresión:

DndDnDn

Dnc

KkY ,

,

1−⋅=

θ

• EFECTOS DE LOS FACTORES AMBIENTALES EN LA DESNITRIFICACIÓN

Temperatura:

Para la desnitrificación puede estimarse la influencia de la temperatura en base a la expresión de Arrhenius:

)20(

º20,max,

−

⋅=T

CDnDnkk θ

Siendo: kDn = Tasa de desnitr. a la temperatura T, en Kg N-NO3/Kg de VSS.día. kDn20 = Tasa de desnitrificación a 20ºC. θ = Factor de corrección de temperatura.

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En la bibliografía aparecen los siguientes valores:

SUSTRATO θθθθ kDn Kg N-NO3/Kg de VSS.día

Rango de temperatura, ºC

Metanol 1.12 0.24 10-25 Aguas residuales brutas 1.15 0.072 5-20 Sustancias de reserva endógenas

1.20 0.01 15-25

Los valores citados normalmente en la literatura están en el entorno de 0.7 a 1. En el Metcalf-Eddy (1993) se proponen los siguientes valores, con θ igual a 1.09

SUSTRATO

kDn Kg N-NO3/Kg de

VSS.día

Entorno de temperatura, ºC

Metanol 0.21 – 0.32 25 Metanol 0.12 – 0.90 20 Aguas residuales brutas 0.03 – 0.11 15 – 27 Sustancias de reserva endógenas 0.017 – 0.048 12 - 20

Otras fuentes bibliográficas proponen utilizar los siguientes valores para aguas residuales: 0.05 para temperatura de 10ºC, 0.08 para temperatura de 15ºC, 0.15 para temperatura de 20ºC, y 0.2 para temperatura de 25ºC.

Velocidad de desnitrificación referida al consumo de N-NO3- en función de la

temperatura y de la fuente de carbono.

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Valor de pH

El óptimo está alrededor del neutro. Ya se ha mencionado que la desnitrificación aumenta la alcalinidad y, como consecuencia, sube el pH. En el caso de la desnitrificación se recuperan 3.57 mg/L como CO3Ca por cada mg/L de N-NO3 desnitrificado.

Presencia de oxígeno disuelto

El efecto normal es la paralización de la desnitrificación, ya que la velocidad de respiración de nitratos es mucho más lenta que la respiración aeróbica, aunque se ha observado la existencia de la desnitrificación en presencia de bajos niveles de oxígeno disuelto. Se supone que en condiciones de bajo oxígeno disuelto, el contenido de oxígeno en el interior del flóculo del fango activo es nulo, a causa de la actividad respiratoria de las bacterias. Como la velocidad de difusión de los nitratos (NO3

-) es mayor que la del oxígeno se pueden utilizar los nitratos en el flóculo y desnitrificar parcialmente.

)1()20(

º20, ODkkT

CDnDn−⋅⋅=

−

θ El término de OD de la ecuación anterior implica que la velocidad de desnitrificación tiende a ser nula cuando la concentración de oxígeno disuelto alcanza 1 mg/L.

• PARÁMETROS COMPLEMENTARIOS

El coeficiente de respiración endógena es independiente de la concentración del sustrato. Se puede adoptar como valor medio de diseño: Kd,Dn = 0.04 Cuando se utiliza la materia orgánica para desnitrificar los requerimientos de oxígeno globales disminuyen frente a los requerimientos por la nitrificación. Por tanto en el caso de desnitrificación-nitrificación la demanda de oxígeno total disminuye de forma apreciable:

DOT = DOC + DON – DODN = DOC + 4.6 .Q.NN – 2.86 Q.NDN

Si la fracción anóxica se denomina fx (referida al volumen total conjunto) se puede establecer la siguiente expresión:

fx

aerobiac

globalc−

=

1

,,

θ

θ

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Se usa un factor de seguridad (FS) que relaciona el tiempo de retención celular de diseño y el tiempo de retención celular mínimo. Se suele tomar un valor entre 1.5 y 2.

2.4.- Dimensionamiento de una sola zona anóxica Una sola zona anóxica se dimensiona basada en la cantidad de nitrato a ser desnitrificada. La concentración de nitrato fijada para el efluente determinará la razón de recirculación. El balance de masas es el siguiente:

eRIeRFetOXtNQNQNQNTKQ ⋅+⋅=⋅−⋅

en donde:

NTKOX = concentración de NTK oxidable (g/d) = NTKaf – NTKef – NTKasimilado en el fango en exceso Qt = caudal afluente (m3/d) QRF = caudal de recirculación de biomasa QRI = caudal de recirculación interna Ne = concentración de nitrato efluente de diseño (mg/L)

A partir de balances de masa, la combinación requerida de tasa de recirculación interna (RI) y tasa de recirculación de fangos (RF) puede calcularse mediante:

IRRFN

NTK

e

OX+=− 1

donde:

NTKOX = masa total de NTK oxidable (g/d) = NTKaf – NTKef – NTKasimilado en el fango en exceso (g/d) Q = caudal afluente (m3/d) Ne = conc. nitrato efluente de diseño (mg/L) RI = recirculación interna: QRI/Q RF = recirculación de fangos: QRF/Q

Generalmente, QRF se calcula durante el dimensionado de la zona aerobia, ya que es la tasa necesaria para mantener un nivel de SSLM, teniendo sólo que calcularse el QRI (m

3/d). La ecuación anterior puede expresar RI y RF en términos del % de eliminación deseado:

.)lim%1(.lim% EERFRI −÷=+

en donde % Elim. se expresa en tanto por uno.

La zona anóxica se dimensiona para eliminar los nitratos recirculados. La masa de éstos puede calcularse mediante:

)/()( dgosrecirculadnitratosRFRINQe

=+⋅

De modo que la eliminación de los nitratos formados depende de la recirculación interna y del retorno de fangos.

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La experiencia ha demostrado que el porcentaje más realista de eliminación es del orden de un 85 % para una RI de 400%. No se ha considerado una posible desnitrificación en el decantador secundario ni en el flóculo de la zona aerobia. Por lo tanto, la eliminación real podría ser algo mayor. A continuación se presentan parámetros de diseño orientativos de un proceso de nitrificación-desnitrificación con fango único, tanque de oxidación y un solo tanque anóxico.

PARÁMETRO RANGOS SSLM (mg/L) 1500 - 4000 TRH (h) Anóxico Aerobio

0.5 – 2

2.5 – 6.0 TRC (d) 5 - 10 CM (g DBO5, aplicados/g SSVLM/d) 0.1 – 0.3 RAS (%) 50 - 100 I, Nitratos, % Q

100 - 400 Energía mezcla, hp/Mgal anóxico

40 - 70

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3.- TIPOLOGÍAS DE LOS PROCESOS DE NITRIFICACIÓN DESNITRIFICACIÓN

O2

C O2C

oxidación materia

orgánica carbonosa

O2

NH4 NO3 NO3 N2

nitrificación

metanol

desnitrificación

BIOMASA SUSPENDIDA EN TRES ETAPAS

O2

C O2C

oxidación materia

orgánica carbonosa

NH4 NO3NO3 N2

nitrificación

metanol

desnitrificación

BIOMASA SUSPENDIDA EN DOS ETAPAS

O2

C O2C

oxidación materia

orgánica carbonosa

NH4 NO3NO3 N2

nitrificación

desnitrificación

BIOMASA SUSPENDIDA CON UN SÓLO TANQUE DE

OXIDACIÓN Y UNO POSTERIOR DE DESNITRIFICACIÓN

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O2C O2C

oxidación materia

orgánica carbonosa

NH4 NO3

nitrificación

desnitrificación

BIOMASA SUSPENDIDA CON UN SÓLO TANQUE DE

OXIDACIÓN Y UNO ANTERIOR DE DESNITRIFICACIÓN

C O2CNO3 N2

oxidación materia

orgánica carbonosa

O2

C O2CNH4

nitrificacióndesnitrificación

BIOMASA SUSPENDIDA CON UN SÓLO TANQUE CON

DESNITRIFICACIÓN SIMULTÁNEA

NO3 N2

oxidación materia

orgánica carbonosa

O2C O2CNH4 NO3

nitrificación

desnitrificación

BIOMASA SUSPENDIDA CON UN SÓLO TANQUE DE OXIDACIÓN

UNO ANTERIOR Y OTRO POSTERIOR DE DESNITRIFICACIÓN

NO3 N2

oxidación materia

orgánica carbonosa

NO3 N2

desnitrificación

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4.- LOS CANALES DE OXIDACIÓN Los diferentes procesos basados en crecimiento de biomasa en suspensión para la eliminación de nitrógeno pueden agruparse en tres categorías: fango simple o único, fango doble y fango triple. Se analiza a continuación el diseño de los canales de oxidación, procesos de fango único. 4.1.- Características generales Los canales de oxidación fueron desarrollados como proceso de depuración de aguas residuales por el Dr. Passver en Holanda a principios de los años 60, extendiéndose rápidamente en Europa para pequeñas poblaciones. Son procesos rápidamente adaptables para oxidación carbonosa, nitrificación y desnitrificación. La aireación se suministra en uno o más lugares o puntos del canal de reacción mediante rotores horizontales, aireadores mecánicos de baja velocidad o discos rotatorios, o difusores sumergidos. La concentración de OD será más alta en los puntos de aireación y decrecerá a continuación debido al consumo de oxígeno por la biomasa conforme el licor mezcla se mueve a lo largo del reactor. Después de un tiempo suficiente de viaje se formarán zonas anóxica aguas arriba de los puntos de aireación. La localización y dimensionado de las zonas anóxicas variará con el tiempo debido al consumo de oxígeno, y las tasas de transferencia variarán con la calidad del agua residual y el flujo. Por lo tanto, la seguridad de este mecanismo para desnitrificación requiere un control flexible del sistema para controlar el oxígeno transferido a la masa de agua y el OD a lo largo del reactor. También, la energía de entrada para mezcla y aireación debe ser cuidadosamente controlada para mantener el licor mezcla en suspensión. Algunos sistemas basan su flexibilidad en la colocación de vertederos ajustables (altura variable) o aireadores de velocidad variable. Durante los periodos de baja carga las zonas anóxicas podrían no desarrollarse. En los canales de oxidación típicos usados para eliminación de nitrógeno las tasas de nitrificación y desnitrificación suelen ser bajas debido a los relativamente largos tiempos de retención celular requeridos para nitrificación, la baja concentración de DQO, y a las concentraciones marginales (sobrantes) de OD bien para nitrificación o desnitrificación. La gran masa del licor mezcla en el sistema compensará las lentas tasas de reacción. Los caudales afluentes altamente variables constituyen un desafío para alcanzar una concentración de nitrógeno en el efluente consistentemente bajos. Son habituales rendimientos de eliminación de nitrógeno mayores del 90% en canales de oxidación.

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4.2.- Criterios de diseño No hay un criterio unificado de diseño de canales de oxidación. A continuación se presenta una revisión de criterios de diseño de plantas en funcionamiento que fue publicada por la EPA:

Parámetros operacionales de varios canales de oxidación

Tipo

Canal Simple

Orbal

Orbal

Orbal

Orbal Aireación Prolongada

Orbal Aliment. Alterna

Canal Simple

Canal e Simple

Bio- Denitro DE

Bio- Denitro T

Lugar

Vienna- Blumenth

al, Austria

Modder-

fontein, S.

Africa

S. Wit- bank,

S. Africa

Huntsville, Texas

Huntsville, Texas

Carrol- wood, Florida

Frankfort,

Kentucky

Frederiks-

sund, Denmark

Odense,

Denmark

Q (m3/d) 41290 189 2385 167 98 114 13250 14200 6000 15000 SSLM (mg/L)

5800 4300 3030 8830 8000 8800 3060 6000 3000 a 5500d

3000d

CM g DBO5/g SSLM/d

0.17 0.22a 0.093 0.03 0.027b 0.015 0.098 0.021 0.08d

RW, %Q 190 200 115 110 95 - - 30 – 80d - TRC, d 7 15 > 50 > 50 44 164 15 – 30d 15 –

30e

TRH, h 7 11 31 33 28 17 41 14 22 CV,

g DBO/m3/d 985 144-

240 416 194-

226 120 90 349c 120c 707 282

a DQO/SSLM b g DBO5/g SSLM/d c g DQO/m3/d d Valor de diseño e Nuevo dato El diseño de la desnitrificación es similar a la de otros reactores anóxicos. Generalmente, se operan como una aireación prolongada con elevados TRH y TRC, y con los mayores valores de SSLM de unos fangos activos convencionales. Los tiempos de retención hidráulica en los canales de oxidación están en un orden global entre 12 y 24 horas (6 a 12 horas para anoxia y de 6 a 12 para aerobiosis). Conceptualmente, el canal de oxidación es un “canal sin fin”. Sólo una parte del licor mezcla es desalojada en cada ciclo, lo cual permite una elevada tasa (la máxima) de recirculación interna. El dimensionamiento deberá basarse en la velocidad de paso que tiene un rango entre 0.25 y 0.6 m/s (con valores típicos de 0.25 a 0.35) y en el tiempo de duración de una vuelta que puede estar entre 10 y 45 minutos. La velocidad horizontal se consigue mediante los propios sistemas de aireación en los casos en que se utilizan aireadores mecánicos superficiales (rotores, turbinas, etc.) o mediante sistemas de impulsión independientes (aceleradores de corriente) en el caso de aireación con difusores. Para mantener una velocidad uniforme en las curvas y evitar turbulencias se utilizan paredes guía.

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La relación “longitud de recorrido/ancho del canal“ se recomienda que esté entre 20 a 30 veces. Se puede llegar a profundidades de canal de 4 - 4.5 metros (los diseños iniciales sólo permitían 1.5 metros), o incluso superiores, de hasta 6 metros, cuando se independiza el sistema de impulsión del sistema de aireación.

El diseño de los canales de oxidación puede variar, pero incorporará las condiciones de diseño de los sistemas de zona anóxica única, es decir, SSLM, carga másica (CM) y tasa de recirculación interna, temperaturas extremas y calidad del efluente deseado. Algunos autores sugieren la CM como parámetro clave del diseño, y podría usarse como la base del diseño si se conoce la concentración de fango mínima. Las necesidades de aire son difíciles de predecir durante el diseño. Los factores a considerar son: características de las aguas residuales, variaciones del caudal, temperatura y QW. Otros factores como el tamaño de las zonas aerobia y anóxica para eliminación de nitrógeno total son complejos y difíciles de predecir. Sin embargo, se ha conseguido mediante diseño “nitrificar completamente” entre los aireadores. Variando la transferencia de oxígeno y controlando el perfil de OD en el canal, las tasas operacionales de nitrificación pueden ser evaluadas para los valores actuales de DQO y temperatura del agua residual. Varios autores han sugerido que nitrificación y desnitrificación, pueden alcanzarse mejor si se especifica el volumen de la zona anóxica y se mide y controla el perfil de OD. El sistema de aporte de oxígeno debe permitir:

a) mantener niveles de OD de 1.0 mg/L a 1.5 mg/L en las zonas aerobias.

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b) mantener niveles de OD menores de 0.5 en zonas anóxicas. c) La suficiente flexibilidad para lograr lo anterior a pesar de las variaciones diarias de

carga y temperatura.

Para lograr lo anterior suele ser necesario independizar la aireación de la velocidad horizontal. Ya que a mayores tasas de aireación mayor velocidad horizontal, y disminución de las zonas anóxicas. También se han propuesto tanques de igualación de caudales para minimizar el efecto de las puntas de caudal. Batanero y Ortega (CEDEX, 2004) aportan la siguiente tabla de parámetros de diseño:

PARÁMETROS PROCESO CONVENCIONAL

AIREACIÓN PROLONGADA

Carga másica (kg DBO5/kg SSLM.día) 0.2 -0.4 < 0.07 Tiempo de retención celular (días) 3 – 7 20 – 30 Concentración SSLM (g/L) 2.5 – 3.5 3.0 – 4.5 Tiempo de retención hidráulica (horas) 3 – 8 20 – 36 Demanda teórica de oxígeno (kg O2/kg DBO5 eliminado) 0.8 – 1.0 2.0 – 2.4 Velocidad horizontal en canal (m/s) 0.25 – 0.35 0.25 – 0.35 4.3.- Rendimientos El diseño de los canales varía y, por lo tanto, también los rendimientos observados. Según el “Manual de Eliminación de Nitrógeno” la EPA la eliminación de nitrógeno se sitúa en un rango de 65 al 97 %. En ciertos casos, se ha llegado a nitrógeno total efluente del 3 mg/L. La tecnología de canales de oxidación se desarrolló para simplificar el proceso de nitrificación - desnitrificación, minimizar las operaciones de control y reducir consumo de energía y costes. La configuración en canal es la más eficiente porque se conserva la cantidad de movimiento del proceso.

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Los canales son como híbridos entre flujo pistón y mezcla completa. En función del número de veces que se recicle el agua tenderá a mezcla completa. En un canal típico, de un solo circuito, se puede disponer varios puntos de entrada del afluente para asegurar carbono exógeno. Conceptualmente, el canal de oxidación es un “canal sin fin”. Sólo una parte del licor mezcla es desalojada en cada ciclo, lo cual teóricamente permite una elevada tasa de recirculación interna I, es decir, de los nitratos formados. Cuantas más veces pasen los nitratos por la zona anóxica más elevado será el rendimiento de desnitrificación. La tasa de recirculación respecto al caudal de alimentación se sitúa entre 60 y 120 veces (6000% - 12000%), lo que provoca una gran dilución del agua bruta a la entrada del canal, por lo que el proceso se aproxima a un sistema de mezcla completa. La clave operacional está en la tasa de transferencia de oxígeno en los SSLM. Los SSLM pueden controlarse mediante la recirculación de fangos secundarios. En los canales simples de un sólo circuito, la aireación se puede optimizar colocando aireadores en puntos seleccionados a lo largo del canal. La transferencia de oxígeno puede ajustarse mediante la submergencia controlada de los discos de aireación o rotores, variando la velocidad de giro o cambiando el número de aireadores en cada eje del canal, o controlando la puesta en marcha o paro de parrillas de difusores. También podría emplearse una temporización de los aireadores. Hay que mantener siempre una mezcla mínima para la suspensión del fango. 4.4.- Otras consideraciones de diseño Los canales son reactores híbridos entre flujo pistón y mezcla completa. En función del número de veces que se recicle el agua tenderá a mezcla completa. En un canal típico, de un solo circuito, se pueden disponer varios puntos de entrada del afluente para asegurar el carbono exógeno. El flujo pistón requeriría tanques de igualación o homogeneización para amortiguar las puntas. Es conveniente que el efluente salga por una zona aireada con el fin de mejorar la sedimentabilidad del fango, ya que si en el decantador prevalecen condiciones de anoxia se puede producir desnitrificación, generándose N2, que podría provocar la flotación de los fangos. Los canales requieren medición en continuo de los niveles de OD para controlar las zonas aerobias y anóxicas. Actualmente se pueden implementar electrodos de oxígeno en continuo.

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PROCESOS SS

(mg/L)

DBO5

(mg/L)

N total

mg/L

N-NH4+

mg/L

Fangos activos + filtración (4-6) (5-10) (15-35) (15-25)

Fangos activos/nitrificación en una sola

etapa

(10-25) (5-15) (20-30) (1-5)

Fangos activos/nitrificación +

desnitrificación etapas separadas

(10-25) (5-15) (5-10) (1-2)

Fangos activos/nitrificación +

desnitrificación + adición de sales

+filtración

(<5-10) (<5-10) (3-5) (1-2)

Procesos biológicos de eliminación

conjunta de P y N + filtración

(<10) (<5) (<5) (<2)

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DOCUMENTO 4

ELIMINACIÓN DE FÓSFORO

EN LOS PROCESOS DE DEPURACIÓN

DE AGUAS RESIDUALES

1.- INTRODUCCIÓN 2.- PRECIPITACIÓN QUÍMICA PARA LA ELIMINACIÓN DE FÓSFORO

2.1.- Líneas de proceso típicas 2.2.- Química de la eliminación de fosfatos 2.3.- Efectos sobre el tratamiento de los fangos

3.- DESFOSFATACIÓN POR VÍA BIOLÓGICA.

3.1.- Bases de los procesos de desfosfatación por vía biológica 3.2.- Configuraciones básicas en los procesos de eliminación de fósforo 3.3.- Factores que limitan el rendimiento de los sistemas biológicos de eliminación de fósforo 3.4.- Tratamiento de los fangos 3.5.- Criterios de dimensionamiento

4.- CONCLUSIONES GENERALES 5.- NIVELES DE TRATAMIENTO ALCANZABLES CON DIFERENTES COMBINACIONES DE PROCESOS EN TRATAMIENTO AVANZADO DE AGUAS RESIDUALES

1.- INTRODUCCIÓN Fuentes de aportación de fósforo:

• Fuentes difusas (difícil control, aporte variable según zonas y países): - Agricultura y fuentes naturales - Granjas - ganadería

• Fuentes puntuales (control en origen más factible): - Aguas residuales municipales (domésticas+industriales) - Vertidos industriales

El origen, forma y concentración de los compuestos de fósforo presentes en el agua residual son los siguientes:

• Origen: residuos humanos, detergentes, vertidos industriales

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• Formas: - Fósforo orgánico: insoluble, transformable a fosfato soluble por fermentación

ó hidrólisis. - Fosfato (orto): soluble, forma estable en soluciones acuosas diluidas como el

agua residual. - Polifosfatos: orgánicos ó inorgánicos, solubles o no, hidrolizables total o

parcialmente a ortofosfatos. A efectos prácticos el Fósforo soluble del agua residual está en forma de ion ortofosfato, PO4

3-. Concentración (órdenes de magnitud)

- Fósforo total (100%): 8 - 15 mg/L - Fósforo orgánico (30%): 3 - 5 mg/L - Fosfatos (70%): 5 - 10 mg/L

Relación porcentual Fósforo/DBO5: 3 - 6 %

- Fracción decantable: 3 - 6 % - Fracción coloidal y supracoloidal: 3 - 5% - Fracción soluble: 50% a 70%

Como ya se ha comentado anteriormente, parte del fósforo del agua residual es insoluble y queda retenido en los procesos de decantación, pasando a formar parte del fango. El resto del fósforo, soluble, después del tratamiento biológico se encuentra en forma de ortofosfatos. Durante este tratamiento parte del mismo se incorpora a la fracción proteica de las células de fango activado pasando a formar parte del fango biológico en una proporción del 1% al 2% de dicho fango. Esta incorporación reduce la concentración del fósforo en el agua entre el 15% y el 20%, que sumado a la reducción habida en la decantación primaria produce un valor del 25 al 30%. La presencia de vertidos industriales con sales trivalentes o de iones de Ca y Mg pueden incrementar esas cifras por precipitación de fosfatos. La concentración de fósforo en el agua después de un tratamiento convencional oscila entre 6 y 11 mg/L de P, para conseguir valores inferiores es necesario recurrir a tratamientos complementarios de eliminación, pudiendo ser estos de tipo físico-químico o bien de carácter biológico. 2.- PRECIPITACIÓN QUÍMICA PARA LA ELIMINACIÓN DE FOSFATOS La eliminación del fósforo contenido en el agua residual comprende la incorporación de fosfatos a los sólidos en suspensión y la posterior eliminación de éstos. El fósforo se puede incorporar, tanto a los sólidos biológicos como a los precipitados químicos. Aquí trataremos este último caso. Tradicionalmente en Europa se han utilizado procesos físico-químicos mediante la adición de sales de hierro o de aluminio, y en menor medida de calcio. Con la

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utilización de estas sales se obtienen formaciones de precipitados mixtos de hidróxidos y fosfatos que decantan rápidamente. Al principio el precipitado tiende a contener un exceso de hidróxido con respecto al precipitado que se forma con más tiempo. El hidróxido presente en el complejo tiende, por tanto, a reaccionar posteriormente con los fosfatos solubles y a enriquecer el precipitado de fosfatos de hierro. Puede ser conveniente, por tanto, recircular los sólidos precipitados en cuanto son todavía parcialmente reactivos y además dotados de notables capacidades floculantes. Los productos químicos que se han utilizado para eliminar el fósforo incluyen las sales metálicas y la cal. Las sales metálicas más comunes son el cloruro de hierro y el sulfato de aluminio. También se utilizan el sulfato de hierro y el cloruro ferroso, que se pueden obtener como subproductos en la fabricación de aceros (aguas de decapado). El uso de polímeros combinados con sales de hierro y aluminio también ha proporcionado resultados satisfactorios. La cal no se emplea con demasiada frecuencia, puesto que causa un notable aumento en la cantidad de fango producido, así como otros problemas de explotación y de mantenimiento relacionados con su manejo, almacenamiento y dosificación. 2.1.- Líneas de proceso típicas Dentro de un diagrama de flujo de procesos, (véase la Figura) la precipitación del fósforo puede producirse en varios puntos diferentes de la línea de agua: (1) preprecipitación; (2) coprecipitación y (3) postprecipitación.

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Diagramas de flujo para la eliminación de fósforo por vía química

• Pre-precipitación: Este nombre se aplica a la adición de productos químicos al

agua residual bruta para la precipitación del fósforo en las instalaciones de decantación primaria. El fósforo precipitado se elimina con el fango primario. Se utilizan dosis de reactivos muy superiores al resto de modalidades.

• Co-precipitación: Se define como co-precipitación a la adición de productos

químicos para la formación de precipitados que se eliminarán junto con los fangos biológicos. Los reactivos se pueden añadir (1) al efluente de la decantación primaria, (2) al licor mezcla de los fangos activos, o (3) al efluente de un proceso biológico antes de la decantación secundaria. Es el sistema más utilizado. Requiere bajas inversiones. Permite utilizar Fe(II). Poca influencia negativa en el tratamiento del fango. Se pueden conseguir efluentes con 1 mg/L de P total.

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Postprecipitación: La postprecipitación es la adición de reactivos al efluente del decantador secundario y la posterior eliminación de los precipitados, que suele hacerse mediante filtración del efluente o en instalaciones de decantación complementarias. A menudo precisa de la adición de un coadyuvante. Inversiones mayores. El fango producido, fundamentalmente inorgánico, precisa de un tratamiento independiente.

Si al efluente de un sistema de coprecipitación se le somete a una filtración, previa adición de una pequeña dosis de reactivo y de coadyuvante, se pueden obtener efluentes finales con P total entre 0 y 0.5 mg/L. La dosis de reactivo es menor que si se utiliza postprecipitación y filtración. La cantidad de fango producida es menor y el sistema tiene una gran estabilidad. 2.2.- Química de la eliminación de fosfatos La precipitación química del fósforo se consigue mediante la adición de sales de iones metálicos de valencia múltiple que forman precipitados de fosfatos poco solubles. Las sales más comunes son las de calcio, aluminio y hierro. La precipitación con calcio es muy diferente con respecto del proceso empleando hierro o aluminio: Precipitación de fosfato con sal de calcio:

10 6 22

4

3

10 4 6 2Ca PO OH Ca PO OH

Hidroxilapatita

+ − −

+ + ⇔ ( ) ( )

El calcio se suele añadir en forma de cal, Ca(OH)2. Cuando se añade cal al agua reacciona con la alcalinidad natural para precipitar CaCO3. Sin embargo, cuando el pH del agua residual alcanza valores por encima de 10, un exceso de iones calcio reaccionará con el fosfato, tal como se muestra en la ecuación anterior, precipitando hidroxilapatita. Debido a que la cal reacciona con la alcalinidad del agua residual la cantidad de cal necesaria será dependiente de la cantidad de fósforo y alcalinidad presentes en el agua residual. En el caso de las urbanas, que contienen pocos fosfatos, la dosis de cal será función, fundamentalmente, de la alcalinidad del agua. La cantidad de cal necesaria para la precipitación del fósforo en el agua residual suele ser de 1,4 a 1,5 veces la alcalinidad total expresada como CaCO3. En la Tabla siguiente, se incluyen los valores óptimos de pH de la reacción y los consumos previstos para una concentración final de 1 ppm de fosfatos:

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Tabla de pH óptimos y consumo de sales

Precipitante pH Moles consumidos Al+3

Fe+2 Fe+3 Ca+2

4 - 6 4,5 - 5 7 - 8 10 - 11

1,6 - 2,6 1,8 - 2,6 1,8 - 2,2 ----

La coprecipitación no suele ser posible debido a los valores altos del pH que precisa como acabamos de ver. Cuando se añade cal al agua residual bruta o al efluente de un tratamiento secundario, suele ser necesario realizar un reajuste del pH antes de proceder a la evacuación o al tratamiento posterior del agua. Para reducir el valor del pH se suele recarbonatar el agua con CO2. Las reacciones básicas que intervienen en el proceso de precipitación del fósforo con hierro y aluminio son las siguientes:

• Precipitación de fosfatos con aluminio:

Al H PO AlPO nHn

n+ − +

+ ⇔ +3

4

3

4

• Precipitación de fosfatos con hierro:

Fe H PO FePO nHn

n+ − +

+ ⇔ +3

4

3

4 En el caso del aluminio y del hierro, 1 mol precipitará 1 mol de fosfato. Sin embargo, estas ecuaciones simples resultan engañosas y deberán ser consideradas teniendo en cuenta multitud de reacciones secundarias que se producen y las constantes de equilibrio asociadas a estas reacciones, los efectos de la alcalinidad, pH, elementos en estado traza y ligantes presentes en el agua residual. En consecuencia, no se deben emplear las ecuaciones anteriores para estimar directamente las dosis necesarias, sino que deben realizarse ensayos a escala de laboratorio y, ocasionalmente, si se usan polímeros, a escala real.

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2.3.- Efectos sobre el tratamiento de los fangos Los efectos del uso de los sistemas anteriores sobre el tratamiento de los fangos se resumen a continuación:

• Espesamiento: según el tipo de floculante pueden surgir problemas, especialmente si se utiliza Fe. En todo caso, no parecen ser importantes.

• Deshidratación: se suele necesitar mayor dosis de floculante y se reduce el

rendimiento del filtrado.

• Estabilización aerobia: notable reducción de la tasa de eliminación de materia volátil; no es un procedimiento adecuado.

3.- DESFOSFATACIÓN POR VÍA BIOLÓGICA 3.1.- Bases de los procesos de desfosfatación por vía biológica La eliminación de fósforo se produce por incorporación al fango biológico de los procesos de biomasa suspendida por dos mecanismos:

• Sedimentación de formas decantables, fundamentalmente Fósforo orgánico insoluble, que se elimina formando parte del fango primario.

• Incorporación de fosfatos solubles a la fracción proteica de las células del fango activado (metabolismo celular), formando parte del fango biológico en proporción del 1% - 2% de la materia seca del fango.

En la actualidad se están empezando a implantar procesos biológicos de eliminación de fósforo, la mayoría de ellos basados en las experiencias americanas y sudafricanas, en donde llevan bastante tiempo utilizándose. La reducción biológica del fósforo en el agua residual se basa en la exposición alternativa de los microorganismos presentes a condiciones aerobias y estrictamente anaerobias. Normalmente la proporción de bacterias acumuladoras de polifosfatos en el fango activo es escasa, pero mediante el procedimiento citado se consigue que esas aumenten. La desfosfatación biológica parte del hecho de que, bajo ciertas condiciones, se pueden desarrollar bacterias que son capaces de absorber fosfatos del agua en cantidad superior a la necesaria para el funcionamiento del metabolismo. Estas bacterias, entre otras del género Acinetobacter, son capaces de acumular más fosfatos de los necesarios para su subsistencia, reduciendo así la concentración de esta sustancia en el agua. Requieren ácidos volátiles para su crecimiento, lo que implica un estado anaerobio, pero precisamente en este estado, el fósforo acumulado es retornado al agua.

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Bajo condiciones anaerobias algunos microorganismos pueden fermentar la materia orgánica fácilmente biodegradable transformándola en otros compuestos orgánicos simples (ácidos volátiles grasos como acetatos o propionatos). Estos microorganismos fermentadores son facultativos ya que pueden utilizar bien oxígeno (disuelto o nitratos) o la fermentación para producir la energía necesaria para su existencia. Dado el poco tiempo que la biomasa pasa en la zona anaerobia no se llegan desarrollar bacterias anaerobias estrictas y no se produce metano. Por otra parte, hay unas bacterias desfosfatantes que utilizan los ácidos volátiles grasos producidos por los organismos fermentadores gracias a la energía suministrada por los polifosfatos existentes en el interior de las mismas y su degradación produce la liberación de fosfatos en la solución. Por lo tanto, la misión del reactor anaerobio es el estimular la conversión de la DBO fácilmente biodegradable en ácidos grasos volátiles y permitir el desarrollo de las bacterias desfosfatantes.

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La exposición posterior a condiciones aerobias produce la mineralización de la materia orgánica recuperando las células su reserva de fósforo por reabsorción del fósforo intersticial. Esta asimilación de fósforo es considerablemente mayor que la liberación efectuada en la zona anaerobia. El contenido en fósforo de los fangos en exceso puede aumentar del 1.5% al 2% de materia seca, que es su proporción normal, hasta un máximo de un 7-8% en condiciones de laboratorio, no obstante experiencias en instalaciones reales obtienen porcentajes entre el 5 y el 6%. De forma resumida sucede lo siguiente:

• Fase anaerobia: La célula utiliza su energía acumulada para metabolizar los

ácidos volátiles, llenando así su stock de sustrato carbonoso y vaciando su stock de polifosfatos en forma de fosfatos al agua.

• Fase aerobia: La célula asimila los fosfatos presentes en el agua. Los fosfatos

inorgánicos son convertidos en polifosfatos de alto contenido energético que se acumulan en la célula. Para realizarlo metaboliza las materias carbonosas acumuladas, retornando al agua CO2 y H2O. La célula vacía su stock de sustratos carbonosos, llena el stock de polifosfatos y además se multiplica. A este efecto de acumular más fósforo del que se necesita para la subsistencia se le denomina “Luxury uptake” y es la base del tratamiento moderno para la eliminación del fósforo de las aguas residuales. Por su acumulación de reservas orgánicas las bacterias acumuladoras de fósforo tienen ventajas de crecimiento frente a otras aerobias del fango activo, que no están activas en el reactor anaerobio.

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Hasta la fecha, la eliminación en exceso de fósforo solo ha sido observada en fangos activos. En plantas con un buen funcionamiento se pueden conseguir eliminaciones biológicas de fósforo del orden del 70% al 90%; los valores en el efluente pueden oscilar entre 1 y 3 mg/L. La redisolución de fosfatos puede intensificarse por adición de sustratos fácilmente biodegradables en la zona aeróbica. En la práctica existen diversos esquemas que permiten la desfosfatación biológica (Bardenpho, UCT, Phoredox, etc.) teniendo todos en común la zona anaerobia de cabeza. Para un correcto funcionamiento se debe cumplir que la relación DBO5soluble/P soluble de entrada a la aireación sea mayor de 15 mg/L, aumentando la reducción de fósforo a medida que aumente este valor. En aguas residuales normales donde la relación P/DBO5 es del orden del 5-7%, el fósforo no es factor limitante del proceso y su asimilación puede ser máxima. En épocas lluviosas esta relación puede bajar mucho y no se alcanzan los rendimientos deseados. La eliminación de fósforo aumenta con el contenido de materia orgánica fácilmente biodegradable. La presencia de O2 y NO3

- en el reactor anaerobio decrece la eliminación de fósforo (por oxidación de la MOFB). Cuando es necesario nitrificar el efluente es imprescindible proceder, asimismo, a la desnitrificación con objeto de eliminar la inhibición de la eliminación de P en el reactor anaerobio causada por los nitratos. En este caso la relación NTK/DQO debe mantenerse entre 0.08 y 0.1. La presencia de cationes en el agua puede contribuir a la eliminación de fósforo por precipitación. Las combinaciones de procesos y las calidades de efluentes esperables, en términos de concentración de fósforo, son las indicadas en la tabla siguiente:

PROCESOS DE TRATAMIENTO CALIDAD EFLUENTE (P total mg/L)

Químico (precipitación directa) 0.8 - 1.5 Biológico convencional + Químico 0.7 - 1.2 Biológico específico (Luxury Uptake) 1.0 - 3.0 Químico + Filtración 0 - 0.3 Biológico + Químico + Filtración 0 - 0.3

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El contenido del fósforo total en el efluente está íntimamente ligado a la eficacia del sistema de separación de sólidos (clarificador o decantador final). El contenido de fósforo en los sólidos expresado en % de materia seca es del orden de 5 al 10% para procesos biológicos + químicos y del 5 al 7% en los procesos biológicos específicos. De acuerdo con ello, las concentraciones esperables de fósforo en los efluentes tratados serán las siguientes:

• Clarificación excelente; efluente SS=10 mg/L; P total: 0.5 a 1.0 mg/L • Clarificación buena; efluente SS=20 mg/L; P total: 1.0 a 2.0 mg/L

Para aumentar la eficiencia y garantizar la estabilidad permanente de la calidad del efluente es necesario recurrir a la filtración. El contenido de SS en un efluente filtrado varía entre 0 y 5 mg/L, por lo que el contenido de fósforo oscila entre 0 y 0.5 mg/L. 3.2.- Configuraciones básicas en los procesos de eliminación de fósforo y nitrógeno Si se analizan las necesidades y condiciones que deben darse para cada tipo de proceso de eliminación de nutrientes se aprecia que en ambos casos es necesaria una alternancia de condiciones anaerobias, anóxicas, aerobias, y que las condiciones que se precisan para el proceso de eliminación de uno de los nutrientes no impiden el del otro. Resulta ilustrativo ver que sucede en cada fase con cada bacteria y cada nutriente.

• Fase anaerobia: Interviene el Acinetobácter, que toma los ácidos grasos de cadena corta presentes en el agua y los acumula en forma de reservas carbonosas, utilizando para ello la energía que había acumulado. Libera fósforo en forma de fosfatos inorgánicos. El nitrógeno pasa a forma amoniacal siempre y cuando el tiempo de estancia sea suficiente.

• Fase anóxica: Intervienen las bacterias heterótrofas facultativas que

oxidan materia carbonosa fácil y rápidamente oxidable utilizando el oxígeno de los nitratos presentes, liberando nitrógeno elemental.

• Fase aerobia: Interviene las Acinetobácter, que toma del agua los

fosfatos inorgánicos y los bioacumula (Luxury uptake), consume reservas carbonosas y se multiplica. En este momento la concentración de fósforo en el agua es mínima. Las Nitrosomonas y los Nitrobacter intervienen oxidando el nitrógeno amoniacal a nitratos.

Se debe prestar especial atención al diseño del decantador secundario, ya que si el fango entra en anaerobiosis se empezarán a liberar fosfatos. El tiempo de estancia en el decantador de los fangos debe ser mínimo. Debe hacerse una gestión adecuada de los fangos.

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En el proceso descrito se aprecia que lo que realmente se hace es acumular fósforo en el fango. El condicionante de la aireación prolongada viene impuesto por la eliminación del nitrógeno, por lo que es planteable la modificación de plantas existentes para el tratamiento del fósforo, sin más que modificar de forma muy sencilla el reactor biológico mediante una pantalla y la línea de fangos. En la figura siguiente se muestran los esquemas de los procesos correspondientes a las dos configuraciones básicas. Las características fundamentales de las mismas se sintetizan de la forma siguiente:

• Sistemas de corriente principal: Se trata de un sistema de eliminación exclusivamente biológico. La asimilación y almacenamiento de fósforo se lleva a cabo en una única línea de tratamiento. La extracción del fósforo se realiza con la purga de fango biológico, preferiblemente desde el reactor aerobio (máximo contenido de fósforo en el fango). Exige gran acumulación de fósforo en el fango (6%-7%).

• Sistemas de corriente secundaria:

No es un biológico puro: combina el tratamiento biológico (corriente principal) con el químico (corriente secundaria). La extracción del fósforo se realiza desde una corriente secundaria (fracción de fango recirculado). La fijación (eliminación del fósforo se lleva a cabo por vía química, mediante adición de Ca(OH)2 al sobrenadante del espesador anaerobio. No exige gran acumulación de fósforo en el fango (3.5%).

SISTEMAS DE CORRIENTE PRINCIPAL • Proceso A2/O

- Fue desarrollado inicialmente para la eliminación de fósforo, A/O, que era un proceso muy simple. Incorporando la nitrificación se convirtió en A2/O.

- Se basa en tres etapas biológicas en serie: anaerobia, anóxica y aeróbica, antes de la decantación secundaria, y en dos recirculaciones independientes: fangos biológicos a la cámara anóxica y la recirculación normal desde el secundario a la cabeza del biológico.

- Este sistema requiere altas concentraciones de DQO a la entrada, ya que la recirculación de fangos aporta a la cuba anaerobia el oxígeno y los nitratos contenidos en los mismos perturbando su función, ya que los nitratos consumen por desnitrificación la materia orgánica simple como acetatos y propionatos, antes de que pueda ser almacenada por las bacterias desfosfatantes. Mayor eficacia cuando la relación DBO5s/P es mayor de 10 (hace falta una elevada concentración de DBO5 soluble).

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- Según algunos autores (Marais, Wentzel) el consumo de DQO rápidamente biodegradables asciende a 8.6 y 3 mg por mg de NO3 y O2 respectivamente.

- Hay dudas respecto a la eliminación sistemática de N. - Se puede llegar a concentraciones finales de P soluble de 1.0 mg/L y P

total de 2 mg/L. Para alcanzar P total>1 mg/L de forma permanente es necesaria la adición de reactivos o filtración del efluente.

- El fango biológico en excesos necesita ser estabilizado (posibilidad de control químico de sobrenadantes y filtrados para evitar el retorno del fósforo a cabeza de planta)

- Para evitar inconvenientes algunas veces se introducen los fangos recirculados en un reactor anóxico antes de su inclusión en la cuba anaerobia (procesos Johannesburgo).

• Proceso de la Universidad de Cape Town (UCT)

- Al igual que el A2/O consta de zona anaeróbica, anóxica y aireada en serie. En este proceso las recirculaciones son:

1.- Fangos y licor mixto de la aireación a cabeza de la cámara anóxica. 2.- Licor mixto de salida de la cámara anóxica a cabeza de la zona anaerobia.

- Al igual que el proceso A2/O requiere concentraciones de DQO altas, ya que si a la cuba anóxica se le suministran más nitratos de los que es capaz de desnitrificar se recircularían a su vez a la cámara anaerobia.

- La recirculación de fangos al tanque anaerobio se realiza en dos etapas, primero al tanque anóxico y después del anaerobio.

- Es un proceso especialmente indicado para condiciones de desnitrificación difícil (bajo valor de DQO/NKT).

- Contenido de fósforo soluble en el efluente del orden de 1 mg/L y de fósforo total del orden de 2 mg/L.

- El fango biológico en exceso necesita ser estabilizado (posibilidad de control químico de sobrenadantes y filtrados para evitar el retorno del fósforo a cabeza de planta).

• Proceso de la Universidad de Cape Town (UCT) modificado.

- Con la finalidad de solventar los procesos anteriores se divide la cámara anóxica en dos compartimentos.

- La primera cámara anóxica a la que se conduce la recirculación de fangos se dimensiona de tal forma que puede desnitrificar todos los nitratos en las condiciones peores, que corresponde a un porcentaje de recirculación y a una salida de nitratos máximos permitidos. A la segunda cámara anóxica se recircula licor mixto con el caudal necesario para poder eliminar los nitratos deseados.

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• Proceso BIODENIPPHO

- Fue un sistema desarrollado inicialmente para nitrificación-desnitrificación y fue adaptado posteriormente a la eliminación de fósforo mediante inclusión de un tanque anaerobio en cabeza.

- Dos tanques que funcionan alternativamente en fase aerobia y anóxica y alimentación correspondientemente alterna. Los dos tanques están provistos de mezcladores y de aireadores, por lo que en cada tanque se pueden crear las condicines anóxicas y aerobias.

- La secuencia es AN-ANOX-AE. - El proceso se produce en cuatro fases:

A.- Afluente al tanque 1 sin aireación, pasando su contenido al tanque 2 con aireación y el contenido de este último a decantación. B.- Afluente del tanque 2 con aireación, pasando su contenido al decantador. Mientras tanto el tanque 1 está en aireación sin alimentación. C.- Afluente al tanque 2 sin aireación, pasando su contenido al tanque 1, que está con aireación. El contenido del tanque 1 pasa al clarificador. D.- Afluente a tanque 1 en aireación, pasando su contenido al clarificador. El tanque 2 está en aireación sin alimentación.

- Contenido de fósforo soluble en el efluente de 2 mg/L y P total de 3 mg/L. Para obtener mejores rendimientos es necesario utilizar reactivos o filtración.

- El fango biológico en exceso puede estar estabilizado ya que la edad del fango es elevada.

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SISTEMAS DE CORRIENTE SECUNDARIA • Sistema PHOSTRIP

- Es un sistema específicamente desarrollado para la eliminación de fósforo (sin nitrificación). Combina la eliminación biológica y la fijación del fósforo por vía química. Cuando se necesite desnitrificar el Phostrip puede constituir la primera etapa de un sistema de dos etapas. En sistemas de una sola etapa puede incrementar el tiempo de contacto anaerobio para compensar el reciclado de nitratos.

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- Contenido de fósforo del efluente: P soluble < 1 mg/L (permanente) y P total 1 mg/L de valor medio. Para obtener valores mejores es necesario realizar una filtración.

- Bajo consumo de cal respecto a sistemas químicos empleando cal (la dosis depende de la alcalinidad no de la concentración de fósforo y el caudal a tratar es bajo, aproximadamente un 10%).

- El fango biológico en exceso no está estabilizado (posible necesidad de control químico de sobrenadantes y filtrado). Produce fango químico.

3.3.- Factores que limitan el rendimiento de los sistemas biológicos de eliminación de fósforo Los factores fundamentales son los siguientes:

• Escasa concentración de ácidos orgánicos en el agua residual. • Tiempo de retención en la etapa anaerobia demasiado reducido. • Presencia de nitratos u oxígeno en los flujos afluentes al tanque anaerobio. • Cargas de fosfato muy variables y no acompasadas con las cargas orgánicas. • Redisolución de fosfatos en decantador secundario. • Fuga de sólidos excesiva del decantador secundario. • Redisolución de fosfatos en las sucesivas fases del tratamiento y deshidratación

de fangos.

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3.4.- Tratamiento de los fangos El manejo del fango biológico generado en los procesos de eliminación de fósforo exige precauciones especiales. Los fangos no deben estar sometidos a anaerobiosis para evitar el retorno de fósforo a cabeza de tratamiento. El espesado de los fangos biológicos en exceso no estabilizados en el propio tratamiento (proceso Bardenpho y Biodenipho) debe ser necesariamente por flotación. El tanque de almacenamiento previo a la deshidratación debe de tener volumen reducido para evitar anaerobiosis. Los sobrenadantes, especialmente de digestión anaerobia, deben ser tratados con cal para fijar los fosfatos y no retornarles a línea de agua. 3.5.- Criterios de dimensionamiento Existen varios criterios para el dimensionamiento de la zona anaerobia:

1.- Volumen que cumpla un tiempo de retención hidráulica con el caudal punta de tiempo seco más la recirculación del orden de 0.75 a 1 hora en condiciones favorables y de 1 a 2 horas en condiciones desfavorables. 2.- El volumen del tanque anaerobio tiene que ser tal que del orden del 15% al 25% del fango activo total esté en fase anaerobia. 3.- Zona anaerobia del orden del 25% al 35% del volumen de la zona aerobia más anóxica.

Otros valores de diseño se muestran en la tabla siguiente:

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Gggg

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4.- CONCLUSIONES GENERALES Conclusiones generales:

• La tecnología disponible permite la eliminación del fósforo mediante sistemas cuya eficacia ha sido comprobada experimentalmente.

• La información relativa al comportamiento de los tratamientos

químicos+biológicos es mucho más extensa y completa que la de los sistemas

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Gggg

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biológicos, de algunos de los cuales se carece de resultados experimentales suficientes.

• Los tratamientos químicos+biológicos tienen capacidad para conseguir, de forma

consistente, valores de P total en el efluente del orden de 1.0 mg/L. • Los tratamientos biológicos no pueden garantizar de forma consistente P total =1

mg/L (con excepción del sistema PHOSTRIP). • Los tratamientos biológicos precisan de tratamiento complementario (químico o

filtración) para garantizar P≤ 1 mg/L. • Cualquiera que sea el tipo de proceso aplicado, la obtención de valores de P

total inferiores, precisa de una filtración del efluente. • El control de operación de los sistemas químicos+biológicos es mucho más

sencillo que el de los sistemas biológicos. • El tratamiento de los fangos producidos en los sistemas biológicos exige

precauciones especiales. • A pesar del considerable esfuerzo dedicado a la investigación de los sistemas de

tratamiento biológico, todavía se precisa una ampliación del grado de conocimiento de su comportamiento.


PROCESOS SS (mg/L)

DBO5 (mg/L)

N total mg/L

N-NH4+

mg/L P-PO4

+

mg/L Fangos activos + filtración (4-6) (5-10) (15-35) (15-25) (4-10) Fangos activos/nitrificación en una sola etapa

(10-25) (5-15) (20-30) (1-5) (6-10)

Fangos activos/nitrificación + desnitrificación etapas separadas

(10-25) (5-15) (5-10) (1-2) (6-10)

Fangos activos/nitrificación + desnitrificación + adición de sales +filtración

(<5-10) (<5-10) (3-5) (1-2) (<1)

Procesos biológicos de eliminación conjunta de P y N + filtración

(<10) (<5) (<5) (<2) (<1)

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nitrificacion y desnitrificacion

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