libro depuracion de las aguas residuales urbanas

7/27/2019 Libro Depuracion de Las Aguas Residuales Urbanas

1/43

CAPTULO 3

DEPURACIN BIOLGICA DE LASAGUAS RESIDUALES URBANAS

3.1 EL AGUA RESIDUAL URBANA Y SUS EFECTOS SOBRE EL MEDIORECEPTOR

Un agua residual puede definirse como un residuo lquido recogido mediante la

red de alcantarillado para su envo a una planta depuradora (Mujeriego, 1990). El tipo y lacantidad de agua residual afluente a una estacin depuradora reflejan la naturaleza delrea a la que sirve, el uso que se le ha dado y las condiciones del medio de conduccin.

El factor que ms influye sobre el proceso de depuracin del agua residual es, sinduda, su composicin. La procedencia de un agua residual es un aspecto determinantede gran parte de sus caractersticas fsicas, qumicas y biolgicas. La Tabla 3.1 resumelos principales contaminantes que se pueden encontrar en un agua residual y susposibles efectos sobre el medio receptor.

Segn su origen, las aguas residuales pueden ser clasificadas en: 1) domsticas ourbanas, 2) industriales, 3) agropecuarias, 4) de origen incontrolado (vertidos ilegales,

infiltraciones) y 5) pluviales. Sin embargo, cindonos a los objetivos de estainvestigacin, al hablar de aguas residuales nos referiremos a aguas de origen domsticoo urbano (ARU), con alguna posible aportacin de pluviales y/o de procedenciaincontrolada.

Las aguas residuales de origen domstico tienen una composicin muy variadadebido a la diversidad de factores que la afectan y a la naturaleza de la poblacinresidente (Mujeriego, 1990). La mayor fuente de contaminacin que fluye por lasalcantarillas domsticas tiene su origen en los excrementos humanos y animales (heces yorina) y en menor proporcin en las aguas resultantes del lavado de ropa, preparacin dealimentos y duchas. Por otra parte, las aguas pluviales o de lavado de calles que drenandesde las zonas urbanas aportan tambin una carga importante de contaminacin

(arrastre de materia slida inorgnica en suspensin y materia orgnica soluble einsoluble).

El consumo medio de agua por persona y por da (entre 100 y 400 L/hab.da)determina su concentracin (cantidad), mientras que la dieta y los usos de la poblacintributaria caracterizan apreciablemente su composicin qumica (calidad). Las sustanciascontaminantes presentes en un agua residual pueden estar en forma disuelta, departculas decantables o en un estado fsico intermedio denominado coloidal o ensuspensin. En cualquier caso, la mayor parte de los compuestos presentes en un ARUestn constituidos por materia orgnica e inorgnica, nutrientes y microorganismos. Unaconsiderable parte de estos componentes se encuentra en forma particulada y,comnmente, se valora mediante la concentracin de materia en suspensin (MES)

(Christensson, 1997).


2/43

Captulo 3. Revisin Bibliogrfica8

Tabla 3.1. Contaminantes presentes en un agua residual y sus posibles efectos sobre las aguasreceptoras (Dewisme, 1997; Matia et. al., 1999).

Contaminantes del agua Impactos ms significativos

Materia en suspensin Aumento de la turbidez del agua (alteracin de la fotosntesis y reduccin dela produccin de oxgeno).

Sedimentacin, obstruyendo y cubriendo el lecho de los ros.

Compuestos inorgnicos Ecotoxicidad de algunos compuestos, como las sales de metales pesados.

Reacciones con sustancias disueltas en el agua pasando a formarcompuestos peligrosos.

Conductividad Concentraciones elevadas de sales impiden la supervivencia de diversasespecies vegetales y animales.

Nutrientes Crecimiento anormal de algas y bacterias (aumento de la turbidez del agua).

Eutrofizacin del agua.

Materia orgnica Su descomposicin puede provocar la disminucin de la concentracin deloxgeno disuelto en el agua hasta alcanzar condiciones spticas.

Eutrofizacin del agua.

Emisin de metano en caso de aparicin de procesos anaerobios.

Compuestos orgnicostxicos

Toxicidad para la vida acutica.

Disminucin de la concentracin de oxgeno debido a los procesos debiodegradacin.

Produccin, en el caso de lquidos no miscibles, de una pelcula superficialque impide la aireacin del agua.

Organismos patgenos

(bacteria, virus y parsitos)

Inutilizacin del agua para uso humano.

Contaminacin de los organismos acuticos que pueden llegar al hombre conla cadena alimenticia.

Enfermedades de transmisin hdrica asociadas a la contaminacinmicrobiolgica del agua.

Contaminacin trmica pordescarga de aguas derefrigeracin

Modificacin de la solubilidad del oxgeno en el agua.

Aceleracin del metabolismo de la flora y la fauna acuticas (eutrofizacin).

Alteracin de los ecosistemas acuticos.

En general, el ARU contiene un 99,9% de agua. La materia slida est constituidaen un 70% por sustancias orgnicas como protenas, grasas y carbohidratos; mientras

que el 30% restante es materia mineral insoluble (sustancias inorgnicas) como la arena,la arcilla y las gravas.

Las sustancias orgnicas de un ARU estn constituidas mayoritariamente pormateria fecal, siendo la contribucin diaria de DBO5, por parte de un adulto, de 39 a 42 g;de los cuales 10,3 g corresponden a orina, entre 24,7 y 30,6 g a materia fecal y de 2,0 a3,5 g a material de limpieza anal (Droste, 1997). Adems, tambin contienen hidratos decarbono (celulosa, almidn y azcares), grasas y jabones (sales metlicas de los cidosgrasos), detergentes sintticos, protenas y sus productos de descomposicin (urea,glicina y cistena) as como hidrxido de amonio y sales amoniacales procedentes de ladescomposicin de complejos orgnicos nitrogenados (Rivas Mijares, 1978).

La gran diversidad que presentan las aguas residuales hace necesario realizar unestudio concreto de caracterizacin, en especial cuando se desean definir estrategias de


3/43

Captulo 3. Revisin Bibliogrfica 9

tratamiento y de aplicacin de tecnologas adecuadas que aseguren la conformidad conla normativa de vertido a cauces receptores vigente en la zona de estudio. La Tabla 3.2indica los principales parmetros empleados para la caracterizacin de un ARU.

Tabla 3.2. Parmetros comnmente empleados para la caracterizacin de un ARU (Directiva 91/271;Escaler, 1997).

Fsicos Qumicos Biolgicos

Slidos totales (ST), mg/l

Suspendidos Voltiles

Temperatura, C

Turbiedad, UNT (a)

Materia orgnica, mg O2/l

Demanda bioqumica de oxgeno (DBO5) Demanda qumica de oxgeno (DQO)

pHAlcalinidad, mg CaCO3/lNitrgeno, mg N/l

Orgnico Amoniacal (NH3-N, NH4

+-N)

Nitritos (NO2-

-N) Nitratos (NO3--N)Fsforo, mg P/l

Orgnico Reactivo soluble (PO4

-3 -P)

Organismos patgenos

Coliformes, nmero/100 ml Virus, ufc/100 ml (b)

(a)unidades nefelomtricas de turbiedad

(b)unidades formadoras de colonias

3.1.1 Materia Slida del Agua Residual

La materia slida del agua residual est presente tanto en forma disuelta como

particulada (suspensin). Se distinguen tres tipos de slidos en el agua: totales, fijos yvoltiles. La materia slida permite valorar la concentracin y el estado fsico de losconstituyentes del ARU. Es importante determinar la presencia de aquellos slidos quepor su naturaleza le comunican propiedades indeseables al agua. Su concentracinpermite predecir el mayor o menor grado de depuracin que puede obtenerse de acuerdocon la eficiencia de las distintas etapas de tratamiento. La Figura 3.1 muestra los distintostipos de slidos presentes en una muestra de ARU.

Las sustancias obtenidas por decantacin, filtracin o centrifugacin de unamuestra de agua corresponden a la materia en suspensin (MES), mientras que aquellasque no pueden separarse por estos mtodos y pasan a travs del papel de filtro (0,45m) se denominan materia disuelta. La materia en suspensin constituye la

contaminacin ms fcil de eliminar del agua, siendo la sedimentacin el principalmecanismo de eliminacin (Mujeriego et al., 1984).

Tanto la materia disuelta como la particulada estn compuestas por materiaorgnica e inorgnica. La incineracin a 550C permite diferenciarlas, pues la prdida demateria por incineracin representa el contenido orgnico de la muestra, mientras que lascenizas residuales representan el contenido inorgnico o mineral. La materia soluble deun agua residual est compuesta mayoritariamente por materia inorgnica, mientras quela materia en suspensin es predominantemente de naturaleza orgnica (Horan, 1993).


4/43


Slidos Totales(evaporacin a 103C)

(a)

Materia en Suspensin Total(no filtrable)

(d)

Materia Disuelta Total(filtrable)

(e)

Materia en SuspensinVoltil

(f)

Materia en SuspensinFija(g)

Materia DisueltaVoltil

(h)

Materia DisueltaFija(i)

Materia Voltil Total(horno a 550C)

(b)

Materia Fija Total(c)

siendo: a = b+c; b = f+h; c = g+i; e = h+i

Figura 3.1 Clasificacin de los diferentes tipos de materia contenida en un aguaresidual (adaptado de Droste, 1997).

An cuando los resultados de los residuos (total, fijo y voltil) estn sujetos a

errores apreciables a causa de la prdida de compuestos voltiles durante la evaporacin(dixido de carbono y minerales voltiles en la incineracin y xido de calcio en lascenizas), son los ms representativos, junto con la demanda qumica y bioqumica deoxgeno, para estimar el contenido de materia mineral y orgnica de los vertidos lquidos(Rivas Mijares, 1978).

3.1.2 Compuestos Orgnicos del Agua Residual

La materia orgnica est constituida por una fraccin particulada (MESV) y unafraccin disuelta. La materia voltil ofrece una estimacin del contenido de materia

orgnica de un agua residual. Sin embargo, para obtener una informacin ms precisa esnecesario evaluarla mediante el oxgeno requerido para oxidar completamente la materiaorgnica a CO2, H2O y NH3.

La presencia de oxgeno disuelto en las aguas natrales es vital para mantener lasdistintas formas de vida. La mayora de los compuestos orgnicos pueden servir dealimento para las bacterias y otros microorganismos, que obtienen la energa necesariapara sus funciones vitales y para la sntesis celular a partir de la oxidacin de la materiaorgnica. Sin embargo, el vertido de aguas residuales no tratadas a un curso de aguasejerce un consumo de oxgeno, debido a la estabilizacin biolgica de la materiaorgnica, que puede llegar a agotarlo, produciendo un efecto negativo sobre la vidaacutica y propiciando condiciones spticas (Droste, 1997).


5/43


Los compuestos orgnicos del agua residual tienen al menos un tomo decarbono en su estructura, por lo que tambin se les conoce como compuestoscarbonosos. Estos tomos pueden ser oxidados tanto qumica como biolgicamente paraproducir dixido de carbono (CO2). El mtodo de determinacin de la materia orgnicamediante su oxidacin biolgica se denomina demanda bioqumica de oxgeno (DBO);mientras que el mtodo basado en una oxidacin qumica se denomina demanda qumicade oxgeno (DQO) o demanda total de oxgeno (DTO), dependiendo del agente qumicoempleado y de la naturaleza de las condiciones de oxidacin (Horan, 1993).

Para valorar la carga orgnica de una estacin depuradora de aguas residualesconvencional (EDAR), as como su capacidad de eliminacin de la materia orgnica, seutiliza generalmente el ensayo de la DBO5 (DBO ejercida al cabo de 5 das de incubacinen la oscuridad y a 20C). Sin embargo, la DQO se ha utilizado durante el desarrollo deesta investigacin como parmetro de control del contenido de materia orgnica del aguaresidual que llega a la planta piloto, as como para valorar la eficacia del proceso detratamiento llevado a cabo. La DBO5 se ha utilizado ocasionalmente a fin de verificar la

relacin existente entre este parmetro y la medida de la DQO.

3.1.3 Compuestos Inorgnicos del Agua Residual

Los compuestos inorgnicos capaces de representar una amenaza seria decontaminacin son pocos y adems es factible realizar ensayos sencillos para detectaraquellos que resultan ser probablemente los ms molestos. El nitrgeno y el fsforo sonlos compuestos inorgnicos ms importantes para el control de la calidad de las aguasresiduales. La mayor parte del nitrgeno y del fsforo total de un ARU se encuentra en sufraccin soluble (nitratos, amonio, polifosfatos y ortofosfatos).

El nitrgeno y el fsforo presentes en los cursos de agua provienen de diferentesfuentes, como por ejemplo los fertilizantes artificiales y los desechos ganaderos aplicadosen la agricultura, los efluentes industriales y en particular los efluentes de los sistemas detratamiento de las aguas residuales. El nitrgeno de los efluentes de las EDAR provieneprincipalmente de las conversiones metablicas de los compuestos derivados de losexcrementos (urea y protenas), mientras que el 50% o ms del fsforo procede de losdetergentes sintticos (Horan, 1993).

El nitrgeno y el fsforo son nutrientes esenciales para el crecimiento biolgico. Elfsforo se asimila en forma de fosfatos, mientras que el nitrgeno puede ser asimiladotanto en forma de amoniaco como de nitrato segn el organismo de que se trate (Winkler,

1998). Los organismos que se ocupan de la purificacin de las corrientes de agua formanun sistema ecolgicamente equilibrado. La descomposicin de la materia orgnicaproduce anhdrido carbnico y consume oxgeno, mientras que el crecimiento de losorganismos fotosintticos utiliza el anhdrido carbnico y produce oxgeno (Winkler,1998).

Posiblemente, la consecuencia ms relevante de la contaminacin por parte deestos compuestos sea su capacidad de promover el crecimiento algal. La presencia denitrgeno y de fsforo en un agua propicia normalmente su eutrofizacin y unaproliferacin de algas indeseable. La eliminacin del nitrgeno y del fsforo de un aguaresidual o la conversin del amoniaco a nitratos reduce el efecto adverso de su vertido(Neethling, 1995).


6/43


Eutrofizacin

La eutrofizacin es la respuesta del ecosistema al aumento de la disponibilidad denutrientes, especialmente de nitrgeno y de fsforo, y puede ocurrir bajo condicionesnaturales o provocada por el hombre (antropognico). La eutrofizacin antropognicaavanza ms rpidamente que el fenmeno natural y es una de las principales formas decontaminacin del agua, causando un crecimiento exponencial de algas y el desarrolloincontrolado de una especie, en detrimento de las dems. Todo ello ocasiona una malaapariencia de las aguas, problemas de olores por descomposicin de plantas y un escasonivel bajo de oxgeno disuelto que afecta negativamente a la respiracin de los peces, losanimales acuticos y las plantas adheridas en el lecho de los cursos de agua (EPA, 1993;Winkler, 1998; Salgot y Tapias, 1999; SWCS, 2000).

Para alcanzar el crecimiento de plantas y algas es necesario que existancantidades adecuadas de macronutrientes en forma de nitrgeno y de fsforo, unaconcentracin suficiente de dixido de carbono y un cierto nivel de energa solar, pues la

ausencia de uno de ellos limita el crecimiento. El dixido de carbono no suele ser unfactor limitante. La luz solar se convierte en limitante en aguas profundas porque esabsorbida en las capas superiores. As mismo, en aguas tranquilas o estratificadas, elexcesivo crecimiento de algas en la superficie forma una capa protectora evitando el pasode la luz a zonas inferiores. Puesto que el contenido de dixido de carbono y la luz solarson difcilmente controlables, su manipulacin no se considera una forma prctica paralimitar la fotosntesis (EPA, 1993).

Durante el da, cuando ocurre la fotosntesis, las algas producen grandescantidades de oxgeno que ayudan a airear la masa de agua; para ello utilizan carbonatosy bicarbonatos como fuentes de carbono celular, lo que puede producir un aumento delpH del agua hasta 10,5. Por otra parte, durante la noche ocurre la reaccin inversa, las

algas al respirar consumen oxgeno y liberan CO2. Debido a esta dinmica, el aguaexperimenta grandes fluctuaciones de pH y, adems, si la concentracin de algas eselevada, el agua puede alcanzar un completo estado de anaerobiosis durante la noche(Horan, 1993).

Otra caracterstica de un agua eutrfica es la escasa diversidad de especies.Mientras que en un agua oligotrfica (baja concentracin de nutrientes) las algas sonescasas en nmero de individuos, pero muy diversas en especie, en las aguas eutrficaslas algas alcanzan grandes concentraciones, pero tan slo dominan ciertas especies.Esta observacin permite evaluar rpidamente al microscopio la presencia de nutrientesen una masa de agua mediante la valoracin de su diversidad algal (Horan, 1993).

La eutrofizacin causa una mayor inquietud en los lagos, ya que los nutrientes queentran a la masa de agua tienden a ser reciclados en el lago y a acumularse con eltiempo. Por el contrario, un ro es un sistema que fluye y en el cual los nutrientes siempreentran y salen de cualquier seccin; las acumulaciones tienden a ocurrir solamente en lossedimentos o en aguas de flujo muy lento, y los efectos de estas acumulaciones sonnormalmente moderados por la accin peridica del lavado por avenidas (EPA, 1993).

En estuarios y ocanos, las concentraciones de los compuestos del nitrgenosuelen ser muy bajas y pueden limitar la biomasa total y los tipos de especies presentes.Los vertidos de las EDAR en algunos estuarios pueden aumentar la concentracin denitrgeno hasta niveles capaces de favorecer las floraciones de algas. Sin embargo, laalta dilucin provocada en un vertido directo de agua residual al mar probablementeelimina el dao causado por las floraciones de algas (EPA, 1993).


7/43


El nitrgeno y el fsforo son los factores considerados tpicamente como clavespara el control de los problemas de eutrofizacin. Despus de determinar cul de los dosnutrientes es el limitante del crecimiento, se debe determinar si la concentracin desustancia limitante que se vierte al agua puede ser controlada y de qu manera. Enciertas circunstancias, la eliminacin del nitrgeno y del fsforo se puede considerarcomo limitante del crecimiento de algas (EPA, 1993).

3.1.4 Caracterizacin de los Componentes Microbianos del Agua Residual

Las aguas residuales contienen una gran variedad de microorganismos: virus,bacterias, hongos, protozoos y nematodos. Se estima que hay alrededor de 5 millones deespecies de microorganismos en el medio ambiente, de los cuales menos del 5% hansido catalogadas, de los cuales 3500 son bacterias, 90.000 son hongos, 100.000 sonprotistas y 4.000 son virus (Cloete, 1997). Los microorganismos transforman loscompuestos orgnicos, contribuyendo a la depuracin de los desechos en ambientes

acuticos y terrestres.

Los sistemas de tratamiento biolgico de aguas residuales se basan en lainteraccin y el metabolismo de los microorganismos. Estos procesos dependen de lacapacidad de la comunidad microbiana para utilizar los compuestos del agua. No existeun nico organismo capaz de utilizar todos los compuestos orgnicos presentes en lasaguas residuales; por tanto, un proceso biolgico constituye un ecosistema diverso quese alimenta directamente del agua cruda que entra al sistema y que depende de ladisponibilidad de O2, del pH y de las condiciones de mezcla.

El proceso biolgico de fangos activados est constituido por bacterias, protozoos,hongos, algas y organismos filamentosos. Los hongos y las algas generalmente no tienenuna gran importancia dentro del proceso, mientras que los protozoos, los organismosfilamentosos y las bacterias participan activamente en el tratamiento biolgico del aguaresidual (Muyima et al., 1997). Cada una de estas poblaciones desempea un papeldeterminado en el proceso y en conjunto forman la comunidad biolgica caracterstica delos fangos activados.

Las bacterias constituyen la mayor parte de la biomasa del proceso (3-16millones/ml) siendo, por tanto, el grupo dominante dentro de la comunidad bitica de losfangos activados. Su pequeo tamao y su elevada relacin superficie/volumenfavorecen el intercambio de nutrientes y catabolitos con el medio que los rodea. Lasbacterias predominantes son saprofitas, responsables de la degradacin y mineralizacin

de los compuestos orgnicos, y pertenecen en su mayora a gneros aerobios gram-negativos; tambin las hay quimilittrofas, capaces de oxidar el amoniaco y los nitritos(Fernndez-Galiano et al., 1996).

La presencia de ciertas bacterias tambin puede tener efectos desfavorablessobre los fangos activados. El desarrollo incontrolado de muchas bacterias de tipofilamentoso impide una sedimentacin eficaz de los fangos y produce el fenmeno debulking o fangos voluminosos o esponjosos.

Los hongos tambin son eficaces para la eliminacin de la materia orgnica de lasaguas residuales. No obstante, estos microorganismos son poco abundantes en losfangos activados, a no ser que se inhiba el crecimiento bacteriano. En general, la

aparicin de los hongos suele estar asociada a afluentes con gran cantidad de vertidosindustriales (Fernndez-Galiano et al., 1996).


8/43


Los protozoos son, junto con las bacterias, los grupos de microorganismos msabundantes e importantes dentro de la comunidad de los fangos activados. Alcanzanconcentraciones medias de 50.000 individuos/ml en el tanque de aireacin de una EDARy constituyen aproximadamente el 5% del peso seco de la materia en suspensin dellquido de mezcla (Fernndez-Galiano et al., 1996).

Los nematodos que aparecen en los fangos activados son en su mayor partedepredadores de bacterias dispersas y protozoos, pero tambin se encuentran formassaprozoicas capaces de alimentarse de la materia orgnica en descomposicin del aguaresidual. Su papel dentro de los fangos activados no es significativo, aunque guardarelacin con la edad del fango en el tratamiento biolgico (tiempo de retencin celular(TRS)).

Los rotferos eliminan bacterias dispersas y protozoos y contribuyen a la formacindel flculo por la secrecin de mucus. Se les considera indicadores de un buenfuncionamiento del proceso de depuracin, siempre y cuando no alcancen densidades

excesivas. Una gran concentracin de rotferos indica un elevado tiempo de retencin delfango (Fernndez-Galiano et al., 1996).

3.2 MECANISMOS DE DEPURACIN BIOLGICA

El principio del tratamiento biolgico de las aguas residuales es el mismo que elde la purificacin espontnea en aguas naturales. Se realiza en reactores diseadosespecialmente para mantener los microorganismos bajo condiciones controladas,acelerando el proceso natural de descomposicin y neutralizacin de los residuos, antesde que las aguas sean finalmente vertidas a las masas de agua receptoras. En el procesoparticipan distintas reacciones microbiolgicas para eliminar o transformar diferentes tiposde materia orgnica, nutrientes y muchos otros elementos qumicos tales como el sulfuroy los metales. Estas reacciones pueden ser realizadas bajo condiciones aerobias(presencia de oxgeno disuelto), anxicas (ausencia de OD, presencia de nitratos) oanaerobias (ausencia de OD y nitratos), dependiendo de la va de degradacin empleada.Asimismo, la biomasa empleada en el tratamiento se puede mantener en suspensin oadherida a un material de soporte (Lee, 1996; Droste, 1997).

Los tratamientos biolgicos se basan en la utilizacin de microorganismoscapaces de asimilar las sustancias en suspensin o disueltas presentes en el aguaresidual, a fin de incorporarlas al metabolismo celular y de obtener energa para sus

funciones vitales y promover el desarrollo somtico. Con un control adecuado de lascondiciones ambientales (presencia o ausencia de oxgeno, pH ptimo, temperatura ymezcla) es posible conseguir el desarrollo de una biomasa capaz de depurar el aguaresidual hasta alcanzar el grado de tratamiento deseado. Los principales procesosbiolgicos utilizados en el tratamiento de un agua residual se resumen en la Tabla 3.3.

Aunque se han desarrollado diferentes tipos de procesos biolgicos, los msempleados en el tratamiento de aguas residuales urbanas son el proceso de fangosactivados y la tecnologa biopelcula. Este estudio est dedicado nicamente a losprocesos de fangos activados y ms concretamente a los sistemas de flujo continuo.


9/43


Tabla 3.3. Principales procesos biolgicos empleados en la depuracin del agua residual (Metcalf y Eddy,1995).

ContinuosFlujo en pistnMezcla completa

Cultivo ensuspensin

Fangos Activados DiscontinuosAireacin prolongadaCanales de oxidacinNitrificacin

Lagunas aireadas

Biodiscos rotativos

Procesos Aerobios

Cultivo fijoFiltros percoladores

Alta cargaBaja carga

Procesos AnxicosDesnitrificacin con cultivo en suspensinDesnitrificacin con cultivo fijo

Cultivo ensuspensin

Digestin anaerobiaAlta cargaBaja cargaDoble etapa

Procesos Anaerobios

Cultivo fijoFiltro anaerobioLecho expandido

Procesos combinados

(anaerobios-anxicos-aerobios)

Nitrificacin-desnitrificacin

Nitrificacin-desnitrificacin-eliminacin de fsforo

3.2.1 Proceso de Fangos Act ivados - Resea Histrica

El proceso de fangos activados es el sistema de tratamiento biolgico mshabitual en el tratamiento de las aguas residuales. Fue desarrollado en Inglaterra en 1914por Ardern y Lockett, quienes realizaron experimentos con un cultivo biolgico ensuspensin en un tanque aireado e introdujeron la idea de recircular la biomasa

suspendida formada durante la aireacin. Esta suspensin fue llamada fangos activadosy corresponda a la biomasa activa responsable del proceso de depuracin.Inmediatamente despus de la publicacin de su primer trabajo, comenzaron adesarrollarse instalaciones a gran escala en Inglaterra y en Estados Unidos, algunas delas cuales aparecen en la Tabla 3.4. Alleman y Prakasam (1983), Albertson (1987) yWanner (1998) describen con ms detalles el proceso de los fangos activados desde suscomienzos.

La Figura 3.2 muestra la configuracin bsica del proceso de fangos activados.Normalmente, consta de un reactor donde se mantiene en suspensin un cultivomicrobiano capaz de asimilar la materia orgnica presente en el agua residual a depurar.El proceso requiere un sistema de aireacin y de agitacin que suministre el oxgeno

requerido por las bacterias encargadas de la depuracin, evite la sedimentacin de losflculos en el reactor y permita la homogeneizacin de los fangos activados. Al cabo de


10/43


un perodo de tiempo determinado, y una vez que la materia orgnica ha sidosuficientemente oxidada, el lquido de mezcla se enva a un tanque de sedimentacin(decantador secundario) donde se separa el fango biolgico del agua. Una parte de labiomasa decantada se recircula al reactor para mantener una concentracin demicroorganismos adecuada, mientras que el resto del fango se extrae del sistema paraevitar una acumulacin excesiva de biomasa y controlar el tiempo medio de estanciacelular. Los fangos activados estn constituidos por la biomasa formada y la materiaparticulada aportada por el agua residual (Winkler, 1998; Lee, 1996).

Tabla 3.4. Instalaciones de fangos activados construidas a principios de siglo en Inglaterra y Estados Unidos(Alleman y Prakasam, 1983).

Inglaterra Estados Unidos

Ao Ciudad Caudal

(m3/d)

Operacin Aireacin Ao Ciudad Caudal

(m3/d)

Operacin Aireacin

1914 Salford 30345

DiscontinuoContinuo

Aire difuso 1916 San Marcos 454 Continuo Aire difuso

1915 Davyhulme 378 Discontinuo Aire difuso Milwaukee 7570 Continuoa Aire difuso

1916 Worcester 7570 Continuo Aire difuso Cleveland 3875 Continuoa Aire difuso

Sheffield 3028 Discontinuo Mecnica 1917 Houston 20817 Continuo Aire difuso

1917 Withington 946 Continuo Aire difuso 1918 Houston 18925 Continuo Aire difuso

Stamford 378 Continuo Aire difuso 1922 Des Plaines 20817 Continuo Aire difuso

1920 Tunstall 3104 Continuo Mecnica Calumet 5677 Continuo Mecnica

Sheffield 1340 Continuo Mecnica 1925 Milwaukee 170325 Continuo Aire difuso

1921 Davyhulme 2509 Continuo Aire difuso Indianapolis 189250 Continuo Aire difuso

Bury 1363 Continuo Mecnica 1927 Chicago 662375 Continuo Aire difuso

a instalaciones experimentales

Tanque desedimentacin

Tanque deaireacin

Lquido demezcla

Afluente Efluente

Recirculacin defangos (RAS)

Purga defangos (WAS)

Figura 3.2 Esquema bsico de un proceso de fangos activados.


11/43


3.2.2 Variaciones de los Procesos de Fangos Activados

El sistema bsico ha experimentado notables variaciones a lo largo de los aos afin de adaptarse a los distintos requerimientos del tratamiento. La Figura 3.3 muestra

algunas de las distintas alternativas adoptadas en el proceso de fangos activados.

V, XAfluente

QXo

Efluente(Q-Qp)

Xe

Qr, Xr

(Q+Qr), X

Purga de fangoQp, Xr

recirculacin de fango

Tanque deaireacin

Decantadorsecundario

t=0XoSo

t=T=V/QXsS

(Q-Qp)XeS

QXo

So

Qp, XrQr, Xr

a) Reactor de mezcla completa

b) Reactor de flujo en pistn

c) Reactor discontinuo: "llenado-vaciado" (Barajas, 2002)

Afluente

Aire

Vaciado

Purga

Figura 3.3 Esquema de diferentes procesos de fangos activados.


12/43


Los primeros reactores de fangos activados fueron operados en rgimendiscontinuo, como una unidad de "llenado-vaciado". Sin embargo, la necesidad de tratargrandes caudales de aguas residuales y los problemas de control de estas unidades(grandes descargas de caudal frente al caudal afluente, obstruccin de los difusores deaireacin durante la sedimentacin, operacin manual del ciclo cuando no se dispona deautomatizacin), obligaron rpidamente a su transformacin en reactores de flujocontinuo, abandonndose el uso de estos durante cerca de 50 aos (Droste, 1997).

La diferencia entre un reactor de flujo continuo y uno de flujo discontinuo (llenado-vaciado) es que el funcionamiento del primero obedece a una secuencia espacial,mientras que el del segundo sigue una secuencia temporal. Es decir, un tratamiento detipo continuo consta de diferentes depsitos, cada uno con caractersticas particulares,por los que fluye el agua y en los cuales tiene lugar una fase determinada del tratamiento.El volumen de cada zona determina el tiempo medio en que el agua estar sometida aunas condiciones ambientales determinadas. Por otro lado, el agua de un reactor de flujodiscontinuo permanece todo el tiempo en el mismo tanque y las diferentes fases del

tratamiento se suceden en el tiempo, en funcin de los objetivos de depuracin que sedesea conseguir (Barajas, 2002).

El proceso de fangos activados ha sido desarrollado principalmente para laeliminacin de materia orgnica y de nutrientes (nitrgeno y fsforo). Losmicroorganismos convierten la materia orgnica y los nutrientes en compuestos mssimples como dixido de carbono y agua, as como en nueva biomasa.

Un proceso de fangos activados de flujo continuo consta de diferentes etapas,cada una de las cuales efecta una fase determinada del tratamiento. En un proceso deeliminacin biolgica de nutrientes (EBN), ciertas bacterias del lquido de mezcla asimilanmateria orgnica a la vez que liberan fosfatos bajo condiciones anaerobias. Bajo

condiciones anxicas (ausencia de oxgeno disuelto pero en presencia de nitratos) oaerobias, la materia orgnica es utilizada por las bacterias para su crecimiento y laasimilacin de fsforo.

La eliminacin biolgica del nitrgeno se consigue por dos procesos sucesivos, lanitrificacin y la desnitrificacin. En la nitrificacin, el amonaco es oxidado a nitritos ynitratos bajo condiciones aerobias. Durante la desnitrificacin y bajo condicionesanxicas, los nitratos y los nitritos son utilizados por bacterias hetertrofas facultativascomo aceptores finales de electrones para la respiracin celular; como resultado de ellose produce nitrgeno gas que escapa a la atmsfera, as como un consumo de carbonoorgnico biodegradable (Aravinthan et al., 2000; Drysdale et al., 2000). Para permitir ladesnitrificacin y establecer una poblacin de bacterias capaz de realizar la eliminacin

biolgica de fsforo el agua residual afluente debe contener suficiente carbono orgnico(Brinch et al., 1994).

El fsforo puede ser eliminado por precipitacin qumica usando sales metlicasde aluminio o de hierro; aunque este proceso es sencillo y bien conocido, la adicin dereactivos qumicos al agua es costosa y origina notables cantidades de fango residual,cada vez ms difciles de gestionar en vertederos controlados. Los procesos biolgicosde eliminacin de fsforo despiertan un inters creciente, debido a su menor produccinde fangos y a la posibilidad de conjugarlos con la eliminacin de nitrgeno.


13/43


3.2.3 Eliminacin Bio lgica de Materia Orgnica

La materia orgnica presente en el agua residual afluente a un sistema de fangosactivados sirve como sustrato a las bacterias hetertrofas del lquido de mezcla. La

eliminacin de la materia orgnica presente en el agua residual que ha entrado encontacto con los fangos activados se produce a travs de las siguientes etapas (RivasMijares, 1978; Wanner, 1997):

1. Atrapamiento de las partculas en la estructura del flculo de los fangos activados.2. Adsorcin del material coloidal.3. Biosorcin, es decir, eliminacin rpida e inicial por absorcin y almacenamiento

celular de compuestos orgnicos solubles de elevado peso molecular.4. Asimilacin y acumulacin intracelular de sustancias fcilmente biodegradables.5. Autodigestin (respiracin endgena) de la biomasa cuando existan limitaciones

de sustrato biodegradable.

Las bacterias hetertrofas utilizan la materia orgnica presente en el agua residualcomo fuente de carbono para la sntesis celular. Las reacciones de oxidacin y desntesis celular se pueden expresar de forma genrica as:

2 2 3 5 7 2bacteriasaerobiasMO O nutrientes CO NH C H NO otros productos+ + + + + (3.1)

donde MO indica la materia orgnica y C5H7NO2 representa la nueva materia celularformada. Como se observa, este proceso implica la produccin de nitrgeno amoniacal,

lo que contribuye a aumentar la concentracin de esta sustancia en el agua residual.

Por otro lado, las bacterias aerobias utilizan el oxgeno disuelto para la oxidacinbioqumica de su contenido de materia orgnica a dixido de carbono, generandoenerga. La reaccin correspondiente es la siguiente:

5 7 2 2 2 2 3C H NO + 5O 5CO + 2H O + NH +energa (3.2)

donde se observa una produccin de nitrgeno amoniacal y un consumo de oxgenodisuelto en el lquido de mezcla.

3.2.4 Eliminacin Biolgica de Nitrgeno

La presencia de nitrgeno en las descargas de aguas residuales puede serindeseable por varias razones: 1) el amoniaco libre es txico para los peces y muchosotros organismos acuticos y 2) el nitrgeno amoniacal ejerce una demanda de oxgenomuy elevada (4,57 mg O2/ mg NH4

+-N oxidado) pudiendo agotar el oxgeno disuelto de lamasa de agua (9 mg O2/L a 20C). La toxicidad del amoniaco en solucin esdirectamente atribuible a la especie NH3, cuya concentracin aumenta con el pH y latemperatura del agua (Horan, 1993; Sedlak, 1991).


14/43


Las ARU contienen nitrgeno orgnico, en forma de protenas, cidos nucleicos yurea, o bien en forma de nitrgeno amoniacal. Alrededor del 60% del nitrgeno presenteen un agua residual bruta est en forma orgnica y el resto en forma amoniacal. La Tabla3.5 indica diferentes compuestos de nitrgeno segn su estado de oxidacin.

Tabla 3.5. Formas del nitrgeno segn su estado de oxidacin (EPA,1993).

Compuestos de

Nitrgeno

Frmula Estado de oxidacin

Amonaco

Amonio

Nitrgeno gas

Nitrito

Nitrato

NH3

NH4+

N2

NO2-

NO3-

-3

-3

0

+3

+5

La transformacin de estos compuestos puede ocurrir por diferentes mecanismos:fijacin, amonificacin, sntesis, nitrificacin y desnitrificacin (EPA, 1993). La fijacin denitrgeno indica la incorporacin de nitrgeno gaseoso en un compuesto qumico (NH4

+)que pueda ser utilizado por plantas y animales.

+3 4Nitrgeno orgnico + microorganismos _NH NH (3.3)

La amonificacin es el proceso de cambio del nitrgeno orgnico a formasamoniacales y ocurre normalmente durante la descomposicin de tejidos animales yvegetales y de la materia fecal animal.

La sntesis es un proceso bioqumico que usa el amonio o el nitrato para formarprotenas vegetales y otros compuestos que contienen nitrgeno:

-3 2+ + plantas + luz solar protenasNO CO (3.4)

+ + + + 3 4 2NH /NH CO plantas luz solar protenas (3.5)

La nitrificacin es la oxidacin biolgica del nitrgeno amoniacal. Este proceso serealiza en dos etapas, en la primera el ion amonio se oxida a nitritos y luego stos sonoxidados a nitratos. Las reacciones de transformacin las realizan principalmente dosgneros de bacterias auttrofas aerobias llamadas nitrificantes, que utilizan el carbonoinorgnico como fuente de carbono celular:

4 2 2 22NH 3O 2NO 2H O 4H energaNitrosomonas+ ++ + + + (3.6)

2 2 32NO O 2NO energaNitrobacter

+ + (3.7)


15/43


En resumen:

4 2 3 2NH 2O NO 2H H O+ ++ + + (3.8)

La velocidad de la reaccin global (Ecuacin 3.8) est controlada por la actividadde las nitrosomonas, es decir, por la velocidad de oxidacin del nitrgeno amoniacal anitritos. La energa liberada durante la oxidacin del amonio es del orden de 54 a 84Kcal/mol NH4

+, mientras que la liberada durante la oxidacin del nitrito es tan slo de 15 a21 Kcal/mol de NO2

-. La energa que obtienen las bacterias nitrificantes con estasreacciones es muy escasa, por lo que su velocidad de crecimiento es muy lenta. Si lasntesis celular por unidad de energa producida fuera la misma en ambos casos, deberaproducirse ms masa de nitrosomonas que de nitrobacter por mol de N oxidado.

Teniendo en cuenta los procesos de obtencin de energa y de sntesis celular, yusando un coeficiente de produccin de 0,15 g/g NH4

+-N oxidado y de 0,02 g/g NO2--N

oxidado, la ecuacin global de nitrificacin se puede escribir como sigue (Randall et al.,1992):

+ - -4 2 3 5 7 2 2 3 2 3NH + 1,83O + 1,98HCO 0,21C H NO + 1,04H O + 0,98NO + 1,88H CO (3.9)

La Ecuacin 3.9 muestra que la produccin de bacterias nitrificantes es muypequea en comparacin con la de las bacterias hetertrofas (Ecuacin 3.1), es decir,0,021 mol clulas/mol NH4

+ -N oxidado (0,17 g clulas producidas/g NH4+ -N). Por otro

lado, el oxgeno consumido en la reaccin de oxidacin y de sntesis es de 4,18 g O2/gNH4

+ -N oxidado.

Las bacterias nitrificantes son auttrofas y utilizan el CO2 como fuente de carbonodurante el proceso de sntesis celular. De la Ecuacin 3.9 se deduce que la alcalinidadconsumida durante el proceso es de 7,1 g CaCO3/g NH4

+-N oxidado, lo que puede reducirsignificativamente el pH del sistema. Muchas aguas residuales no tienen capacidadtampn suficiente y la disminucin de pH (pH < 7,0) propicia a una rpida disminucin dela tasa de nitrificacin.

La desnitrificacin es un proceso de reduccin biolgica del nitrato a nitrgenogas. Durante el proceso de reduccin, el nitrato se transforma inicialmente en nitrito yste en xido ntrico, xido nitroso y finalmente en nitrgeno gas que se libera a laatmsfera. Los organismos responsables de esta reaccin son principalmente

hetertrofos aerobios facultativos, que pueden adaptarse a las condiciones del medio enque se encuentran. En condiciones anxicas estas bacterias son capaces de utilizar losnitratos y los nitritos como aceptores de electrones en lugar del oxgeno disuelto (EPA,1993).

El proceso de desnitrificacin implica la transferencia de electrones entre un dadorde electrones reducido (materia orgnica) a un aceptor de electrones oxidado (oxgeno,nitrato, nitrito o sulfato). El uso del nitrato o del nitrito, en lugar del oxgeno disueltoconlleva una produccin ligeramente inferior de energa durante la sntesis celular. Porotra parte, la utilizacin de los nitratos genera ms energa que la utilizacin de lossulfatos.

El proceso de reduccin de nitritos y de nitratos lo realizan varios tipos debacterias, siendo el gnero ms importante las pseudomonas. Los nitritos y los nitratos


16/43


actan como aceptores de electrones, mientras que el sustrato es el carbono contenidoen la materia orgnica. La reaccin global de oxidacin y de sntesis del proceso,utilizando una fuente orgnica genrica, es la siguiente:

3 2 3 2 2 2 3- -4NO + 5C + 4H CO 2N + 5CO + 2H O + 4HCO (3.10)

Esta reaccin estequiomtrica permite comprobar que el proceso dedesnitrificacin conlleva una produccin de alcalinidad de 3,57 mg CaCO3/mg NO3

--N, loque representa aproximadamente la mitad de la alcalinidad consumida en el proceso denitrificacin (7,1 g CaCO3/g NH4

+-N oxidado). Por otra parte, el ahorro de oxgeno que seconsigue mediante la oxidacin de la materia orgnica por desnitrificacin es de2,86 g O2/g NO3

--N reducido, valor obtenido suponiendo que se requiere 1 mol de O2 paraoxidar 1 mol de materia orgnica (Randall et al., 1992).

Para llevar a cabo la desnitrificacin, los microorganismos requieren una fuente decarbono orgnico a la que poder oxidar. sta puede ser la materia orgnica presente enel agua residual a tratar o un sustrato externo (metanol, etanol, cido actico). Si elcarbono lo aporta la propia agua residual, el consumo de oxgeno en las fases aerobiasdisminuir, ya que gran parte de la materia orgnica se habr oxidado durante el procesode desnitrificacin. Sin embargo, si la materia orgnica se agota previamente, sernecesario agregar una fuente externa de carbono. Una de las sustancias ms utilizadaspara ello es el metanol, debido a su bajo costo y a su gran eficacia como dador deelectrones.

3.2.5 Eliminacin Biolgica de Fsforo

La incorporacin de fsforo en las masas de agua ha aumentado de forma notableen los ltimos tiempos como consecuencia de su uso en abonos agrcolas, en actividadesindustriales y en detergentes y productos de uso domstico. El fsforo es esencial para lavida, siendo imprescindible para la sntesis de los cidos nucleicos y de los fosfolpidos.Una baja concentracin de fsforo en el medio limitar el crecimiento biolgico e impedirla eliminacin del sustrato orgnico (Grady y Lim, 1980).

El fsforo presente en las aguas residuales urbanas proviene principalmente de lamateria fecal humana (50-65%), de los vertidos de residuos alimenticios y de loscompuestos de fosfato inorgnico contenidos en los detergentes y los productos de

limpieza (30-50%). Su concentracin tpica es del orden de 10-30 mg P/l. El fsforo sepuede encontrar en tres formas distintas: fsforo orgnico (especies particuladas),ortofosfatos y polifosfatos (especies disueltas).

El fsforo en forma de ortofosfatos es un factor limitante del crecimiento demuchos de los microorganismos presentes en los fangos activados, que lo incorporan ensu tejido celular en forma de compuestos orgnicos fosfatados. La biomasa de los fangosactivados contiene entre 1,5 y 2,0% de fsforo (referido a materia seca). Sin embargo,existen ciertos microorganismos capaces de asimilar fsforo en proporciones superioresa las correspondientes a los requisitos nutritivos normales bajo condiciones aerobias,almacenndolo en forma de grnulos de polifosfatos denominados volutina (Neethling,1995; Teira, 1996). Las primeras observaciones del fenmeno se registraron en el ao

1955, pero no fue hasta finales de 1965 cuando se confirm que el fenmeno es de tipobiolgico, puesto que alrededor del 80% de la eliminacin de fsforo se produjo sin


17/43


adicin de sustancias qumicas. Este fenmeno fue denominado inicialmente comoLuxury Uptake por Levin y Shapiro en 1965 (Neethling, 1995).

A principios de los aos 1970, este fenmeno se relacion con una liberacin defsforo en condiciones anaerobias y en presencia de sustrato fcilmente biodegradable.El proceso de fangos activados fue diseado originalmente para la eliminacin decarbono y nitrgeno; en 1976 Barnard propuso un sistema de eliminacin biolgicasimultnea de nitrgeno y fsforo, conocido como proceso Phoredox en Surfrica yBanderpho en los Estados Unidos. La eliminacin biolgica de fsforo en exceso se basaen el enriquecimiento de los fangos activados con bacterias capaces de acumularortofosfato en cantidades superiores a los requisitos metablicos normales (Muyima etal., 1997).

Los sistemas convencionales de fangos activados utilizan el fsforo del aguaresidual nicamente para la sntesis de nuevas clulas. Sin embargo, cuando los fangosactivados se exponen alternativamente a condiciones anaerobias y aerobias, las clulas

asimilan ms fsforo del requerido para la sntesis celular. Este fenmeno es conocidocomo Enhanced Biological Phosphorus Removal (EBPR), y que llamaremos EliminacinBiolgica Incrementada de Fsforo (EBIF) (Barajas, 2002).

El proceso de eliminacin biolgica de fsforo consta de dos fases. La primerafase requiere condiciones anaerobias y la disponibilidad de compuestos orgnicos debajo peso molecular como los cidos grasos voltiles de cadena corta (Short ChainVolatile Fatty Acids, SCVFA), que son fcilmente almacenables por los microorganismosencargados del proceso, principalmente en forma de acetato y propianato. En esta fase,los microorganismos acumuladores de fsforo (OAF) almacenan estos compuestosorgnicos en forma de poli--hidroxibutirato (PHB) o polihidroxivalerato (PHV), quepueden llegar a constituir el 50% del peso seco de la clula. La energa necesaria para

esta sntesis la proporcionan los polifosfatos acumulados, que liberan ortofosfatos allquido de mezcla durante su descomposicin. Esto hace que, en condiciones anaerobias,la concentracin de ortofosfatos en el reactor aumente (Sedlak, 1991).

En una segunda fase, en condiciones aerobias, las clulas consumen loscompuestos orgnicos almacenados en la fase anterior, utilizndolos como fuentes deenerga y carbono para el crecimiento celular y para la acumulacin, en forma depolifosfatos, de los ortofosfatos disponibles en el lquido de mezcla. La concentracin delos fosfatos incorporados a las clulas durante esta fase aerobia sobrepasa la cantidadde fosfatos disueltos durante la fase anaerobia. El contenido de fsforo acumulado en elinterior de las OAF oscila entre 2,5 y 5,0%, referidos a materia seca (Sedlak, 1991). Lapurga de fangos elimina el fsforo acumulado en las clulas del reactor.

La eliminacin biolgica de fsforo se atribuye generalmente al gneroAcinetobacter (Fuhs y Chen, 1975; Hart y Melmed, 1982; Ltter y Murphy, 1985; Cloete ySteyn, 1988). Estas bacterias tienen un crecimiento lento y en la fase anaerobia utilizannormalmente los sustratos ms simples de la fermentacin, como el acetato. Tambin sehan identificado otros tipos de microorganismos (Aeromonas, Arthrobacter, Klebsiella,Moraxella y Pseudomonas) que pueden contener grnulos de polifosfatos y contribuir a elproceso de EBPR (Wanner, 1997).


18/43


3.3 ELIMINACIN BIOLGICA SIMULTNEA DE NUTRIENTES

La eliminacin biolgica de nutrientes comenz con la nitrificacin. Sin embargo,los trabajos pioneros de Barnard en 1976 permitieron desarrollar procesos que combinan

la nitrificacin, la desnitrificacin y la defosfatacin, mediante la implantacin decondiciones de cultivo diferentes en ambientes separados. Todos estos sistemas sebasan en los siguientes procesos:

1. Nitrificacin: oxidacin prolongada, en condiciones aerobias, del lquido demezcla despus de la eliminacin de la materia orgnica. La realizan lasbacterias auttrofas.

2. Desnitrificacin: eliminacin del nitrgeno en forma de gas en presencia demateria carbonosa (agua residual) y en condiciones anxicas.

3. Acumulacin potenciada de fsforo (luxury uptake, enhanced biological

phosphorus removal): acumulacin de fsforo en el interior de las clulas encondiciones aerobias.

4. Redisolucin de fsforo: liberacin de fsforo soluble en el lquido de mezcla apartir de fsforo polimrico acumulado en el interior de las clulas. Asimilacincelular de compuestos orgnicos fcilmente asimilables para almacenarloscomo sustancias de reserva. Se realiza en condiciones anaerobias.

Los apartados 1 y 2 son necesarios para la eliminacin del nitrgeno, mientrasque los 3 y 4 lo son para la eliminacin de fsforo. La eliminacin biolgica simultnea denutrientes se consigue modificando el proceso de fangos activados de modo que incluyazonas con o sin aireacin para crear una secuencia de zonas aerobias, anxicas yanaerobias. Estos procesos son conocidos normalmente por el nombre de la patentecorrespondiente. Sin embargo, una misma configuracin puede tener diferentes nombres,tal es el caso del proceso UCT y el proceso VIP. La Tabla 3.6 resume la nomenclaturaempleada en la bibliografa. La Figura 3.4 indica algunos de los sistemas de eliminacinbiolgica de nutrientes desarrollados hasta la fecha.

Tabla 3.6. Sistemas biolgicos de eliminacin de nutrientes.

Nombre Configuracin Nutrientes Otros nombres

AON AX-AE N Ludzack-Ettinger modificado

Anoxico-OxicoAOP AN-AE P Ludzack-Ettinger

Anaerobio-Oxico

Bardenpho AX-AE-AX-AE N Bardenpho 4-etapas

Bardenpho 5-etapas AN-AX-AE-AX-AEN y P Bardenpho modificado

Phoredox

A2/O AN-AX-AEaN y P Bardenpho 3-etapas

Phoredox 3-etapas

UCT AN-AX-AEaN y P VIP (Virginia Initiative Process)

UCT (University of Cape Town)

UCT modificado AN-AX-AE

a

N y P(a) misma secuencia de reactor pero diferentes puntos de recirculacin.AN: anaerobio; AX: anxico; AE: aerobio


19/43


El proceso AO es un proceso de alta carga diseado inicialmente para laeliminacin exclusiva de fsforo. La zona aerobia est diseada para la oxidacin de lamateria orgnica y la zona anaerobia para la eliminacin de fsforo. La modificacin deeste proceso para la eliminacin de nitrgeno consiste en el cambio de la zona anaerobiapor una zona anxica y la inclusin de un flujo de recirculacin interna. El proceso AO

Nno

permite alcanzar la desnitrificacin completa y requiere altas tasas de recirculacin paraalcanzar un grado significativo de eliminacin de nitrato.

El proceso A2/O est diseado para la eliminacin de nitrgeno y de fsforo,aunque la desnitrificacin completa no es posible. Bsicamente, el proceso A2/O es unamodificacin del proceso AO, ya que aade una zona anxica entre las zonas anaerobiay aerobia. La zona anxica se incluye solamente para reducir las cargas de nitrato sobrela zona anaerobia mediante el caudal de recirculacin de fangos, lo que afectara a laeliminacin de fsforo.

El proceso Bardenpho alcanza una eliminacin completa de nitrgeno mediante el

uso de dos zonas de desnitrificacin, lo que resulta en TRH muy elevados. Se empleauna zona aerobia final a fin de limitar la desnitrificacin y la flotacin de fango en eldecantador secundario. El proceso Bardenpho de 5-etapas es una extensin del procesoanterior para incluir la eliminacin de fsforo. Se consiguen altas tasas de desnitrificacin,a la vez que se recirculan muy pocos nitratos a la zona anaerobia mediante larecirculacin de fangos del decantador secundario.

El proceso UCT fue desarrollado por la Universidad de Ciudad del Cabo para laeliminacin de fsforo. Este proceso incluye tres zonas bsicas (anaerobia, anxica yaerobia) y dos flujos de recirculacin interna, por lo que es muy parecido al proceso A 2/Osalvo que los fangos activados de retorno no se recirculan a la zona anaerobia sino a laanxica. De esta manera se elimina todo el oxgeno disuelto y el nitrato contenidos en el

flujo de recirculacin a la zona anaerobia. La recirculacin interna mejora la utilizacin dela materia orgnica en la etapa anaerobia, proporcionando condiciones ptimas para lafermentacin en la fase anaerobia.

El proceso UCT modificado incluye una fase anxica dividida en dos zonas. Laprimera recibe la recirculacin de los fangos del decantador y proporciona la recirculacina la zona anaerobia. La segunda zona anxica recibe la recirculacin de la zona aerobia,y es donde ocurre la desnitrificacin.

El proceso VIP (Virginia Initiative Plant) es en esencia idntico al proceso UCT.Fue desarrollado y patentado como una patente de dominio pblico por la HamptonRoads Sanitation District (HRSD) en Norfolk, Virginia, Estados Unidos (Daigger et al.,

1987; HRSD, 1988).

Al igual que otros procesos de EBN, el proceso VIP incluye una secuencia dezonas anaerobia, anxica y aerobia seguidas de un decantador secundario. Sin embargo,el fango recirculado desde el decantador (RF) se vierte al reactor anxico y nodirectamente a la zona anaerobia, a fin de evitar la entrada de oxgeno a ste ltimo,como ocurre en los procesos A2/O o Bardenpho. Por otro lado, el lquido de mezclanitrificado (Rae) se recircula al rector anxico, mientras que el lquido de mezcladesnitrificado (Rax) se recircula a razn de 1Q-2Q desde la zona anxica hasta el iniciodel reactor anaerobio. Las recirculaciones Rae y RF utilizadas se sitan en los intervalos1Q-2Q y 0,5Q-1Q, respectivamente, siendo Q el caudal afluente. Esta estrategiaoperacional tiene como objeto mejorar las condiciones de funcionamiento de la zonaanaerobia, reduciendo la aportacin de nitratos a la misma, ya que el Rax contiene unaconcentracin de nitratos menor que el RF.


20/43


Figura 3.4 Algunos sistemas de flujo continuo empleados para la eliminacin biolgica denutrientes (modificado de Surez, 1997).


21/43


El conjunto de las zonas anaerobias y anxicas constituyen entre un 30 y un 50%del volumen total del reactor. La zona anaerobia se disea normalmente con un tiempode contacto entre 0,9 y 2,0 horas respecto al caudal afluente. El valor inferior esaconsejable para aguas spticas con un alto contenido en DQO soluble. Por otro lado, elvalor superior se emplea con aguas de bajo contenido en DQO soluble, permitiendo queparte de la materia orgnica particulada se transforme en soluble por fermentacin(Sedlak, 1991). Los reactores anxico y aerobio se disean con un TRH entre 1-2 y entre4-8 horas, respectivamente (Neethling, 1995).

La eliminacin de fsforo en un proceso VIP se consigue mediante la seleccinnatural de bacterias especializadas en cada tanque. En la zona anaerobia se desarrollanbacterias capaces de liberar ciertas cantidades de fosfatos (15 a 30 mg P/L) de labiomasa (HRSD, 1991), a la vez que de consumir una porcin de materia orgnicasoluble fcilmente biodegradable (Sedlak, 1991; Muyima et al., 1997). En la zona aerobiase metabolizan los compuestos orgnicos almacenados en el interior de la clula durantela fase anterior, utilizndolos como fuentes de energa y carbono para el crecimiento

celular, y se acumulan polifosfatos a partir de los ortofosfatos disponibles en el lquido demezcla. La cantidad de fosfatos incorporados en las clulas (8% en peso del lquido demezcla) durante esta etapa sobrepasa la cantidad de fosfatos disueltos durante laanaerobiosis (HRSD, 1991). La purga de fangos elimina el fsforo acumulado en lasclulas del reactor aerobio.

El nitrgeno es eliminado en la zona anxica, a partir del nitrato introducido porrecirculacin del lquido de mezcla de la zona aerobia. El nitrato se reduce a nitrgenogas por el proceso de desnitrificacin. Por otra parte, una porcin de la materia orgnicase estabiliza en la zona anxica por la accin de bacterias capaces de utilizar las formasoxidadas de nitrgeno como aceptor de electrones en lugar del oxgeno. Esto resulta enun ahorro del oxgeno necesario, ya que la DQO mineralizada por desnitrificacin no

consumir oxgeno durante el metabolismo aerobio (HRSD, 1991). Adems, el procesoofrece un beneficio adicional en relacin con el coste de la aireacin. Como el lquido demezcla que pasa por la zona anxica y entra en la zona aerobia posee una concentracinde oxgeno disuelto muy prxima a cero, la transferencia de oxgeno es mayor y lapotencia necesaria para el sistema de aireacin ser menor. La literatura indica un ahorroenergtico mnimo del orden de 10%, que se podra tener en cuenta (Randall et al.,1992). Sin embargo, este ahorro energtico habra que compararlo con la elevadarecirculacin interna requerida, que aumenta las necesidades energticas del bombeo yde las labores de mantenimiento.

Un beneficio adicional de la configuracin VIP es el funcionamiento de las zonasanaerobias y/o anxicas como selectores biolgicos, reduciendo as el crecimiento de

organismos filamentosos, responsables principales del efecto indeseable provocado porel fango voluminoso o bulking (Randall et al., 1992).

Los objetivos iniciales del proceso VIP fueron: 1) eliminar al menos dos tercios dela concentracin de fsforo total afluente, referida a la media anual, es decir alcanzar unrendimiento de eliminacin de 67% (Sedlak, 1991) y 2) alcanzar una eliminacinestacional de un 70% del nitrgeno cuando la temperatura fuera igual o superior a 20C,y porcentajes menores para temperaturas inferiores (Daiggeret al., 1988).


22/43


3.4 CARACTERIZACION ESPECFICA DE LA MATERIA ORGNICA PARA LAOPTIMIZACIN DE PROCESOS EBIF

La capacidad de un ARU para la eliminacin biolgica de nutrientes se evala

tradicionalmente mediante la determinacin de la DQO, la DBO5 y de sus fraccionesrelativas al nitrgeno y al fsforo (DQO/P, DBO/P o respecto al N). Sin embargo, esteconjunto de parmetros no permite estimar con precisin el potencial de un sistema detratamiento biolgico, puesto que slo consideran el valor total de la DQO o la DBO, sintener en cuenta que slo una parte de ellos (el sustrato fcilmente biodegradable) es laque realmente est disponible para ser asimilada por los microorganismos en la faseanaerobia del proceso.

La calidad de un efluente se define a partir de los lmites que deben cumplir losdiferentes parmetros de control del vertido final del proceso de tratamiento. Paraconseguir la calidad efluente deseada, en relacin con el contenido de nutrientes, ha sidonecesario investigar los mecanismos biolgicos de la eliminacin de N y de P. Los

avances en estas investigaciones han coincidido en identificar la materia orgnica de unagua residual como el principal impulsor de las cinticas de desnitrificacin (DN) y deliberacin de fsforo (LP). Ms an, la investigacin ha logrado avances notables en elfraccionamiento de la MO y en la identificacin de la funcin de cada uno de suscomponentes (Barajas, 2002).

El desarrollo de modelos de fangos activados (ASM) ha permitido entender mejorlos procesos de tratamiento, aunque requiriendo a la vez una caracterizacin msespecfica del agua residual. La composicin de la materia orgnica de un agua residualcambia durante su transporte por la red de alcantarillado y su fraccionamiento dependede la tasa de degradacin (Lie, 1996). Dold et al. (1980) establecieron que el aguaresidual contena dos fracciones biodegradables de DQO: la fraccin soluble fcilmentebiodegradable (DQOFB) y la fraccin particulada lentamente biodegradable (DQOLB).Existen varias publicaciones referentes a la caracterizacin del agua residual (Roeleveldy van Loosdrecht, 2002; Ginestet et al., 2002; Rssle y Pretorius 2001a; Rssle y Pretorius2001b; Wentzel et al., 1985; Dold et al., 1980; Henze et al., 1987; Gujer et al., 1999).Algunos autores se centran en la determinacin de la fraccin biodegradable de la DQO,mientras que otros lo hacen de la fraccin inerte.

El principal objetivo de la caracterizacin del agua residual a tratar es identificarlas fracciones orgnicas con diferentes tasas de biodegradabilidad. La materia orgnicafcilmente biodegradable es necesaria para la produccin anaerbica de cidos grasosvoltiles (AGV). Los AGV constituyen el principal sustrato de los OAF y por tanto la

eficiencia de un tratamiento de EBIF depende no slo de las caractersticas de diseo delproceso, sino tambin de las propiedades intrnsecas del agua residual afluente relativasa su concentracin de AGV y a su capacidad de generacin de DQOFB (Barajas, 2002).

La cantidad de AGV-DQO necesaria para conseguir que la concentracin defsforo en el efluente sea menor o igual a la exigida por la legislacin es muy variable. Sinembargo, los estudios de diferentes investigadores (Oldham y Stevens, 1985; Pitman,1991; Abu-ghararah y Randall, 1991; Danesh y Oleszkiewicz, 1997; Christensson, 1997)indican que se requieren aproximadamente 20 mg AGV-DQO para eliminar 1 mg defsforo. De acuerdo con estos estudios, la aptitud de un ARU para la EBIF se puededefinir como su capacidad para contener en si misma (o generar) una cantidad de AGV-DQO suficiente para favorecer la eliminacin biolgica de fsforo. Es decir, para facilitar

el cumplimiento de los lmites de P exigidos en la legislacin correspondiente.


23/43


No todas las ARU son aptas para promover una EBIF ptima. Segn Henze et al.(1995b), la concentracin de AGV normalmente presente en un ARU sedimentada es unapequea fraccin de la DQO total, en un intervalo aproximado de 2-10%. Laconcentracin vara de un lugar a otro, principalmente como resultado de los cambiossufridos por el agua durante su transporte. Sin embargo, un afluente contiene por lomenos entre un 10 y un 15% adicional de DQOFB, que puede ser fermentada paragenerar AGV y otros productos de fermentacin (Christensson, 1997). La cantidad real deAGV disponible para los OAF depender de las caractersticas orgnicas del ARU, deltipo de sistema de alcantarillado que la transporta, de la actividad microbiana y del TRHdentro de este sistema, as como de la temperatura ambiente y del TRH dentro de lazona anaerbica de la planta de tratamiento.

Existen diferentes mtodos para determinar la fraccin orgnica de un aguaresidual. La literatura tcnica propone diversos mtodos fsico-qumicos (Dold et al.,1986; Henze, 1991; Mamais et al., 1993) y mtodos biolgicos (Ekama et al., 1986;Sprandio y Paul, 2000) para la caracterizacin de un agua residual. Las tcnicas

empleadas tradicionalmente para la determinacin de dicha fraccin han sido lasrespiromtricas. Por ejemplo, la mayora de los mtodos utilizados para estimar laDQOFB estn basados en la determinacin de la velocidad de asimilacin de oxgeno(OUR) y de nitrato (NUR). Sin embargo, no todos los compuestos fcilmentebiodegradables en condiciones aerbicas son fcilmente fermentados a AGV encondiciones anaerbicas (Lie y Welander, 1997).

Segn Lie y Welander (1997), ambos ensayos constituyen tcnicas indirectas deestimacin. La fraccin orgnica determinada por respirometra aerobia puedesobreestimar el contenido real de sustrato para los OAF en la fase anaerobia de unproceso de EBIF. Por estas razones, Lie y Welander (1997) idearon un mtodo msdirecto para determinar la fraccin orgnica realmente utilizada por los OAF en el estado

anaerbico y la denominaron potencial de cidos grasos voltiles (potencial de AGV).

3.4.1 Fraccionamiento de la DQO

Los diferentes componentes de la MO condicionan los procesos de depuracinbiolgica de las aguas residuales y en particular de eliminacin biolgica de nutrientes.As, la DQO fcilmente biodegradable se utiliza como fuente de carbono en la DN; loscidos grasos voltiles (AGV) son necesarios en las etapas anaerbicas de la eliminacinbiolgica de fsforo; la DQO lentamente biodegradable se hidroliza y fermenta paraproducir DQO soluble (DQOs) de diferentes clases, entre ellas los AGV. Todo ellomuestra la importancia que las fracciones de la DQO tienen en el tratamiento biolgico y

la necesidad creciente de caracterizar estas fracciones. La Figura 3.5 muestra unesquema de las fracciones integrantes de la DQO.

La Figura 3.5 muestra que la DQO afluente (DQO) tiene dos componentesprincipales: la DQO biodegradable total (DQOBT) y la DQO no biodegradable total(DQOnBT). El porcentaje de la DQOBT de un ARU bruta vara entre un 75 y un 85% y losde un ARU sedimentada entre el 80 y el 95% (Ekama y Marais, 1984).

Los sustratos fcilmente biodegradables o asimilables (DQOFB) son compuestosde pequeo peso molecular que pueden ser absorbidos directamente por la clula paraser metabolizados posteriormente. Son tpicamente hidratos de carbono monomricos,cidos grasos voltiles (AGV), aminocidos y alcoholes, que pueden representar hasta un

15% de la DQO del agua residual. Su distribucin relativa influye decisivamente en laeliminacin de la materia orgnica y en la composicin de la biocenosis (Lpez, 1997).


24/43


DQO

DQOBT DQOnBT

DQOFB DQOLB DQOnBS DQOnBP

DQORH DQOLH

Figura 3.5 Fraccionamiento de la DQO afluente (adaptado de Lpez, 1997 yBarajas, 2002).

Los AGV, y en especial el cido actico, representan la mayor parte de la fraccinfcilmente biodegradable. Esta fraccin es bsicamente un 8-25% de la DQOT en el ARUbruta y un 10-35% del total de un ARU sedimentada (Ekama y Marais, 1984). La Tabla3.7 muestra una estimacin hecha por Henze et al. (1992) para los valores tpicos de loscomponentes de la DQOFB en un agua residual bruta con una DQO afluente de 400 mgO2/L.

Tabla 3.7. Composicin tpica de la DQOFB en un ARU bruta

con una DQO total de 400 mg O2/L (Henze et al.,1992).

Componente DQO, mg O2/L

cido actico 25

AGV de cadena ms larga 10

Alcoholes (metanol, etanol) 5

Aminocidos 10

Carbohidratos simples 10

La fraccin de la DQOLB, definida originalmente en el modelo propuesto por Doldet al. (1980) como materia orgnica particulada, cubre un amplio rango de tamaos departculas, desde solubles hasta coloidales, y de partculas orgnicas de estructuracompleja. Por lo tanto, cabe esperar que la hidrlisis sea el proceso limitante de lavelocidad de utilizacin de cada componente de la materia orgnica lentamentebiodegradable. Una caracterstica comn a todas las partculas de esta fraccin es queno pueden atravesar la pared celular, ya que necesitan sufrir una hidrlisis antes de suabsorcin (Orhon y Artan, 1999). Representan generalmente un 40-60% de la DQO de unARU bruta. Debido a sus distintas velocidades de hidrlisis, se clasifican en DQOrpidamente hidrolizable (DQORH) y DQO lentamente hidrolizable (DQOLH).

Los compuestos orgnicos rpidamente hidrolizables (DQORH) son solubles y

representan de un 15 a un 25% de la DQO del agua residual. La hidrlisis de estoscompuestos requiere varias horas, por lo que el transporte del agua residual en el


25/43


sistema de alcantarillado, si es muy largo, puede influir considerablemente en estafraccin; en condiciones aerbicas, su hidrlisis es rpida y finaliza generalmente en 5horas (Henze et al., 1992). La hidrlisis extracelular genera compuestos que puedenpasar al interior de la clula, gracias a mecanismos de transporte a travs de lamembrana celular (Lpez, 1997).

A pesar de las consideraciones anteriores, no se dispone an de datosexperimentales suficientes para establecer mtodos fiables de caracterizacin de lasvelocidades de hidrlisis de cada uno de los componentes de la DQOLB (Orhon y Artan,1999). Por lo tanto, los investigadores han decidido seguir considerando esta fraccin dela DQOBT como un solo componente, durante su diseo y modelizacin.

La fraccin inerte se puede dividir a su vez en DQO no biodegradable soluble(DQOnBS) y en DQO no biodegradable particulada (DQOnBP). La fraccin inerte solublepuede salir del sistema sin participar en las reacciones bioqumicas del reactor, mientrasque la DQO particulada inerte queda atrapada y acumulada en los fangos activados,

saliendo del sistema a travs de la purga (Orhon y Artan, 1999).

La Tabla 3.8 presenta una recopilacin de los porcentajes indicados en distintosestudios bibliogrficos (Ekama y Marais, 1984; Rsle y Pretorius, 2001) para la relacinentre la DQO y sus distintas fracciones, tal como se encuentran comnmente presentesen las aguas residuales urbanas. Asimismo, la Tabla 3.9 resume las concentraciones ylos porcentajes indicados por Park et al. (1997) para cada fraccin de la DQO enmuestras de ARU con diferentes DQO.

Tabla 3.8. Valores porcentuales de las diferentes fracciones de la DQO,adaptado de Ekama y Marais (1984) y Rsle y Pretorius (2001).

Parmetro ARU con slidos (bruta)

%

ARU sedimentada

%

DQOBT

DQOFB

AGV

DQOFB-F*

DQOLB

DQOnBT

DQOnBS

DQOnBP

75-85

8-25

8-10

5-22

40-77

15-25

4-10

7-20

80-95

10-35

1-14

6-31

45-85

5-20

5-20

0-10

*DQOFB-fermentable

3.4.2 Metodologa para la obtencin de la DQOBT

La DQOBT puede determinarse usando el concepto desarrollado por Mullis yShroeder (1971) y designado como la demanda de oxgeno total (T bOD). Este conceptoconsidera que los materiales orgnicos particulados se hidrolizan cuando el proceso deoxidacin biolgica de la materia disuelta ha terminado (generalmente despus de 24 h).Por lo tanto, la TbOD es conceptualmente igual a DQOBT e incluye la DQOFB y laDQOLB. De acuerdo con Park et al. (1997), la TbOD puede determinarse en pruebasdiscontinuas. Estas pruebas pueden llevarse a cabo en las mismas condiciones de

operacin que las de la planta de tratamiento del agua residual de inters, tales como, laedad del fango, la carga msica y la concentracin de slidos suspendidos voltiles.


26/43


Estos autores determinaron la TbOD de diferentes plantas de tratamiento de aguaresidual, mezclando un volumen de ARU con un volumen de fangos activadosaclimatado. Los volmenes de agua residual y de fango de la mezcla realizada secalcularon de acuerdo con la F/M correspondiente a cada planta de tratamiento. Lamezcla se introdujo en un reactor y se mantuvo aireada a 2 mg O

2/l durante 24 horas.

Tabla 3.9. Concentraciones y porcentajes de cada fraccin de la DQO con diferentescargas orgnicas en la planta de tratamiento de Ashland, Wisconsin, EEUU(Park et al., 1997).

DQO (mg/L): 283 345 488 565

DQOBT

DQOFB

DQOLB

DQOnBT

DQOnBS

DQOnBP

220 (78%)

85 (30%)

136 (48%)

63 (22%)

20 (7%)

42 (15%)

302 (88%)

71 (21%)

231 (67%)

43 (12%)

14 (4%)

29 (8%)

438 (89%)

137 (28%)

298 (61%)

50 (11%)

19 (4%)

34 (7%)

463 (82%)

107 (19%)

356 (63%)

102 (18%)

29 (5%)

73 (13%)

Los ensayos de la DQO necesarios para estimar la TbOD son los siguientes:

1. DQO total del afluente.2. DQO soluble del afluente.3. DQO total de la mezcla inicial (al inicio del ensayo).4. DQO soluble de la mezcla inicial (al inicio del ensayo).

La estimacin de la DQOBT permite determinar por diferencia la DQOLB del aguaresidual estudiada, aunque requiere estimar previamente la DQOFB. Park et al. (1997)

utilizaron el mtodo de Mamais et al. (1993) para determinar esta fraccin (Ecuacin3.11). Asimismo, los datos obtenidos en estos ensayos permiten estimar tambin losvalores de la DQOnBS y la DQOnBP. Los clculos correspondientes a cada una de estasestimaciones se pueden encontrar en la referencia de Park et al. (1997), mencionadaanteriormente.

DQOBT = DQOFB + DQOLB (3.11)

3.4.3 Determinacin de la fracc in biodegradable de la DQO (DQOFB)

La DQOFB puede ser metabolizada a una velocidad elevada en condicionesaerobias y anxicas. Esta consideracin es importante a la hora de evaluar la prdida quepuede experimentar esta fraccin durante su transporte aerbico por la red dealcantarillado (Sollfrank y Gujer, 1991; Henze et al., 1992).

Diferentes investigadores han indicado que esta fraccin es fundamental para eldiseo y la operacin de los sistemas de eliminacin de N y P (Siebritz et al., 1983;Wentzel et al., 1990; Pitman, 1991). El grado de eliminacin de ambos nutrientesdepende en gran medida de la concentracin de DQOFB afluente. Se han propuestovarios mtodos fsicos o biolgicos para la determinacin de la DQOFB.

Mtodos fsicos: Estos mtodos se basan en que la respuesta biocintica de losfangos activados a la DQOFB y a la DQOLB guarda relacin con el tamao de las


27/43


molculas. De esta manera, la DQOFB estar formada por molculas relativamentepequeas que sern fcilmente transportadas al interior de las clulas microbianas,mientras que la DQOLB incluir molculas ms complejas y de mayor tamao querequerirn una hidrlisis extracelular antes de poder ser asimiladas y utilizadas (Wentzelet al., 1995).

De acuerdo con esta conceptualizacin fsica de las dos fracciones de la DQOBT,se han propuesto y aplicado diversos mtodos de filtracin utilizando filtros con variostamaos de poro (Dold et al., 1986; Lesouefet al., 1992; Mamais et al., 1993; Bortone etal., 1993 y Torrijos et al., 1993). Dold et al. (1980) observ que los filtros de 0,45 mdejan pasar una porcin del material coloidal, ocasionando una sobreestimacin de laconcentracin de DQOFB en el ARU estudiada. Para solucionar este problema, Mamaiset al. (1993) propusieron la floculacin del material coloidal de la DQOLB antes de filtrarel agua residual a travs de los filtros de 0,45 m. Segn este mtodo, la muestra deARU es floculada con una solucin de sulfato de zinc a pH 10,5 y el sobrenadante esposteriormente filtrado a travs de una membrana de 0,45 m. Esta operacin producir

un afluente filtrado, caracterizado por la ausencia de material coloidal, en el que seencontrar el material orgnico verdaderamente soluble. Ekama et al. (1986) propusieronla siguiente relacin entre la DQOFB de un afluente y su DQO verdaderamente soluble(DQOvs):

DQOFB = DQOvs - DQOnBS (3.12)

Todos los mtodos de filtracin permiten el paso a travs del filtro de lasfracciones solubles de la DQO, ya sea biodegradable o no. Por lo tanto, la fraccin nobiodegradable tiene que ser cuantificada por separado y substrada de la DQO del lquidofiltrado, a fin de obtener la fraccin correspondiente a la DQO fcilmente biodegradable.

Los mtodos de Mamais etal. (1993) y de Ekama et al. (1986), suponen que la DQOnBSdel afluente es igual a la DQOvs (es decir no coloidal) del efluente de una plantatratamiento de ARU con una edad de fango superior a 3 das.

Por lo tanto, cuando el agua residual estudiada est siendo tratada en una plantade fangos activados (a escala laboratorio o piloto), la DQOnBS del afluente se puededeterminar realizando un ensayo de floculacin y filtracin del efluente de la planta. Si laplanta de tratamiento no existe, la DQOvs se puede obtener mediante la utilizacin delefluente de un sistema de fangos activados que se mantiene aireado durante 24 horas,despus de alimentarlo con el afluente estudiado. En este caso, los fangos activadosdebern estar aclimatados al tipo de ARU estudiada. Dold et al. (1986), Mamais et al.(1993) y Bortone et al. (1993) utilizaron sistemas de flujo continuo mientras que Torrijos etal. (1993), utilizaron un sistema de flujo discontinuo. Cabe resaltar, que la edad del fangorequerida deber ser suficiente para asegurar la presencia de microorganismosauttrofos encargados de la eliminacin del N-NH4

+ del agua residual.

Por otro lado, Torrijos et al. (1993) hicieron un amplio estudio acerca de lascaractersticas del agua residual domestica y encontraron que los filtros con tamao deporo de 0,1 m proporcionan una estimacin adecuada de la DQOFB sin necesidad deaplicar la prefloculacin (Wentzel et al., 1995).

Mtodos biolgicos: Estos mtodos determinan la divisin entre la DQOFB y laDQOLB mediante una respuesta biolgica ms que por una separacin fsica. Miden lavelocidad de utilizacin de oxgeno (OUR) o la velocidad de utilizacin de nitrato (NUR).


28/43


La velocidad de consumo de oxgeno ofrece una valoracin de la calidad de losfangos, ya que representa la cantidad de oxgeno que es necesario suministrar al sistemapor unidad de tiempo. Es decir, la velocidad a la cual los microorganismos utilizan eloxgeno del lquido de mezcla es un indicador de la actividad biolgica del sistema. Variosinvestigadores han sugerido que la medida de la OUR podra ser utilizada como unparmetro de control primario del proceso de fangos activados (Baeza et al., 2002;Quintela y Ro, 2003). De acuerdo con Sharman (1998), valores elevados de la OUR (>200 mg/L.h, para concentraciones de MES en el reactor aerobio entre 2500 y 3500 mg/L)indicaran una elevada carga orgnica afluente, lo que podra requerir una alimentacinescalonada. Valores inferiores a 36 mg/L.h, para las mismas concentraciones de MESLM,indicaran una baja carga orgnica afluente y/o una concentracin demasiado elevada deMESLM, o tal vez que la alimentacin al sistema no es fcilmente biodegradable por losmicroorganismos o que se trate de un residuo txico que inhibe el crecimiento de lasbacterias. Por otro lado, Ekama et al. (1986) y Orhon y Artan (1994) indican que lamxima OUR de los ensayos de respirometra debe permitir la rpida recuperacin de losniveles de OD, siendo el valor ms adecuado entre 30 y 40 mg/L.h. Wentzel et al. (1989)

obtienen valores de OUR del orden de 10 a 20 mg/L.h para concentraciones de MESVLMentre 1000 y 3000 mg/L.

Si el valor de la OUR se divide por la concentracin de biomasa del tanqueaerobio (MESVLM), se obtiene la velocidad especfica de consumo de oxgeno (SOUR),que representa la cantidad de oxgeno consumido por unidad de biomasa y por unidad detiempo. Con ello se elimina la variabilidad producida por los cambios de la concentracinde MESLM, haciendo posible la comparacin entre sistemas (Sharman, 1998).

La fraccin fcilmente biodegradable del afluente est relacionada con el oxgenoconsumido por esta DQO. La medida de la OUR fue descrita originalmente por Ekama yMarais (1977) y posteriormente desarrollada por varios investigadores (Sollfrank y Gujer,

1991; Kappeler y Gujer, 1992; Wentzel et al., 1995; Sprandio, 1998; Orhon et al., 2002).Los mtodos biolgicos que utilizan la NUR fueron desarrollados por Ekama et al. (1986)y Kristensen et al. (1992).

Los sistemas continuos y discontinuos han sido ampliamente investigados ydesarrollados a partir de las configuraciones bsicas propuestas por Nicholls et al. (1985)y Ekama et al. (1986). La Tabla 3.10 muestra algunas de las configuraciones bsicasempleadas para estimar de DQOFB y la velocidad mxima de crecimiento especfico ( H )de los microorganismos hetertrofos.

Tabla 3.10. Capacidad de las configuraciones bsicas de los mtodos biolgicos para

determinar la DQOFB y la H (Ekama et al., 1986).

Mtodo Estimacin de DQOFB Estimacin H

Aerobio continuo

Aerobio discontinuo

Anxico discontinuo

s

s

s

no

s

s

Los apartados siguientes describen los mtodos aerobios de flujo continuo ydiscontinuo utilizados para estimar la DQOFB. Nicholls et al. (1985) y Ekama et al. (1986)explican con detalle el clculo de la DQOFB mediante el mtodo anxico de flujodiscontinuo.


29/43


El mtodo aerobio de flujo continuo requiere la determinacin de la OUR en unreactor de fangos activados a escala piloto operado con una edad de fango de 2 a 3 dasen condiciones de mezcla completa, aireacin continua y con recirculacin de fangos. Elfango se somete a 12 horas de alimentacin continua y a 12 horas sin alimentacin. Lavelocidad de utilizacin de oxgeno se mide a lo largo de todo este tiempo. La interrupcinde la alimentacin hace que la OUR descienda rpidamente, permanezca casi constantedurante un corto perodo de tiempo, y despus decrezca hasta alcanzar la velocidadasociada con la respiracin endgena. La cada brusca de la OUR es proporcional a laconcentracin de la DQOFB (Ziglio et al., 2001).

La constante de la velocidad de crecimiento especfico hetertrofo obtenida coneste ensayo es muy alta, debido al contenido de DQOFB del afluente y de materiaorgnica obtenida tambin por la hidrlisis rpida de una parte de la DQOLB. Enconsecuencia, la DQOFB del efluente es cercana a cero y la OUR viene fijada por el flujode DQOFB afluente. Cuando cesa la alimentacin, la OUR disminuye inmediatamentehasta el valor fijado por la velocidad de hidrlisis de la DQOLH.

La Figura 3.6 muestra un ejemplo de la respuesta de la OUR durante un ensayode flujo continuo aerobio utilizado para la determinacin de la DQOFB.

Figura 3.6 Ejemplo de la respuesta de la OUR durante un ensayoaerobio de flujo continuo utilizado para la determinacin dela DQOFB (Ziglio et al., 2001).

El mtodo aerobio de flujo discontinuo es el mtodo ms utilizado por losinvestigadores. El reactor utilizado en este mtodo es ms simple y slo requiere realizarla mezcla de un volumen seleccionado de agua residual urbana (VARU), con unaconcentracin de DQO conocida, y un volumen de lquido mezcla (VLM) con una

concentracin de MESV (en el lquido mezcla) tambin conocida. La mezcla se realiza enun reactor discontinuo con agitacin y difusin de aire. Una vez realizada la mezcla, la

0 1 2 3 4 5 6 7Tiempo, h

0

2

4

6

8

10

Oxge

nodisuelto,mgO2/L

0

5

10

15

20

25

30

OUR,mgO2/L.h rea 1

Proporcionala la concentracinde DQOFB

OUR inicialProporcional a la mximavelocidad de crecimientoespecfico (H)


30/43


OUR se registra cada 5 10 minutos durante 4 5 horas, tiempo necesario para que laDQOFB se consuma en esta prueba (Ekama et al., 1986; Ziglio et al., 2001).

La estimacin correcta de la DQOFB (e incluso de la H ) requiere tener en cuenta

varias consideraciones. Algunas de ellas tendrn mayor importancia de acuerdo con lafuente de procedencia del fango utilizado en la prueba:

1. Planta real o planta piloto en donde se trata un ARU diferente a la estudiada.2. Planta real o planta piloto en donde se trata el ARU estudiada.3. Cultivo formado a partir de la misma ARU y destinado slo para inoculo de la

mezcla.

Estas consideraciones son las siguientes:

a) Clculo de la carga msica

La relacin entre la masa de DQO y la masa de MESV (mg DQO/mg MESV) de unsistema de fangos activados se designa carga msica (F/M) y es un parmetroimportante para estimar adecuadamente la concentracin de la DQOFB. Con unaseleccin correcta de la F/M, la OUR permanecer constante durante un perodo de 1 a 3horas, dependiendo de la magnitud de la DQOFB. A partir de ah, la OUR decrecerrpidamente hasta alcanzar un segundo nivel inferior constante. Este segundo nivel es elresultado de la OUR asociada al consumo de la DQOLB, que se ha hidrolizado en elmedio durante las primeras horas de la prueba. La Figura 3.7a muestra elcomportamiento bien definido de la OUR cuando se ha hecho una correcta eleccin de laF/M. La magnitud del rea 1 delimitada por esta curva es una funcin de la masa deDQOFB contenida en la muestra.

Cuando la F/M elegida es demasiado pequea, el grfico resultante ser alto yestrecho como resultado de la rpida utilizacin de la DQOFB, lo que permitir slo unospocos registros de OUR. Por otro lado, si se suministra demasiado alimento para lacantidad de microorganismos presentes en el lquido mezcla (LM), la F/M ser demasiadogrande. En este caso, la forma del rea de inters puede resultar demasiado baja yancha como para establecer el momento en que la DQOFB ha sido completamenteconsumida (Figura 3.7b).

El cambio en la OUR hacia el segundo nivel se manifiesta, idealmente, entre 1 y 3horas despus de empezada la prueba. Para lograr este comportamiento se puedeestablecer una F/M alrededor de 1,2 veces la fraccin activa estimada de la MESV (fav)del ARU (Ekama et al., 1986).

=mg DQO mgMESVF

( ) (1,0 a 1,5)(f )avM (3.13)

La fav puede considerarse una funcin del TRS del reactor discontinuo utilizadopara preparar el LM de la prueba. Los valores adoptados dependen del tipo de aguaestudiada (Ekama et al., 1986).

fav = 1,41 (TRS)-0,53 para ARU no sedimentada

fav = 1,57 (TRS)-0,43 para un ARU sedimentada


31/43


0

5

10

15

20

25

30

35

40

0 20 40 60 80 100 120 140 160

rea 1Proporcionala la concentracinde DQOFB

OUR inicial altaProporcional a la mximavelocidad de crecimientoespecfico (sin nitrificacin)

Tiempo (minutos)

OURmg O/l.h

0

10

20

30

40

0 40 80 120 160 200 240

Tiempo (minutos)

OURmg O/l.h

50

60

70

80

F/M demasiado baja y concentracinde MESV muy alta

F/M y concentracinde MESV adecuados

F/M demasiado alta yconcentracin de MESV muy baja

280

Figura 3.7 (a) Respuesta ilustrativa de la OUR en un ensayo aerobio de flujodiscontinuo utilizado para la determinacin de la DOFB. (b) Efectode diferentes selecciones de F/M en la OUR, Ekama et al., 1986.

Las ecuaciones anteriores podran llevar a pensar, errneamente, que el clculo de la favy, por lo tanto, del valor de la F/M elegida depende slo del tipo de agua residualcaracterizada. Sin embargo, estos valores son funcin tambin del fango utilizado en laprueba del OUR y del tipo de planta de la que se obtiene. Se ha comprobado quesistemas con patrones de carga diferentes, alimentados con la misma agua residual,conteniendo la misma carga msica y una edad de fango igual, producen curvas derespuesta de la OUR distintas (Still et al.,1985). Por esta razn, es difcil establecer unaregla fija para la eleccin adecuada de la F/M y de la MESV utilizadas en el ensayodiscontinuo.

(a)

(b)


32/43


b) Interferencias en la determinacin de la OUR (Nitrificacin)

La determinacin de la OUR se realiza midiendo el consumo de oxgenohetertrofo, es decir, el realizado por los microorganismos que utilizan efectivamente elcarbono orgnico del medio para crecer. Si la fuente del LM utilizado para el ensayodiscontinuo es un sistema con capacidad nitrificante, la OUR reflejar la suma de losconsumos de OD para la utilizacin de carbono orgnico y la nitrificacin. No obstante, sehan publicado estudios en donde se sugiere que la nitrificacin no afecta a ladeterminacin de la DQOFB, debido a que la OUR de la nitrificacin es constante durantelas horas que dura la asimilacin completa de la D

libro depuracion de las aguas residuales urbanas

Documents