análisis de las correlaciones entre variables ambientales y biológicas en fangos activos

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Doctorado de Ingeniería del Agua y Medioambiental Título del Trabajo Investigación: ANÁLISIS DE LAS CORRELACIONES ENTRE LOS PARÁMETROS OPERACIONALES, FÍSICO-QUÍMICOS Y BIOLÓGICOS ASOCIADOS AL PROCESO DE FANGOS ACTIVOS Autor: ZORNOZA ZORNOZA, ANDRÉS MIGUEL Director/es: DR. ALONSO MOLINA, JOSÉ LUÍS DR. CUESTA AMAT, GONZALO DRA. SERRANO BARRERO, SUSANA Fecha: JULIO, 2012

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Zornoza, A. (2012) Análisis de las correlaciones entre los parámetros operacionales, físico-químicos y biológicos asociados al proceso de fangos activos. Trabajo de Investigación Programa Doctorado Ingeniería del Agua y Medioambiental. Valencia: Universitat Politècnica de València.

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  • Doctorado de Ingeniera del Agua y Medioambiental

    Ttulo del Trabajo Investigacin:

    ANLISIS DE LAS CORRELACIONES ENTRE LOS PARMETROS

    OPERACIONALES, FSICO-QUMICOS Y BIOLGICOS ASOCIADOS AL

    PROCESO DE FANGOS ACTIVOS

    Autor:

    ZORNOZA ZORNOZA, ANDRS MIGUEL

    Director/es:

    DR. ALONSO MOLINA, JOS LUS

    DR. CUESTA AMAT, GONZALO

    DRA. SERRANO BARRERO, SUSANA

    Fecha: JULIO, 2012

  • Doctorado de Ingeniera del Agua y Medioambiental

    Ttulo del Trabajo de Investigacin: ANLISIS DE LAS CORRELACIONES ENTRE LOS PARMETROS OPERACIONALES FSICO-QUMICOS Y BIOLGICOS ASOCIADOS AL PROCESO DE FANGOS ACTIVOS

    Autor: ZORNOZA ZORNOZA, ANDRS MIGUEL

    Director Codirector1 Codirector2 Tutor

    DR. ALONSO MOLINA, JOS LUS DR. CUESTA AMAT, GONZALO DRA. SERRANO BARRERO, SUSANA

    Lugar de Realizacin

    Fecha de Lectura

    VALENCIA

    JULIO, 2012

    Resumen: El tratamiento de aguas residuales por el sistema de fangos activos es un proceso biotecnolgico donde intervienen multitud de variables fsico-qumicas, biolgicas y operacionales. Los estudios realizados en plantas depuradoras a escala real son escasos, especialmente aquellos anlisis que integran todos los componentes, que interaccionan en el sistema. El conocimiento de estas variables bajo una perspectiva integrada permite aportar nuevos datos para la optimizacin y biomonitorizacin del proceso en las EDAR. El presente trabajo se realiz a partir de muestras de una EDAR con sistema de eliminacin biolgica de nitrgeno, siendo los objetivos principales: i) determinar la relacin entre la carga msica y la edad del fango, ii) investigar la asociacin de nuevas variables operacionales con la dinmica de los microorganismos y iii) estudiar la incidencia de distintas variables sobre el proceso de nitrificacin-desnitrificacin. Para ello se realiz en primer lugar un anlisis bivariante, establecindose de esta forma el grado de relacin entre dos variables dentro de la matriz de datos. Los resultados obtenidos mostraron que la carga msica y la edad del fango eran variables independientes de la composicin y densidad de protistas y metazoos. Por otro lado, se demostr la utilidad del fraccionamiento de la DQO y DBO5 para evitar asociaciones sesgadas dentro de la comunidad microbiana. En el proceso de nitrificacin, la influencia conjunta de distintas variables hizo posible alcanzar buenos rendimientos, con niveles de oxgeno por debajo de 2 mg/L, y sin que la temperatura en el reactor biolgico fuera un factor limitante. Se demostr asimismo la asociacin de la bacteria Microthrix parvicella con alta carga msica y baja edad del fango y del protista Trochilia minuta con una baja carga msica. Las expresiones de la edad del fango EF6 y EF7 se establecieron como las ms adecuadas para el control del proceso biolgico y la carga msica, expresada como DQO soluble, se present como una alternativa plausible frente a la expresada como DBO5. Summary: Wastewater Treatment by activated sludge system is a biotechnological process which involves different physico-chemical, biological and operational variables. Studies about full-scale plants are scarce, mainly those that include integrate analysis of all the interacting factors of the process. The knowledge about these variables under an integrated perspective provides new data for the biomonitoring in the WWTP. This study was performed in one WWTP with biological nitrogen removal system. The objectives were: i) to determine the relationship between the organic loading rate and the cellular retention time, ii) to investigate the association of new operational variables with

  • Doctorado de Ingeniera del Agua y Medioambiental

    the dynamics of microorganisms and, iii) to study the association between nitrification-denitrification process and other control parameters. The relationships between the different variables were firstly established using bivariate statistical analysis. The results showed statistical independence between loading rate and the cellular retention time with the composition and density of protists and metazoans. On the other hand, it has been also demonstrated the usefulness of the fractionation of COD and BOD to avoid mistakes in the association within microbial communities. The influence of different variables in the nitrification process allowed to obtain a good performance with oxygen levels below 2 mgL, whereas the temperature was not a limiting factor in the bioreactor. The filamentous bacteria Microthrix parvicella was associated with high organic loading rate and low cellular retention time and the protist Trochilia minuta with low organic loading properly factor for the control of biological process and the organic loading rate, expressed as soluble COD, being a plausible alternative to the BOD. Resum: El tractament d'aiges residuals pel sistema de fangs actius s un procs biotecnolgic on intervenen multitud de variables; fsic- qumiques, biolgiques i operacionals. Els estudis realitzats en plantes depuradores a escala real sn escassos, especialment aquelles anlisis que integren tots els components que interaccionen en el sistema. El coneixement d'estes variables davall una perspectiva integrada del sistema permet aportar noves dades per a l'optimitzaci i biomonitorizacin del procs en les EDAR. El present treball va ser realitzat en una EDAR amb sistema d'eliminaci biolgica de nitrogen, sent els objectius principals l'estudi de la relaci entre la crrega mssica i l'edat del fang, investigar l'associaci de noves variables amb la dinmica dels microorganismes i l'estudi del procs de nitrificaci. Per a aix es va realitzar una anlisi preliminar a travs d'una anlisi bivariant, establint-se d'esta manera el grau de relaci entre dos variables dins de la matriu de dades. Els resultats obtinguts van mostrar una independncia en l'associaci de la crrega mssica i edat del fang amb la comunitat de protistas i metazous. D'altra banda, es va demostrar la necessitat del fraccionament de la DQO i DBO5 per a evitar associacions esbiaixades dins d'esta comunitat. En el procs de nitrificaci, la influncia conjunta de les distintes variables va fer possible aconseguir bons rendiments amb nivells d'oxigen per davall de 2 mg/L i sense que la temperatura en el reactor biolgic fora un factor limiten-te. Microthrix parvicella va ser associada a una alta crrega mssica i baixa edat del fang i el protista Trochilia minuta a una baixa crrega mssica. Les expressions de l'edat del fang EF6 i EF7 es van establir com les ms adequades per al control del procs biolgic i la crrega mssica, expressada com DQO soluble, es va presentar com una alternativa plausible enfront de l'expressada com DBO5.

    Palabras clave: EDAD DEL FANGO, CARGA MSICA, NITRIFICACIN, PROTISTAS, METAZOOS Y BACTERIAS FILAMENTOSAS

  • i

    AGRADECIMIENTOS

    Ante todo quiero agradecer a mis directores Gonzalo Cuesta, Susana

    Serrano y Jos Luis Alonso por transmitirme su apoyo incondicional, sus

    consejos y su gran experiencia como investigadores.

    A Inma por guiarme por el buen camino y a la gran familia del Instituto

    Universitario de Ingeniera del Agua y Medio Ambiente (IIAMA) por acogerme y

    respaldar mis ideas.

    A la Entidad Pblica de Saneamiento de Aguas Residuales de la

    Comunidad Valenciana (EPSAR) por financiar este proyecto y a la EDAR Quart

    Benager (AVSA-EGEVASA) por conceder mi tiempo durante la toma de datos.

    Sin ellos este proyecto no habra sido posible.

    A todos mis amigos y en especial a Dianelys por su apoyo y grandes

    consejos.

    A mis padres, porque sin su esfuerzo, dedicacin, enseanza y sacrificio

    nunca habra llegado a escribir estas lneas.

    A mi hermana Ana y esposo Rubn por su ayuda incondicional y

    constante a mi trabajo.

  • NDICE

    ii

    NDICE

    CAPTULO I.- INTRODUCCIN 1 1. DEPURACIN DE AGUAS RESIDUALES.. 1

    1.1 El proceso de fangos activos... 2

    1.2 El flculo como unidad fundamental estructural del fango activo.. 3

    1.3 Composicin de la microbiota.. 4

    2. EL PAPEL DE LOS PROTISTAS.. 5

    3. BACTERIAS FILAMENTOSAS.. 7

    4. PARMETROS BSICOS DE CONTROL Y OPERACIN. 9

    5. EL PROCESO DE NITRIFICACIN. 11

    5.1 Bacterias nitrificantes 12

    5.1.1 Bacterias Oxidantes de Amonio..................................................... 13

    5.1.2 Bacterias Oxidantes de Nitrito........................................................ 13

    5.2 Factores que afectan a la nitrificacin 14

    5.2.1 Temperatura................................................................................... 14

    5.2.2 Alcalinidad y pH.............................................................................. 15

    5.2.3 Necesidades de oxgeno... 16

    5.2.4 Concentracin de amonio y nitrito 17

    5.2.5 La relacin DBO5/NKT.. 17

    5.2.6 Compuestos txicos... 18

    CAPTULO II.- OBJETIVOS 20 CAPTULO III.- MATERIALES Y MTODOS.. 21 1. TOMA DE MUESTRAS... 21

    2. PARMETROS FSICO-QUMICOS Y BIOLGICOS... 22

    3. PARMETROS OPERACIONALES. 24

    4. IDENTIFICACIN Y RECUENTO DE PROTISTAS Y METAZOOS 25

    5. IDENTIFICACIN Y RECUENTO DE BACTERIAS FILAMENTOSAS.......... 26

    6. ANLISIS ESTADSTICO... 27

    CAPTULO IV.- RESULTADOS. 31

    1. PARMETROS OPERACIONALES. 31

    2. PARMETROS FSICO-QUMICOS. 34

    2.1 Licor mezcla 34

  • NDICE

    iii

    2.2 Afluente 36

    2.3 Efluente 42

    3. EL PROCESO DE NITRIFICACIN. 44

    4. BACTERIAS FILAMENTOSAS.. 50

    5. PROTISTAS Y METAZOOS... 56

    CAPTULO V.- DISCUSIN 63 1. PARMETROS OPERACIONALES......... 63

    1.1 Edad del fango y carga msica... 63

    2. PARMETROS FSICO-QUMICOS. 64

    2.1 Licor mezcla 64

    2.2 Afluente 65

    2.3 Efluente 66

    3. EL PROCESO DE NITRIFICACIN. 66

    4. BACTERIAS FILAMENTOSAS.. 70

    5. PROTISTAS Y METAZOOS... 73

    CAPTULO VI.- CONCLUSIONES........ 76 CAPTULO VII.- BIBLIOGRAFA... 78 CAPTULO VIII.- ANEXOS.. 86 1. ATLAS FOTOGRFICO DE LOS MORFOTIPOS FILAMENTOSOS......... 86

    2. ATLAS FOTOGRFICO DE PROTISTAS Y METAZOOS........... 89

  • NDICE

    iv

    NDICE FIGURAS

    Figura 1: Vista area de la EDAR QB 21

    Figura 2: Diagrama de bloques de la EDAR QB.. 21

    Figura 3: Esquema de la campaa de muestreo. 22

    Figura 4: Evolucin del caudal de fangos en exceso.. 32

    Figura 5: Evolucin de la EF3, EF4 y EF5 32

    Figura 6: Evolucin de la CM3 frente a la EF4. 33

    Figura 7: Evolucin de la CM......... 34

    Figura 8: Representacin del IVF frente al IVF*.. 35

    Figura 9: Evolucin del NTLM frente a la Tr 35

    Figura 10: Fraccionamiento de la DQO y DBO5 afluente al reactor. 38

    Figura 11: Evolucin de las fracciones de la DQO y DBO5 afluente al reactor.. 39

    Figura 12: Fraccionamiento del N y P afluente al reactor.. 39

    Figura 13: Evolucin de las fracciones del N y P afluente al reactor 40

    Figura 14: Evolucin del N-orgs afluente al reactor frente a la Tr... 41

    Figura 15: Comparacin entre la relacin DBO5, DBO5f, DQOs y PT, PTs,

    NT, NTs... 42

    Figura 16: Fracciones de la DBO5 y DQO en funcin del rango de SST en el

    efluente 43

    Figura 17: Fraccionamiento de la DQO en el efluente 43

    Figura 18: Evolucin del rNKTs frente a la CM3 y DQOs1 47

    Figura 19: Evolucin de la concentracin de TA del afluente frente al rNKTs 48

    Figura 20: Evolucin de la relacin DBO5/NKT frente a rNKT.. 49

    Figura 21: Evolucin de nocardioformes y Microthrix parvicella frente a la Tr.. 55

    Figura 22: Evolucin de bacterias del tipo Nostocoida limcola, nocardioformes y

    Microthrix parvicella frente al NTLM..................................................... 56

  • NDICE

    v

    NDICE DE TABLAS

    Tabla 1: Efecto de la T en el proceso de nitrificacin 14

    Tabla 2: T y TRC requerido para la nitrificacin. 15

    Tabla 3: El pH y nitrificacin 16

    Tabla 4: Influencia del OD en la nitrificacin. 16

    Tabla 5: Concentraciones inhibidoras de algunos residuos inorgnicos y

    orgnicos. 19

    Tabla 6: Parmetros fsico-qumicos y biolgicos determinados en el afluente al

    reactor y efluente decantador secundario.. 23

    Tabla 7: Parmetros fsico-qumicos determinados en el licor mezcla 24

    Tabla 8: Dimensiones utilizadas de los slidos suspendidos y coloidales.. 24

    Tabla 9: Parmetros operacionales 24

    Tabla 10: Escala criterio subjetivo de Eikelboom. 26

    Tabla 11: Estimacin de la densidad de morfotipos filamentosos 27

    Tabla 12: Intervalos de coeficientes de correlacin 29

    Tabla 13: Valor medio, mnimo, mximo y desviacin estndar de los

    parmetros operacionales. 31

    Tabla 14: Coeficientes de correlacin entre la EF y CM 33

    Tabla 15: Valor medio, mnimo, mximo y desviacin estndar de los

    parmetros fsico-qumicos del licor mezcla... 34

    Tabla 16: Coeficientes de correlacin entre la EF, Tr, SSVLM y NTLM, PTLM

    y DQOLM.. 36

    Tabla 17: Coeficientes de correlacin entre la CM y NTLM, PTLM y DQOLM... 36

    Tabla 18: Valor medio, mnimo, mximo y desviacin estndar de los

    parmetros fsico-qumicos del afluente al reactor 37

    Tabla 19: Valor medio, mnimo, mximo y desviacin estndar de los

    rendimientos de eliminacin y distintos estados del N................... 44

    Tabla 20. Coeficientes de correlacin entre la EF y los rendimientos de

    eliminacin del N y sus diferentes estados en el efluente 45

    Tabla 21. Coeficientes de correlacin entre la CM y los rendimientos de

    eliminacin del N y sus diferentes estados en el efluente 45

  • NDICE

    vi

    Tabla 22: Coeficientes de correlacin entre el TRHr, Tr, OD y los rendimientos

    de eliminacin y diferentes estados del N del efluente.......................... 46

    Tabla 23: Coeficientes de correlacin entre los TA, %DQOs y los rendimientos

    de eliminacin y diferentes estados del N del efluente.......................... 47

    Tabla 24: Coeficientes de correlacin entre parmetros fsico-qumicos afluente

    al reactor y los diferentes rendimientos y estados del N del efluente... 48

    Tabla 25: Coeficientes de correlacin entre parmetros fsico-qumicos del licor

    mezcla y los rendimientos de eliminacin y diferentes estados del N

    del efluente................................ 50

    Tabla 26: Valor promedio deL ndice de filamentos y abundancia de morfotipos

    dominantes y secundarios.......................... 51

    Tabla 27: Coeficientes de correlacin entre la CM y morfotipos filamentosos... 51

    Tabla 28: Coeficientes de correlacin entre la EF y morfotipos filamentosos 52

    Tabla 29: Coeficientes de correlacin entre el TRHr, OD, Tr y morfotipos

    filamentosos. 52

    Tabla 30: Coeficientes de correlacin entre los diferentes rendimientos y

    estados del N del efluente y los morfotipos filamentosos. 53

    Tabla 31: Coeficientes de correlacin entre los diferentes rendimientos y

    estados de la DQO, DBO5, SST del efluente y los morfotipos

    filamentosos. 53

    Tabla 32: Coeficientes de correlacin entre los diferentes estados del N, P, TA

    afluente al reactor y los morfotipos filamentosos............................ 54

    Tabla 33: Coeficientes de correlacin entre los parmetros fsico-qumicos del

    licor mezcla y los morfotipos filamentosos.. 55

    Tabla 34: Promedio de la abundancia y valor mximo de protistas y metazoos 57

    Tabla 35: Coeficientes de correlacin entre protistas, metazoos y la EF 58

    Tabla 36: Coeficientes de correlacin entre protistas, metazoos y la CM... 59

    Tabla 37: Coeficientes de correlacin entre protistas, metazoos y el OD, Tr y

    TRHr.. 60

  • NDICE

    vii

    Tabla 38: Coeficientes de correlacin entre protistas, metazoos y los diferentes

    rendimientos y estados del N del efluente.. 61

    Tabla 39: Coeficientes de correlacin entre protistas, metazoos y las distintas

    fracciones de la DQO y DBO5................................................................ 62

    Tabla 40: Coeficientes de correlacin entre parmetros operacionales y

    concentracin de coliformes fecales, E.coli y sus rendimientos de

    eliminacin en el efluente.. 62

  • NDICE

    viii

    ABREVIATURAS y ACRNIMOS

    %DQOs1 Porcentaje de la Demanda Qumica de Oxgeno soluble (< 0.45

    m) del da anterior al muestreo de LM

    %DQOs2a Porcentaje de la Demanda Qumica de Oxgeno soluble (< 0.45

    m) promedio de los das 2 y 3, anteriores al muestreo de LM

    %DQOs2b Porcentaje de la Demanda Qumica de Oxgeno soluble (< 0.45

    m) promedio de los das 1 y 2, anteriores al muestreo de LM

    %DQOs3 Porcentaje de la Demanda Qumica de Oxgeno soluble (< 0.45

    m) promedio de los 3 das anteriores al muestreo de LM

    %SSVLM Porcentaje de Slidos en Suspensin Voltiles del Licor Mezcla

    BOA Bacterias Oxidantes de Amonio

    AO Anxico-xico

    AOA Arqueas Oxidantes de Amonio

    BON Bacterias Oxidantes de Nitrito

    Cfec Coliformes fecales

    Cfecexp Exponencial de coliformes fecales

    CM Carga Msica

    CMdbo1 Carga msica del da anterior al muestreo de LM expresada como

    DBO5

    CMdbo2a Carga msica promedio de los das 2 y 3, anteriores al muestreo

    de LM expresada como DBO5

    CMdbo2b Carga msica promedio de los das 1 y 2, anteriores al muestreo

    de LM expresada como DBO5

    CMdbo3 Carga msica promedio de los 3 das anteriores al muestreo de

    LM expresada como DBO5

    CMdqos1 Carga msica del da anterior al muestreo de LM expresada como

    DQOs

    CMdqos2a Carga msica promedio de los das 2 y 3, anteriores al muestreo

    de LM expresada como DQOs

    CMdqos2b Carga msica promedio de los das 1 y 2, anteriores al muestreo

    de LM expresada como DQOs

  • NDICE

    ix

    CMdqos3 Carga msica promedio de los 3 das anteriores al muestreo de

    LM expresada como DQOs

    DBO5 Demando Bioqumica de Oxgeno total a los 5 das

    DBO5f Demando Bioqumica de Oxgeno filtrada (1.2

    m) a los 5 das

    DQO Demanda Qumica de Oxgeno total

    DQOLM Demanda Qumica de Oxgeno del Licor Mezcla

    DQOp Demanda Qumica de Oxgeno particulada (>0.45 m)

    DQOpc Demanda Qumica de Oxgeno particulada coloidal (0.45-1.2 m)

    DQOps Demanda Qumica de Oxgeno particulada suspendida (>1.2 m)

    DQOs Demanda Qumica de Oxgeno soluble (< 0.45 m)

    Ecoli Escherichia coli

    Ecoliexp Exponencial de Escherichia coli

    EDAR Estacin Depuradora de Aguas Residuales

    EF Edad de Fango

    EPSAR Entidad Publica de Saneamiento de Aguas Residuales de la

    Comunidad Valenciana

    FISH Hibridacin in situ con sondas fluorescentes

    GALO Gordonia Amarae Like Organims

    IF ndice de Filamentos

    IVF ndice Volumtrico de Fango

    IVFD ndice Volumtrico de Fango Diluido

    LM Licor Mezcla

    MCRT Tiempo Medio de Retencin Celular

    NKT Nitrgeno Kjeldhal Total

    NKTs Nitrgeno Kjeldhal Total soluble (0.45 m)

    N-orgs Nitrgeno orgnico soluble (

  • NDICE

    x

    NT Nitrgeno Total

    NTLM Nitrgeno Total del Licor Mezcla

    NTs Nitrgeno Total soluble (2 ppm

    Ob Oxgeno en el reactor biolgico 0.45 m)

    P-orgs Fsforo orgnico soluble (

  • NDICE

    xi

    TRHr2b Tiempo de Retencin Hidrulico en el reactor biolgico promedio

    de los das 1 y 2, anteriores al muestreo de LM

    TRHr3 Tiempo de Retencin Hidrulico en el reactor biolgico promedio

    de los 3 das anteriores al muestreo de LM

    V30 Volumen ocupado por 1 L de LM en probeta despus de 30 min.

  • INTRODUCCIN

  • CAPITULO I.- INTRODUCCIN

    1

    CAPTULO I.- INTRODUCCIN

    1. DEPURACIN DE LAS AGUAS RESIDUALES

    La contaminacin, a los efectos de la ley de aguas, es la accin y el efecto de

    introducir materias o formas de energa, o inducir condiciones en el agua que, de

    modo directo o indirecto, impliquen una alteracin perjudicial de su calidad en

    relacin con sus usos posteriores o con su funcin ecolgica. La contaminacin de

    las aguas es uno de los factores importantes que rompe la armona entre el hombre

    y su medio tanto a corto, como a medio y largo plazo; por lo que la prevencin y

    lucha contra ella constituye una necesidad prioritaria (Hernandez et al., 1996).

    El hombre ha utilizado las aguas no solo para su consumo, sino con el paso del

    tiempo, para su actividad y su confort, convirtiendo las aguas usadas en vehculo de

    desecho. De aqu surge la denominacin de aguas residuales. Por tanto, las aguas

    residuales son aquellas que han sido utilizadas en viviendas, industria, agricultura,

    pudindose incluir tambin las aguas de lluvia.

    Las aguas residuales de origen domstico tienen una composicin muy variada

    debido a la diversidad de factores que la afectan y a la naturaleza de la poblacin

    residente (Mujeriego, 1990). La mayor fuente de contaminacin que fluye por las

    alcantarillas domsticas tiene su origen en los excrementos humanos y animales

    (heces y orina) y en menor proporcin en las aguas resultantes del lavado de ropa,

    preparacin de alimentos y duchas. Por otra parte, las aguas pluviales o de lavado

    de calles que drenan desde las zonas urbanas aportan tambin una carga

    importante de contaminacin (arrastre de materia slida inorgnica en suspensin y

    materia orgnica soluble e insoluble) (Knobelsdorf, 2005). Las aguas residuales

    podran llegar a constituir un problema ambiental serio, no solo por el hecho de

    verter estas aguas contaminadas a los cauces de los ros y mares, si no tambin por

    el escaso aprovechamiento para diferentes usos, ocasionando una perdida

    energtica y econmica.

    La normativa aplicable para el control del vertido de las aguas residuales en

    Espaa viene recogida en el Real Decreto 509/1996 (modificado posteriormente por

    el RD 2116/98), de desarrollo del RD-Ley 11/1995 y que a su vez incorpora la

    Directiva 91/271/CEE, de 21 de Mayo. En este real decreto se impone la aplicacin

    de tratamientos a las aguas residuales urbanas (ARU) antes de su vertido a las

  • CAPITULO I.- INTRODUCCIN

    2

    aguas continentales o martimas. Por otro lado, se definen los criterios para la

    clasificacin de los puntos de vertido en "zonas sensibles" y "zonas menos

    sensibles". Por tanto, los requisitos de vertido dependern de la clasificacin del

    punto de vertido. Las aguas residuales producidas a diario debern ser recolectadas,

    transportadas y tratadas adecuadamente. Para ello, se necesita toda una

    infraestructura compuesta de alcantarillas y colectores, adems de unas

    instalaciones denominadas Estaciones Depuradoras de Aguas Residuales (EDAR).

    1.1. El proceso de fangos activos

    El proceso de fangos activos es el sistema de tratamiento biolgico ms

    habitual en la depuracin de las aguas residuales urbanas. Fue desarrollado en

    Inglaterra en 1914 por Ardern y Lockett, quienes realizaron experimentos con un

    cultivo biolgico en suspensin en un tanque aireado e introdujeron la idea de

    recircular la biomasa suspendida formada durante la aireacin. Esta suspensin fue

    llamada fangos activos y corresponda a la biomasa activa responsable del proceso

    de depuracin. Inmediatamente despus de la publicacin de su primer trabajo,

    comenzaron a desarrollarse instalaciones a gran escala en Inglaterra y en Estados

    Unidos.

    Normalmente la configuracin bsica del proceso de fangos activos consta de

    un reactor donde se mantiene en suspensin un cultivo microbiano capaz de asimilar

    la materia orgnica y otros contaminantes presentes 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

    los flculos en el reactor y permita la homogeneizacin de los fangos activos. Al

    cabo de un perodo de tiempo determinado, y una vez que el sustrato ha sido

    suficientemente oxidado, el lquido de mezcla se enva a un tanque de

    sedimentacin (decantador secundario) donde se separa el fango biolgico del agua.

    Una parte de la biomasa decantada se recircula al reactor para mantener una

    concentracin de microorganismos adecuada, mientras que el resto del fango se

    extrae del sistema para evitar una acumulacin excesiva de biomasa y controlar el

    tiempo medio de retencin celular (Knobelsdorf, 2005).

    Los primeros reactores de fangos activos fueron operados en rgimen

    discontinuo, como una unidad de "llenado-vaciado". Sin embargo, la necesidad de

    tratar grandes caudales de aguas residuales y los problemas de control de estas

  • CAPITULO I.- INTRODUCCIN

    3

    unidades (grandes descargas de caudal frente al caudal afluente, obstruccin de los

    difusores de aireacin durante la sedimentacin, operacin manual del ciclo cuando

    no se dispona de automatizacin), obligaron rpidamente a su transformacin en

    reactores de flujo continuo, abandonndose el uso generalizado de estos durante

    cerca de 50 aos (Droste, 1997).

    El proceso de fangos activos ha sido desarrollado principalmente para la

    eliminacin de materia orgnica y de nutrientes (nitrgeno y fsforo). Los

    microorganismos convierten la materia orgnica y los nutrientes en compuestos ms

    simples como dixido de carbono y agua, as como en nueva biomasa.

    1.2. El flculo como unidad fundamental estructural del fango activo

    Para que el proceso de depuracin se lleve a cabo con xito, en el tanque de

    aireacin o reactor biolgico debe formarse un flculo de tamao suficiente para

    soportar las turbulencias del agua en el sistema de agitacin y poder sedimentar

    posteriormente, obteniendo de esta forma un sobrenadante claro y libre de turbidez.

    El flculo, como unidad fundamental estructural y funcional del fango activo, est

    formado por la agregacin de partculas orgnicas e inorgnicas del agua residual

    junto con bacterias formadoras de flculo y bacterias filamentosas, todo esto en un

    proceso facilitado por la excrecin de sustancias polimricas extracelulares (SPE) de

    origen microbiano (Jenkins et al., 2004). Adems, en el floculo se encuentran

    asociadas unas comunidades de organismos superiores (protozoos y metazoos),

    que desempean un papel fundamental en la depuracin.

    Las SPE son producidas por los microorganismos por lisis celular o por

    secrecin activa (Sutherland, 2001), desempeando un papel importante en la

    formacin de los flculos como constituyente mayoritario de la fraccin orgnica

    (Frolund et al., 1996). Estas estn formados por protenas, sustancias hmicas,

    carbohidratos, cidos nucleicos y lpidos (Frolund et al., 1996; Urbain et al., 1993).

    Las SPE presentan altas concentraciones de carbohidratos y protenas durante el

    invierno (Wiln et al., 2008). Varios estudios muestran que son muy importantes

    para la fuerza, tamao y propiedades de la superficie del flculo (Mikkelsen y

    Keiding, 2000a; Sponza, 2003). Debido a la alta carga de densidad negativa de las

    SPE, los cationes juegan un papel importante en el proceso de biofloculacin. Las

    SPE actan como un ligamiento de unin de los diferentes constituyentes del flculo

    unidos por fuerzas electrostticas descritas por la teora de DLVO (Zita y

  • CAPITULO I.- INTRODUCCIN

    4

    Hermansson, 1994), ponteado por cationes multivalentes como Mg2+, Ca2+ y Fe3+

    (Keiding y Nielsen, 1997), entramado de molculas (Rijnaarts et al., 1995) e

    interacciones hidrofbicas (Urbain et al., 1993).

    En el flculo del fango activo se presentan dos niveles de estructura (Sezgin et

    al. 1978); la macroestructura y la microestructura. La microestructura la confieren

    procesos de agregacin microbiana y biofloculacin. Esta es la base de la formacin

    del flculo, ya que sin la capacidad de un organismo para adherirse a otro, nunca se

    formaran los grandes agregados de microorganismos presentes en el fango activo.

    Los mecanismos y factores que afectan a la biofloculacin han sido poco estudiados

    y comprendidos. La macroestructura de los flculos del fango activo la proporcionan

    las bacterias filamentosas, estos organismos forman una espina dorsal dentro del

    flculo donde las bacterias formadoras de flculo (microestructura) se adhieren. Por

    tanto, generan la consistencia suficiente para que puedan formarse flculos grandes

    y compactos que resistan la turbulencia del sistema de agitacin en el reactor

    biolgico. La presencia moderada de bacterias filamentosas tambin ayuda a

    capturar y mantener atrapadas partculas de pequeo tamao durante la

    sedimentacin. En un flculo ideal las bacterias filamentosas y las formadoras de

    flculo crecen en equilibrio.

    1.3. Composicin de la microbiota

    Los sistemas de tratamiento biolgico de aguas residuales se basan en la

    interaccin y el metabolismo de los microorganismos. Estos procesos dependen de

    la capacidad de la comunidad microbiana para utilizar los compuestos del agua. No

    existe un nico organismo capaz de utilizar todos los compuestos orgnicos

    presentes en las aguas residuales; por tanto, un proceso biolgico constituye un

    ecosistema diverso que se alimenta directamente del agua cruda que entra al

    sistema y que depende de la disponibilidad de O2, del pH y de las condiciones del

    licor mezcla (Knobelsdorf, 2005).

    El proceso biolgico de fangos activos se encuentra constituido por bacterias,

    protistas, hongos, algas y organismos filamentosos. Los hongos y las algas

    generalmente no tienen gran importancia dentro del proceso, mientras que los

    protistas, los organismos filamentosos y otras bacterias son los principales

    responsables de la eficiencia en el tratamiento biolgico del agua residual (Muyima

    et al., 1997). Cada una de estas poblaciones desempea un papel determinado en el

  • CAPITULO I.- INTRODUCCIN

    5

    proceso y en conjunto forman la comunidad biolgica caracterstica de los fangos

    activos (Knobelsdorf, 2005).

    Las bacterias constituyen la mayor parte de la biomasa del proceso (90-95 %

    de la biomasa existente) siendo, por tanto, el grupo dominante dentro de la

    microbiota de los fangos activos. Su pequeo tamao y su elevada relacin

    superficie/volumen favorecen el intercambio de nutrientes y catabolitos con el medio

    que los rodea. Las bacterias predominantes son quimioorganotrofas, responsables

    de la degradacin y mineralizacin de los compuestos orgnicos, tambin las hay

    quimilittrofas, capaces de oxidar el amonio y los nitritos (Fernndez-Galiano et al.,

    1996). El restante 5-10 % se encuentra formando un componente biolgico que

    incluye protistas (flagelados, sarcodinos y ciliados) y metazoos. Los protistas son,

    junto con las bacterias, los grupos de microorganismos ms importantes dentro de la

    comunidad de los fangos activos. Constituyen aproximadamente el 5% del peso

    seco de la materia en suspensin del lcor de mezcla (Bitton, 1980; Fernndez-

    Galiano et al., 1996; Serrano et al., 2008). Los rotferos eliminan bacterias dispersas

    y materia orgnica, contribuyendo a la formacin del flculo por la secrecin de

    mucus. Se les considera indicadores de un buen funcionamiento del proceso de

    depuracin, siempre y cuando no alcancen densidades excesivas. Una gran

    concentracin de rotferos indica un elevado tiempo de retencin del fango

    (Fernndez-Galiano et al., 1996).

    2. EL PAPEL DE LOS PROTISTAS

    Muchos estudios coinciden en la importancia de los protistas en las EDAR

    (Curds, 1982; Al-Shahwani y Horan, 1991; Madoni et al., 1993; Madoni, 1994;

    Salvado et al., 1995; Prez-Uz et al., 2010). Las poblaciones de protistas juegan un

    papel fundamental en el proceso de eliminacin de contaminantes por su

    participacin en las cadenas trficas, principalmente mediante procesos de

    bacterivora, la eliminacin de bacterias patgenas del licor mezcla y su contribucin

    a los procesos de biofloculacin mediante la secrecin de polmeros o la actividad

    biolgica asociada a la nutricin o al movimiento (Curds, 1963; Arregui et al., 2007,

    2008). Adems, los protistas tienen gran relevancia en el control del proceso debido

    a que son utilizados como indicadores biolgicos del mismo (Curds y Cockburn,

  • CAPITULO I.- INTRODUCCIN

    6

    1970a, b; Al-Shahwani y Horan, 1991; Madoni et al., 1993; Salvado, 1994; Salvado

    et al., 1995, Prez-Uz et al., 2010).

    Diversos autores han demostrado que la presencia de los protistas en el

    sistema proporciona una mejora en la calidad del efluente (Curds y Cockburn,

    1970b; Curds y Hawkes, 1983; Esteban et al., 1991; Al Shahwani y Horan, 1991;

    Madoni et al., 1993; Salvado et al., 1995). El mantenimiento de una elevada

    actividad metablica incide en la capacidad asimilatoria de la materia orgnica por

    las poblaciones microbianas, siendo por tanto indispensable para un buen

    funcionamiento de la EDAR. As pues, dicha comunidad debe mantenerse en

    crecimiento activo durante el proceso para optimizar el rendimiento en el tratamiento

    secundario.

    A pesar de que los protistas pueden estar involucrados en la eliminacin de la

    materia orgnica en los procesos de tratamiento (Curds y Cockburn, 1970a, b;

    Curds, 1973), una de sus funciones fundamentales es la depredacin sobre las

    poblaciones de bacterias libres. La actividad bactervora de los protistas contribuye a

    la clarificacin del efluente (Curds y Hawkes, 1983), as como a la eliminacin de

    bacterias patgenas de transmisin fecal. Curds (1992) demostr que en presencia

    de protozoos se llega a eliminar el 95 % de Escherichia coli, mientras que en

    ausencia de estos organismos el porcentaje disminuye hasta un 50 %.

    Con respecto a la determinacin de las especies de protistas bioindicadores de

    control del proceso, se han llevado a cabo diversos estudios utilizando anlisis

    estadstico multivariante para determinar la relacin existente entre diversas

    especies de ciliados con parmetros fsico-qumicos y operacionales en plantas

    piloto o en estaciones depuradoras particulares (Esteban et al., 1991; Sangjin et al.,

    2004; Senggui et al., 2004; Prez-Uz et al., 2010; Dubber y Gray, 2011) y a partir de

    los datos obtenidos en varias plantas (Al-Shahwani y Horan, 1991; Madoni et al.,

    1993; Martn-Cereceda et al., 1996). Madoni en 1994 propuso el ndice Bitico de

    Fango (Sludge biotic index-SBI), un ndice biolgico de control de la marcha del

    proceso basado en la determinacin de la abundancia de ciertos grupos de protistas

    como los pequeos flagelados, las amebas testceas y ciertos grupos de ciliados

    ssiles, reptantes, nadadores o depredadores, junto con algunas especies

    particulares de ciertas condiciones del sistema; este ndice biolgico es en la

    actualidad uno de los ms utilizados en el control rutinario de las EDAR.

  • CAPITULO I.- INTRODUCCIN

    7

    La gran mayora de estudios de bioindicacin en protistas presentes en fangos

    activos han sido llevados a cabo bajo un nmero escaso de parmetros

    operacionales y fsico-qumicos. Por un lado, existe la necesidad de la bsqueda de

    nuevas formas de expresin de los parmetros operacionales que expliquen mejor

    los cambios que se producen en la comunidad de microorganismos. Adems,

    tambin existe la necesidad de estudios que relacionen los distintos parmetros

    fsico-qumicos fraccionados del afluente al reactor y efluente del clarificador

    secundario con los microorganismos, y as establecer su influencia en los resultados

    de asociacin que ocasionan las alteraciones en el flculo y mala separacin en el

    clarificador.

    La calidad y variedad de estos datos hace interesante la aplicacin de tcnicas

    estadsticas de anlisis bivariante y multivariante para conocer la relacin entre los

    distintos componentes del sistema.

    3. BACTERIAS FILAMENTOSAS

    Las bacterias filamentosas se originan por divisin celular de ciertas especies

    bacterianas bajo condiciones especficas en el medio donde se desarrollan. La

    clulas resultantes de la divisin celular no se separan, quedando asociadas entre s

    y formando largos filamentos que en ocasiones pueden llegar a medir varios

    milmetros (Parody, 1997). Los microorganismos filamentosos son miembros junto

    con protistas y metazoos de la microbiota de las EDAR, desempeando un papel

    esencial en la formacin flocular (Madoni et al., 2000). Una presencia moderada de

    filamentos contribuye a una buena formacin de flculos, as como a la captura y al

    atrapamiento de partculas pequeas durante la sedimentacin del fango activo,

    generando as un efluente de mayor calidad.

    El sistema de identificacin convencional para las bacterias filamentosas ms

    frecuentes en fangos activos fue publicado por Eikelboom en 1975. Posteriormente

    Eikelboom y van Buijsen (1983) y Jenkins et al. (1993), desarrollaron unas claves de

    identificacin dicotmicas en funcin de una serie de caractersticas morfolgicas y

    una reactiva a las tinciones diferenciales clsicas. De esta forma, las bacterias

    filamentosas fueron agrupadas bajo caractersticas comunes (morfotipos),

    establecindose su denominacin principalmente con un cdigo de cuatro cifras

  • CAPITULO I.- INTRODUCCIN

    8

    precedido por la denominacin tipo y en algunos casos a nivel de gnero. Las

    versiones ms actualizadas, Eikelboom (2000, 2006) y Jenkins et al. (2004), son una

    modificacin de las claves de identificacin de Eikelboom y van Buijsen (1983)

    donde se recogen las bacterias filamentosas mas frecuentes en fangos activos. El

    uso de estas claves de identificacin se encuentra limitado debido a que la

    morfologa y las respuestas a las diferentes tinciones diferenciales pueden variar en

    virtud del amplio abanico de factores ambientales a los que se encuentran

    sometidas. En sistemas industriales de fangos activos se pueden encontrar incluso

    distintos morfotipos de bacterias filamentosas (Seviour, 1999; Eikelboom, 2006).

    El empleo en los ltimos aos de tcnicas moleculares que determinan las

    secuencias del gen 16S rDNA (Seviour y Blackall, 1999), aplicadas al estudio de las

    bacterias filamentosas, est comenzando a determinar la verdadera relacin

    evolutiva entre las bacterias y a establecer su estado filogentico. La tcnica de

    hibridacin in situ con sondas de 16S rDNA marcadas con fluorocromos (FISH) es

    una de las tcnicas moleculares ms conocidas que permite, mediante microscopa

    de fluorescencia, identificar los microorganismos en muestras en su medio natural

    (Bjornssom et al., 2002). Esta tcnica, se basa en la hibridacin directa de la

    bacteria a identificar con una sonda complementaria de una regin del gen 16S o

    23S ARN ribosmico, que previamente se ha diseado para que sea especfica de la

    bacteria que se va identificar. Aunque actualmente ya existen sondas de ADN

    especficas de bacterias filamentosas en el fango activo (Seviour et al. 2010), aun

    quedan un gran nmero de estas por desarrollar.

    La proliferacin excesiva de bacterias filamentosas genera problemas de

    explotacin y causa serios problemas de separacin en el clarificador. Estos

    problemas pueden ser clasificados en dos grandes grupos, que pueden aparecer de

    forma separada o conjunta; esponjamiento o bulking y espumacin o foaming. En el

    caso del bulking las bacterias filamentosas pueden formar filamentos de gran

    longitud, ocasionando puentes interfloculares, y las bacterias de escasa longitud,

    capaces de formar gran nmero de estos, originan una estructura flocular abierta y

    disgregada. En ambos casos se dificulta la bioagregacion, provocando una velocidad

    de sedimentacin lenta del licor mezcla en el clarificador secundario, y por tanto,

    riesgo de perdida de biomasa principalmente en las puntas de caudal afluente a la

    EDAR. En el caso del foaming, los agregados de bacterias filamentosas se unen con

  • CAPITULO I.- INTRODUCCIN

    9

    burbujas de aire del reactor y partculas del flculo, formando espumas con aspecto

    creo en la superficie del tanque de aireacin y/o clarificador secundario (Madoni et

    al., 2000). En tal caso, pueden producirse prdidas de biomasa en el efluente tratado

    y generar malos olores por acumulacin de espumas en superficie.

    La identificacin correcta de las bacterias filamentosas presentes es primordial

    en el control del proceso de explotacin de la EDAR. Recientemente los estudios

    sobre la comunidad bacteriana del fango activo han ido encaminados sobretodo en

    una lnea claramente taxonmica y fisiolgica. Por el contrario, los estudios de

    asociacin con los parmetros operacionales y fsico-qumicos en fangos activos

    son menos numerosos que en el caso de los protistas. Estos se encuentran

    principalmente recogidos en Jenkins et al. (2004), Eikelboom (2000, 2006), Tandoi et

    al., 2005 y Seviour et al. (2010).

    4. PARMETROS BSICOS DE CONTROL OPERACIONAL

    La carga msica (CM) y la edad del fango (EF) son los parmetros

    operacionales bsicos de diseo ms utilizados en el control y seguimiento de las

    EDAR.

    La CM representa la demanda bioqumica de oxgeno en 5 das (DBO5) que

    llega diariamente al tratamiento biolgico en relacin con la masa de fangos en el

    reactor, expresada en forma de slidos suspendidos del licor mezcla (SSLM). Se

    puede definir en funcin de los slidos voltiles (SSVLM), en tal caso representa una

    aproximacin de la relacin alimento/microorganismos, ya que los SSVLM tambin

    incluye los voltiles inertes. La limitacin ms importante de este parmetro

    operacional se encuentra en el tiempo necesario para el clculo de la DBO5 (5 das),

    hacindolo poco operativo y prctico en la EDAR, pues no permite realizar

    maniobras en planta con suficiente antelacin. La demanda qumica de oxgeno

    (DQO) en ocasiones puede ser utilizada para estimar la DBO5 despus de una

    operacin fsica unitaria como la decantacin primaria. A estas limitaciones hay que

    aadir la falta de estudios sobre la inercia que produce la CM sobre los cambios en

    la biota y estructura flocular del fango activo. Salvad y Gracia (1993) relacionaron

    las variaciones de la estructura de la comunidad de protozoos con el promedio de la

    CM de los dos das anteriores al recuento de las especies presentes en el fango

    activo.

  • CAPITULO I.- INTRODUCCIN

    10

    La EF representa la relacin expresada en das entre la masa de fango en el

    reactor y la masa de fangos eliminada diariamente de la instalacin. Dicho

    parmetro da una idea acerca del tiempo de retencin de los microorganismos en la

    EDAR, ya que estos siguen un ciclo desde que son decantados y recirculados al

    reactor, hasta que salen por la corriente de purga de fangos en exceso. Aunque la

    frmula para el clculo de la EF es bien conocida, su interpretacin biolgica y

    clculo en determinadas situaciones sigue siendo poco conocido en el sector de la

    explotacin. Actualmente la EF tiene ms utilidad para el diseo de estaciones

    depuradoras que para el control rutinario en las EDAR, determinando al final que la

    estrategia principal sea establecer un rgimen de purgas de fangos en exceso hasta

    mantener la concentracin deseada de SSLM en el reactor. Uno de los problemas

    aparece cuando no se purgan fangos durante un da. Si en estos casos tenemos en

    cuenta para su clculo la concentracin de slidos suspendidos totales (SST) del

    efluente de decantacin secundaria, obtendremos valores de EF muy elevados e

    incongruentes. En estos casos, algunos responsables de explotacin optan

    errneamente por solucionar el problema sumando das naturales sin purga a la

    ltima EF calculada en condiciones normales, o realizar un promedio de las EF de

    los das previos hasta obtener un valor razonable. Una posible solucin puntual

    prctica se basa en el clculo, a partir del sumatorio de las variables de su frmula,

    relativo a un nmero de das previos que evite datos incongruentes debido a los das

    sin purga de fangos en exceso (p.e; EF3 = 3 das, EF7 = 7 das) (Zornoza et al.,

    2011). A pesar de la sencillez que esta solucin puntual, una de las asignaturas

    pendientes sera conocer cual de todas esas edades de fango (EF1, EF2, EF3,

    EF4) es la que mejor se asocia con los cambios en la estructura flocular y la

    estabilidad de las poblaciones de protistas, metazoos y bacterias. Es decir, lo

    interesante desde el punto de vista del control del proceso es conocer el nmero de

    das posteriores que el responsable de explotacin ha de tener en cuenta para

    obtener un valor de EF lo suficientemente representativo para que, modificndolo a

    travs de cualquier variable, exista una alta probabilidad de producir los cambios

    deseados en el proceso biolgico. Salvad (1994) estudi el efecto de la EF en la

    poblacin de protistas basado en la propuesta de un modelo matemtico.

    Las variables CM y EF conceptualmente guardan entre si una relacin inversa.

    Este concepto contrapuesto es posible entenderlo a partir de las frmulas aplicadas

    para su clculo, es decir, al reducir las purgas de fangos en exceso se eleva la

  • CAPITULO I.- INTRODUCCIN

    11

    concentracin de SSLM y la EF, disminuyendo as la CM al incrementarse el valor

    del denominador en su frmula. Por tanto, se esperara una evolucin inversa y

    proporcional de ambos parmetros, siempre que se considere que la carga

    contaminante y la temperatura a la cual se produce la oxidacin biolgica, no varen

    con el tiempo. Estas condiciones no suelen darse en plantas de tratamiento a escala

    real, siendo la realidad algo distinta (Zornoza et al., 2010). El sustrato puede variar

    en un espacio corto (das) o largo de tiempo (meses) y la temperatura puede fluctuar

    en mayor o menor grado en funcin de la estacionalidad y de la situacin geogrfica

    de las EDAR.

    5. EL PROCESO DE NITRIFICACIN

    La presencia de nitrgeno en las descargas de aguas residuales puede ser

    indeseable por varias razones: el amoniaco libre es txico para los peces y muchos

    otros organismos acuticos y el nitrgeno amoniacal ejerce una demanda de

    oxgeno muy elevada pudiendo agotar el oxgeno disuelto de la masa de agua. La

    toxicidad del amoniaco en solucin es directamente atribuible a la especie NH3.

    Para conseguir la eliminacin del nitrgeno amoniacal de las ARU se necesita

    la generacin en el proceso biolgico de microorganismos especficos, dando lugar

    al proceso de nitrificacin. Los nitratos generados en este pueden ser reducidos a

    nitrgeno gas (N2) a travs del proceso biolgico de desnitrificacin, completndose

    de esta forma el ciclo completo de eliminacin biolgica del nitrgeno de las ARU.

    La nitrificacin biolgica consiste en la oxidacin del in amonio a nitrito y

    posteriormente a in nitrato. Durante este proceso, un grupo de bacterias

    quimiolittrofas, las bacterias oxidantes de amonio (BOA), arqueas oxidantes de

    amonio (AOA) y las bacterias oxidantes de nitritos (BON) realizan una respiracin

    aerbica dependiente de oxgeno. Las reacciones de oxidacin de amonio y nitritos

    son (Gerardi, 2002):

    NH4+ + 1.5 O2 NO2- + 2H+ + H2O + energa

    NO2- + 0.5O2 NO3- + energa

    BON

    BOA/AOA

  • CAPITULO I.- INTRODUCCIN

    12

    Los iones amonio y el amoniaco son compuestos reducidos del nitrgeno. En el

    proceso de nitrificacin es el in amonio el que es oxidado durante la nitrificacin. Las

    cantidades de ambos en el tanque de aireacin dependen de los rangos de

    temperatura (10C - 20C) y pH (7 - 8.5). Bajo estas condiciones operacionales, cerca

    del 95% de estos compuestos se encuentra en forma de amonio (Gerardi, 2002).

    La nitrificacin es un proceso clave en el ciclo del nitrgeno en muchos

    ecosistemas. Por ejemplo, en los ecosistemas terrestres este proceso es de crucial

    importancia debido a que, a largo plazo, regula directa o indirectamente el balance del

    nitrgeno inorgnico en el suelo, la lixiviacin del nitrato en las aguas subterrneas y la

    emisin de xidos de nitrgeno (NOx) desde el suelo (Attard et al., 2010).

    El nitrgeno presente en las aguas residuales urbanas generalmente se

    encuentra en forma de amonio, urea, cido rico, protenas, azcares aminados y

    aminas, entre otros. Gracias a la accin bacteriana el nitrgeno orgnico es

    transformado a in amonio. Como consecuencia de la actividad de los

    microorganismos proteolticos las protenas son degradadas hasta aminocidos, y a su

    vez la degradacin de los aminocidos para formar amonio es realizada por los

    organismos amonificantes (Cataln, 1997). El in amonio o los nitratos pueden ser

    tambin asimilados por las algas para la sntesis de material celular. El compuesto

    orgnico con mas nitrgeno es la urea, la cual es hidrolizada por la enzima ureasa a

    amonaco y anhdrido carbnico, por lo tanto, la liberacin del amoniaco se produce

    antes de llegar las aguas residuales a la EDAR (Cataln, 1997). Cuando un organismo

    muere, el nitrgeno de los aminocidos se transforma en amoniaco a travs del

    proceso de amonificacin:

    R-NH2-(CH2)-COOH NH3 + CO2 + H2O

    Este proceso reintroduce el amoniaco o el in amonio en el ciclo del nitrgeno.

    Para completar el ciclo los iones nitrito y nitrato son convertidos a N2 o N2O mediante

    la accin de las bacterias desnitrificantes (Cataln, 1997).

    5.1. Bacterias nitrificantes

    Las bacterias nitrificantes viven en una gran variedad de hbitats, incluyendo

    agua dulce (agua potable y aguas residuales), agua de mar, agua salobre y en el

    suelo. Las principales especies presentes en los fangos activos son auttrofas, es

  • CAPITULO I.- INTRODUCCIN

    13

    decir, utilizan el dixido de carbono o carbono inorgnico como fuente de carbono para

    la sntesis de material celular. Por cada molcula de dixido de carbono asimilado, se

    oxidan aproximadamente 30 molculas del in amonio o 100 molculas de nitrito.

    Debido a la gran cantidad de iones amonio y nitrito necesarios para asimilar dixido de

    carbono, las bacterias nitrificantes tienen una velocidad de crecimiento muy baja

    (Gerardi, 2002).

    El trmino nitrificacin, como se explic anteriormente, se refiere a la oxidacin

    secuencial aerbica del amonio a nitrito y luego a nitrato. Estos dos pasos son

    catalizados por organismos procariotas quimiolittrofos; BOA, AOA y BON. Hasta el

    momento no se han encontrado bacterias capaces de realizar ambos procesos

    metablicos a la vez (Daims et al., 2009).

    5.1.1. Bacterias Oxidantes de Amonio (BOA)

    Filogenticamente las BOA se limitan a dos linajes diferentes de Proteobacterias,

    la mayora son Betaproteobacterias, incluyendo Nitrosomonas y Nitrosospira. En la

    mayora de las EDAR, el amonio es oxidado por las BOA del gnero Nitrosomonas,

    que incluyen a las especies N. europaea, N. eutropha, N. mobilis y N. oligotropha. En

    los fangos activos, en los flculos y en la biocapa, las BOA pertenecientes al gnero

    Nitrosomonas generalmente forman agregados celulares esfricos y compactos. Las

    BOA del gnero Nitrosospira se han detectado ocasionalmente en las EDAR, pero

    stas se encuentran comnmente en hbitats terrestres y juegan un papel de menor

    importancia para el tratamiento de aguas residuales (Daims et al., 2009).

    5.1.2. Bacterias Oxidantes de Nitrito (BON)

    Las BON se engloban en cuatro gneros; Nitrobacter, Nitrococcus, Nitrospina y

    Nitrospira (Mota et al., 2005). En la mayora de las EDAR las BON dominantes

    pertenecen al gnero Nitrospira y Nitrobacter (Wagner et al., 1996; Mota et al., 2005).

    Las bacterias del gnero Nitrospira son de crecimiento lento, muy difciles de cultivar en

    el laboratorio y forman agregados esfricos o irregulares.

    El gnero Nitrobacter parece desempear un papel menor en las EDAR con

    concentraciones de nitrito medias. Sin embargo hay presencia de Nitrobacter en

    reactores que contienen elevadas concentraciones de nitritos (Daims et al., 2001). Esto

    puede deberse a que Nitrobacter prospera en aguas con concentraciones altas de

  • CAPITULO I.- INTRODUCCIN

    14

    oxgeno y de nitritos, al contrario que Nitrospira que se adapta mejor a concentraciones

    bajas de nitrito y de oxgeno disuelto (Schramm et al., 1999).

    5.2. Factores que afectan a la nitrificacin

    El proceso de nitrificacin es un paso crtico en la depuracin de ARU, debido a la

    baja tasa de crecimiento de las bacterias nitrificantes y a la extremada sensibilidad a

    los cambios del sistema y a sustancias inhibidoras que impiden su crecimiento y su

    actividad. A continuacin se presentan los factores que afectan a la nitrificacin (Bitton,

    1994; Gonzlez et al., 2010).

    5.2.1. Temperatura

    La temperatura es el factor operacional ms influyente en el crecimiento de las

    bacterias nitrificantes. Hay una importante reduccin en la velocidad de nitrificacin con

    la disminucin de la temperatura, por el contrario, la tasa de crecimiento de las

    bacterias nitrificantes aumenta considerablemente con la temperatura dentro del rango

    de 8C a 30C, con un aumento del 10 % por cada incremento de 1C en el gnero

    Nitrosomonas (Gerardi, 2002). En general, la velocidad del proceso disminuye mucho

    para valores bajos de temperatura, siendo muy difcil que se lleve a cabo la

    nitrificacin. En estas condiciones es necesario operar con EF altas para que pueda

    llevarse a cabo el proceso de manera eficaz (Gonzlez et al., 2010). Por debajo de los

    10 C la tasa de nitrificacin cae de forma brusca. Por encima de los 10C la

    nitrificacin aumenta casi de forma proporcional a la temperatura. Las bacterias del

    gnero Nitrosomonas aisladas de los fangos activos tienen una tasa de crecimiento

    ptimo a 30C, por tanto, generalmente esta se considera la temperatura ideal para el

    proceso de nitrificacin. Por debajo de los 4C no hay crecimiento de Nitrosomonas ni

    de Nitrobacter (tabla 1) (Gerardi, 2002).

    Tabla 1 - Efecto de la T en el proceso de nitrificacin (Gerardi M, 2002).

    Temperatura Efecto sobre la nitrificacin

    > 45C Se para al nitrificacin

    28 32C Rango de T ptimo

    16C Aproximadamente el 50% de la velocidad ptima

    10 C Reduccin significativa de la velocidad de nitrificacin. 20% de la velocidad ptima > 5C Se para la nitrificacin

  • CAPITULO I.- INTRODUCCIN

    15

    Debido a la disminucin de la actividad y la reproduccin de bacterias nitrificantes

    a bajas temperaturas, se hace necesario para mejorar la efectividad del proceso un

    aumento del tiempo de retencin celular (TRC) (tabla 2).

    Tabla 2 - T y TRC requerido para la nitrificacin (Gerardi, 2002).

    Temperatura Tiempo de retencin celular

    10C 30 das

    15C 20 das

    20C 15 das

    25 C 10 das

    30C 7 das

    La inhibicin por temperaturas bajas es mayor para Nitrobacter que para

    Nitrospira, siendo comn que los iones nitrito se acumulen a bajas temperaturas

    (Gerardi, 2002).

    5.2.2. Alcalinidad y pH

    El pH influye sobre la tasa de crecimiento de las bacterias nitrificantes. Se ha

    observado que la tasa mxima de nitrificacin se produce entre valores de 7.2 a 9.0

    aproximadamente, a valores inferiores a 6.5 la velocidad de nitrificacin se reduce de

    forma brusca (Gonzlez et al., 2010).

    La alcalinidad se define como la capacidad que tiene un agua de neutralizar

    cidos, debido principalmente a su contenido en bicarbonatos (HCO3-), carbonatos

    (CO32-) e hidrxidos (OH-) de calcio, magnesio y sodio. Generalmente las aguas

    residuales son alcalinas, reciben su alcalinidad de las aguas potables, compuestos

    presentes en las infiltraciones de las aguas subterrneas y qumicos procedentes del

    sistema de alcantarillado (Gerardi, 2002). La alcalinidad disminuye durante el proceso

    de nitrificacin, debido a que esta es utilizada como fuente de carbono por las bacterias

    nitrificantes y por la generacin de iones hidrgeno (H+) y de iones nitrito durante el

    proceso (Gerardi, 2002).

    NH4+ + 1.5O2 (Nitrosomonas) 2H+ + NO2- +2H2O

    En la generacin de iones hidrgeno durante la oxidacin del amonio tambin se

    produce cido nitroso (HNO2), con el resultado de una disminucin de la alcalinidad. La

  • CAPITULO I.- INTRODUCCIN

    16

    cantidad de cido nitroso y de iones nitrito producidos depende del pH del tanque de

    aireacin (Gerardi, 2002).

    H+ + NO2- HNO2

    En la tabla 3 se muestra como afecta los diferentes rangos de pH en el proceso

    de nitrificacin.

    Tabla 3 - pH y nitrificacin (Gerardi, 2002).

    pH Impacto en la nitrificacin

    4.0 4.9 Presencia de bacterias nitrificantes. Ocurre nitrificacin organotrfica

    5.0 6.7 Nitrificacin por bacterias nitrificantes. Velocidad de nitrificacin lenta

    6.7 7.2 Nitrificacin por bacterias nitrificantes. Velocidad de nitrificacin aumenta

    7.2 8.0 Nitrificacin por bacterias nitrificantes Velocidad de nitrificacin constante.

    5.2.3. Necesidades de oxgeno

    La concentracin de oxgeno disuelto (OD) puede convertirse en un factor

    limitante, debido a que la velocidad de crecimiento de las bacterias nitrificantes

    auttrofas se reduce significativamente a concentraciones bajas de OD (Gonzlez et

    al., 2010). La concentracin ptima de OD para lograr una buena nitrificacin se sita

    en 2-3 mg/L (tabla 4).

    Tabla 4 - Influencia del OD en la nitrificacin.

    Concentracin de OD Nitrificacin alcanzada

    < 0.5 mg/L Muy poca nitrificacin, si ocurre

    0.5 1.9 mg/L Nitrificacin ineficiente

    2.0 2.9 mg/L Nitrificacin significativa

    3 mg/L Mxima nitrificacin

    Los factores responsables de la limitacin de OD para la nitrificacin son la falta

    de difusin de oxgeno a travs de los flculos y la competencia por el oxgeno por

    parte de otros organismos aerobios. El aumento de la concentracin de OD puede

    acelerar la nitrificacin, permitiendo una mejor penetracin de este en las partculas del

    flculo, y por tanto, su acceso a las bacterias nitrificantes (Gerardi, 2002).

  • CAPITULO I.- INTRODUCCIN

    17

    El OD debe estar bien distribuido en el tanque de aireacin y su nivel no se

    recomienda que sea inferior a 2 mg/L. Para oxidar 1 mg de amonio son necesarios 4.6

    mg de O2 (Bitton, 1994). La cantidad de OD afecta a la actividad de las bacterias

    nitrificantes en funcin de la temperatura. Se observ en un reactor a bajas

    temperaturas que, incrementando la concentracin de OD desde 0.7 a 3.0 mg/L, el

    efecto en la capacidad de eliminacin de nitrgeno fue muy pequeo debido a la

    escasa actividad de las bacterias durante los meses de invierno (Wang et al., 2010).

    Yen et al., (2010) observaron en estudios llevados a cabo en un fermentador continuo

    que el porcentaje de BON del total de la comunidad bacteriana se increment de casi

    el 0% al 30% cuando aumentaron los niveles de OD desde 0.15 mg/L a 0.5 mg/L,

    mientras que el porcentaje de las BOA cambi muy poco en las distintas fases. Por

    tanto, los niveles bajos de OD pueden lograr una nitrificacin parcial.

    5.2.4. Concentracin de amonio y nitrito

    Los nutrientes pueden afectar y limitar la sntesis celular y el crecimiento

    bacteriano. Los principales nutrientes inorgnicos necesarios para los microorganismos

    son: N, S, P, K, Mg, Ca, Fe, Na, Cl (Madigan et al., 2009).

    El crecimiento de las BOA y BON siguen la cintica de Monod y dependen de las

    concentraciones de amonio y de nitrito respectivamente (Bitton, 1994).

    5.2.5. La relacin entre la Demanda Bioqumica de Oxgeno (DBO5) y el

    Nitrgeno Kjeldahl Total (NKT)

    El agua residual afluente al proceso de fangos activos contiene una elevada

    concentracin de materia orgnica y otros nutrientes que proveen a las bacterias de

    carbono y energa necesarias para su metabolismo, crecimiento y reproduccin. La

    Demanda Bioqumica de Oxgeno (DBO) incluye la total (DBOt), partculada (DBOp),

    soluble (DBOs), coloidal (DBOc), carbonosa (cDBO) y nitrogenada (nDBO) (Gerardi,

    2002).

    Las reacciones bioqumicas de esta actividad metablica se resumen en

    reacciones de sntesis de material celular y crecimiento as como reacciones

    catablicas de degradacin de sustratos oxidables para la produccin de la energa

    necesaria en los procesos biosintticos. En estas reacciones las bacterias consumen

    oxgeno hasta que el sustrato disponible se agota, comenzando la fase de

  • CAPITULO I.- INTRODUCCIN

    18

    metabolismo endgeno, caracterizado por un consumo mnimo de oxgeno. La DBO

    mide el consumo de oxgeno en una muestra debido a estas reacciones.

    La DBO no slo proporciona energa para las bacterias quimioorganotrofas y las

    bacterias nitrificantes (quimiolittrofas) sino que tambin proporciona energa para las

    formas de vida ms complejas en el proceso de fangos activos, incluyendo los protistas

    y metazoos.

    La fraccin de organismos nitrificantes disminuye al aumentar la proporcin

    DBO5/NKT. En procesos combinados de eliminacin de carbono y de nitrgeno esta

    proporcin es superior a 5, mientras que en los procesos en los que se separan ambos

    procesos, en la etapa de nitrificacin la proporcin es superior a 3 (Bitton, 2011).

    5.2.6. Compuestos txicos

    Las bacterias nitrificantes son muy sensibles a numerosas sustancias txicas que

    pueden inhibir su crecimiento, provocando una disminucin en la tasa de nitrificacin o

    produciendo una elevada toxicidad que interrumpe completamente el proceso de

    nitrificacin a causa de la muerte de las bacterias implicadas (Bitton, 1989).

    Los compuestos orgnicos ms txicos para las bacterias nitrificantes son el

    cianuro, tiourea, fenoles, anilinas y metales pesados como plata, mercurio, nquel,

    cromo, cobre y zinc (Bitton, 1994). La inhibicin es temporal, en cambio la toxicidad se

    refiere a la prdida permanente de la actividad enzimtica o a daos irreversibles en la

    estructura celular. Aunque las bacterias nitrificantes pueden superar la inhibicin

    aclimatndose y de este modo reparar los sistemas daados de la enzima, la inhibicin

    crnica puede reducir significativamente la tasa de crecimiento de las bacterias, lo que

    genera un "lavado" de la poblacin a travs de la prdida de bacterias en el efluente

    del decantador secundario o de la purga de fangos en exceso (Gerardi, 2002).

    Debido a la pequea cantidad de energa disponible para la aclimatacin, las

    bacterias nitrificantes son sensibles a muy bajas concentraciones de residuos

    inorgnicos y residuos orgnicos ( tabla 5).

  • CAPITULO I.- INTRODUCCIN

    19

    Tabla 5 - Concentraciones inhibidoras de algunos residuos inorgnicos y orgnicos (Gerardi, 2002).

    Residuo inorgnico Concentracin (mg/L) Residuo orgnico Concentracin

    (mg/L)

    Cromo hexavalente 0.25 Alcohol allico 20.0

    Cromo trivalente 0.05 Anilina 8.0

    Cobre 0.35 Cloroformo 18.0

    Cianuro 0.50 Mercaptobenzotiazol 3.0

    Mercurio 0.25 Fenol 6.0

    Niquel 0.25 Escatol 7.0

    Plata 0.25 Tioacetamida 0.5

    Sulfato 500 Tiourea 0.1

    Zinc 0.30

    Wells et al. (2009) observaron que a pesar de que el cromo, nquel, mercurio,

    cadmio, zinc y cobre han demostrado tener efectos inhibitorios sobre la actividad de las

    BOA en cultivo puro y mixto, slo el cromo y el nquel tienen una correlacin

    significativa con la variabilidad de BOA.

    La procesos de eliminacin biolgica de nutrientes han adquirido recientemente

    un especial inters debido a la reciente ampliacin de zonas sensibles a

    eutrofizacin (resolucin 2006) desde 5 hasta 25 millones de habitantes equivalentes

    (h.e), que conlleva la eliminacin de nitrgeno y fsforo bajo los requerimientos de la

    directiva 271 de 1991 (Larrea, 2010). Existen estudios que relacionan de una forma

    independiente la influencia de algunos parmetros operacionales y fsico-qumicos

    en el proceso de nitrificacin. Sin embargo, la eficiencia del proceso en las EDAR es

    el resultado de la interaccin de todos estos factores sobre la poblacin de bacterias

    nitrificantes. Esto ocasiona que se puedan dar situaciones muy diferentes que hacen

    que cada EDAR se comporte de una forma nica y distinta de las dems. Se hace

    necesario en este sentido estudios especficos en plantas depuradoras a escala real

    para estudiar la influencia conjunta de todas las variables sobre el proceso de

    nitrificacin.

  • OBJETIVOS

  • CAPITULO II.- OBJETIVOS

    20

    CAPTULO II.- OBJETIVOS

    La depuracin de aguas residuales por el sistema de fangos activos es un

    proceso biotecnolgico donde intervienen multitud de variables; fsico-qumicas,

    biolgicas y operacionales de control del proceso. Los estudios realizados en plantas

    depuradoras a escala real son escasos, especialmente aquellos anlisis que integran

    todos los componentes que interaccionan en el sistema. Los resultados del presente

    trabajo han sido obtenidos a partir de muestras procedentes de la EDAR QB, y se

    incluyen en el proyecto ESTUDIO INTEGRADO DEL PROCESO DE FANGOS ACTIVOS. Este

    tiene como objetivo general, desde una visin integrada del sistema y tomando como

    base la metodologa de los estudios realizados en bioindicacin, avanzar en el

    conocimiento del proceso de fangos activos (el sistema ms extendido para el

    tratamiento de las aguas residuales urbanas) aportando nuevos datos para su

    optimizacin y biomonitorizacin. Por tanto, en base al anlisis bivariado, en el

    presente trabajo se plantean los siguientes objetivos especficos:

    1. Estudio de la relacin entre la carga msica y la edad del fango.

    2. Bsqueda de nuevas formas de expresin de la carga msica y edad del

    fango que expliquen mejor la dinmica del ecosistema de fangos activos.

    3. Estudio de la relacin entre los parmetros fsico-qumicos del licor mezcla

    y el resto de variables operacionales.

    4. Estudio del grado de asociacin e interpretacin del fraccionamiento del

    afluente y efluente en relacin con las variables biolgicas.

    5. Estudio del grado de asociacin de los distintos estados y rendimientos del

    nitrgeno en el efluente con parmetros operacionales, fsico-qumicos y

    biolgicos.

    6. Estudio de la dinmica de la comunidad de protistas, metazoos y bacterias

    filamentosas y bsqueda de bioindicadores del proceso.

  • MATERIALES Y MTODOS

  • CAPITULO III.- MATERIALES Y MTODOS

    21

    CAPTULO III.- MATERIALES Y MTODOS

    1. TOMA DE MUESTRAS

    La EDAR QB, localizada en la Comunidad Valenciana (figura 1), trata un caudal

    de 39.748 m3/da (datos EPSAR 2010) de agua residual urbana e industrial con una

    poblacin servida de 141.689 h.e. Cuenta con un proceso biolgico que se

    desarrolla en 4 reactores AO de geometra rectangular (75 x 20 x 4,5 m) (figura 2).

    Fig. 1 Vista area de la EDAR QB

    Fig. 2 Diagrama de bloques de la EDAR QB.

  • CAPITULO III.- MATERIALES Y MTODOS

    22

    Se han llevado a cabo campaas de muestreo del afluente, efluente y licor

    mezcla durante 1 ao con una frecuencia quincenal desde Diciembre de 2008 hasta

    Diciembre de 2009. En la figura 3 se ha representado el esquema de cada campaa

    indicndose la duracin, origen y tipo de muestra. Cada una ha tenido una duracin

    de 4 das repartidos de la siguiente forma; en los tres primeros das (1, 2 y 3) se

    muestre afluente al reactor, y en el tercer da (3) se muestre, adems, efluente

    del decantador secundario. Las muestras fueron compuestas, obtenidas a partir de

    la mezcla de muestras simples horarias en relacin al caudal. En el cuarto da (4) se

    tom una muestra de licor mezcla en el reactor biolgico, siendo esta de tipo simple

    y de carcter puntual a la salida del mismo. Para la determinacin de coliformes

    fecales y Escherichia coli se tomaron muestras simples (puntual) de afluente al

    reactor y efluente decantador secundario, teniendo en cuenta el tiempo de retencin

    hidrulico en el sistema.

    Da 1 2 3 4

    Muestra Afluente al reactor Afluente al reactor y efluente

    decantador secundario Licor mezcla

    Tipo de muestra Compuesta (horaria) Simple (puntual)

    Fig. 3 Esquema de la campaa de muestreo.

    2. PARMETROS FSICO-QUMICOS Y BIOLGICOS

    Los das 1 y 2 se analizaron en el afluente al reactor DQO, DQO soluble

    (DQOs) y DBO5, mientras que el da 3 se llev a cabo un anlisis fsico-qumico

    completo del afluente y efluente (tablas 6 y 7). El objetivo del primer anlisis fue

    estudiar la influencia de la carga orgnica y del segundo establecer el rendimiento

    del proceso biolgico. El da 4 se procedi al anlisis del licor mezcla. Los

    parmetros se han determinado siguiendo los procedimientos normalizados (APHA

    1998). La fraccin filtrada se ha obtenido a travs de un filtro de lana de vidrio

    (Whatman GF/C), con un tamao nominal de poro de 1.2 m, y la fraccin soluble se

    obtuvo a travs de un filtro de 0.45 m (Grady, 1989) (tabla 8). Aunque el dimetro

    de las partculas coloidales est comprendido entre 0.001-1.2 m (Metcalf & Eddy,

    1991), se tuvieron en cuenta para el fraccionamiento aquellas comprendidas entre

    0.45-1.2 m. El ndice volumtrico de fango (IVF) y su forma diluida (IVFD) fueron

  • CAPITULO III.- MATERIALES Y MTODOS

    23

    calculados segn los procedimientos descritos en Jenkins et al. (2004). La

    concentracin de coliformes fecales y Escherichia coli ha sido expresada como

    unidades formadoras de colonias (ufc) y una escala ordinal basada en el

    exponencial de su concentracin.

    Tabla 6 Parmetros fsico-qumicos y biolgicos determinados en el afluente al reactor y efluente decantador secundario.

    Afl. reactor Efl. dec. secundario Parmetros Abreviatura Ud Da 1,2 Da 3 Da 3

    pH - Ud. - x - Conductividad - S/cm - x - Slidos en Suspensin Totales SST mg/L - x x Slidos en Suspensin Voltiles Totales SSVT mg/L - x x Demanda Qumica de Oxgeno DQO mg/L x x x Demanda Qumica de Oxgeno soluble DQOs mg/L x x x Demanda Qumica de Oxgeno particulada suspendida

    DQOps mg/L - x x Demanda Qumica de Oxgeno particulada coloidal

    DQOpc mg/L - x x Demanda Bioqumica de Oxgeno a 5 das DBO5 mg/L x x x Demanda Bioqumica de Oxgeno filtrada a 5 das DBO5 f mg/L - x x Demanda Bioqumica de Oxgeno particulada 5 das DBO5p mg/L - x x Nitrgeno total NT mg/L - - x Nitrgeno total soluble NTs mg/L - - x Nitrgeno Kjeldhal Total NKT mg/L - x x Nitrgeno Kjeldhal Total soluble NKTs mg/L - x x Nitrgeno orgnico soluble N-orgs mg/L - x x Nitrgeno orgnico particulado N-orgp mg/L - x x Nitrgeno amoniacal N-NH4+ mg/L - x x Nitrgeno nitrico N-NO3- mg/L - - x Nitrgeno ntroso N-NO2- mg/L - - x Fsforo total PT mg/L - x x Fsforo total soluble PTs mg/L - x x Fsforo orgnico soluble P-orgs mg/L - x x Fsforo orgnico particulado P-orgp mg/L - x x Fsforo del ortofosfato P-PO43- mg/L - x x Tensioactivos aninicos TA mg/L - x x Nquel (mg/L) - mg/L - - x Zinc (mg/L) - mg/L - - x Fenoles (mg/L) - mg/L - - x Sulfatos (mg/L) - mg/L - - x Cloruros (mg/L) - mg/L - - x Coliformes fecales Cfec Ufc - x x Escherichia coli Ecoli Ufc - x x

  • CAPITULO III.- MATERIALES Y MTODOS

    24

    Tabla 7 Parmetros fsico-qumicos determinados en el licor mezcla.

    Licor mezcla

    Parmetros Abreviatura Ud. Dia 4

    pH pHLM ud. x Conductividad CondLM mS/cm x Temperatura rector Tr C x Slidos en Suspensin del Licor mezcla SSLM mg/L x Porcentaje Slidos en Suspensin Voltiles del Licor mezcla %SSVLM % x Sedimentabilidad del licor mezcla a 30 minutos V30 mL/L x ndice Volumtrico de Fango IVF mL/g x ndice Volumtrico de Fango Diluido IVFD mL/g x Nitrgeno total del Licor Mezcla NTLM mg/g SSVLM x Fsforo total del Licor Mezcla PTLM mg/g SSVLM x Demanda Qumica de Oxgeno del Licor Mezcla DQLM g/g SSVLM x

    Tabla 8 Dimensiones utilizadas de los slidos suspendidos y coloidales.

    Fraccin no filtrable

    Fraccin filtrable

    Particulada suspendida Particulada

    coloidal Fraccin soluble

    Dimensiones > 1.2 m 0.45 1.2 m < 0.45 m Smbolo utilizado ps pc s

    3. PARMETROS OPERACIONALES

    Se tomaron los datos relativos a los siete das anteriores al da del muestreo

    del licor mezcla para el clculo de los parmetros operacionales (tabla 9) (Metcalf &

    Eddy, 1991).

    Tabla 9 Parmetros operacionales.

    Parmetro Smbolo variable Unidades Observaciones

    Tiempo retencin hidrulico reactor

    TRHr3, TRHr1, TRHr2a, TRHr2b horas

    TRHr1: da3 TRHr2a: promedio das 2 y 3 TRHr2b: promedio das 1 y 2 TRHr3: promedio das 1, 2 y 3

    Carga msica CM1, CM2a, CM2b, CM3 kg DBO5/kg SSVLM.d kg DQOs/kg SSVLM.d

    CM1: da3 CM2a: promedio das 2 y 3 CM2b: promedio das 1 y 2 CM3: promedio das 1, 2 y 3

    Edad de fango EF1, EF2, EF3, EF4, EF5, EF6, EF7 das EFX. Donde X = n das anteriores empleados en e l sumatorio de las variables

    Oxgeno reactor ODb, ODm, ODa % ODb: < 0.8 ppm ODm: 0.8-2 ppm ODa: >0.8 ppm

    Debido a la inercia en el proceso biolgico de algunos parmetros

    operacionales, como la carga orgnica afluente al reactor biolgico (Salvad et al.,

    1993), se han calculado para su estudio parmetros con valores promedio de la CM

  • CAPITULO III.- MATERIALES Y MTODOS

    25

    y tiempo de retencin hidrulico en el reactor (TRHr). La EF fue calculada a partir del

    sumatorio de sus variables correspondientes hasta los siete das anteriores a la

    toma de muestras del licor mezcla (da 4) (Zornoza et al., 2011). De esta forma, se

    obtuvieron para su estudio siete expresiones distintas de la edad del fango (EF1-

    EF7).

    Los valores de OD en el reactor fueron distribuidos en tres intervalos (0.8, 0.8-2

    y >2 ppm) y expresados en porcentaje de tiempo (%). En el caso de la EDAR QB los

    datos correspondieron a medidores en lnea situados en la parte final del reactor

    biolgico.

    4. IDENTIFICACIN Y RECUENTO DE PROTOZOOS Y METAZOOS

    El anlisis microscpico de las muestras se realiz en un intervalo de tiempo

    mximo de 24 horas despus de la toma de muestras, utilizando un microscopio de

    contraste de fases Zeiss (modelo Axiostar). La estimacin de la densidad de

    protistas y metazoos se llev a cabo por recuento directo de dos alcuotas de 25 L

    (Madoni, 1988); para el recuento de ciliados ssiles coloniales se realizaron cuatro

    rplicas adicionales. Su abundancia se expres como ind/mg SSLM para el estudio

    de asociacin con el resto de variables, a excepcin del estudio con Escherichia coli

    y coliformes fecales, la cual se expres como ind/mL e ind/mL.h (en funcin del

    TRHr1). La concentracin de E.coli y coliformes fecales fue expresada, adems de

    ufc, en una escala ordinal basada en el exponencial de la concentracin (Cfecexp y

    Ecoliexp). Para la estimacin de la densidad de pequeos flagelados se examinaron

    dos rplicas, tomando un volumen de 25 L, en la diagonal de la cmara Fuchs

    Rosenthal (Madoni, 1988). Los organismos fueron identificados en vivo usando las

    claves de Foissner et al. (1991; 1992; 1994; 1995; 1996), Rodrguez et al., (2008) y

    Serrano et al., (2008). Cuando fue necesario se utiliz para la identificacin la

    tcnica de impregnacin argntica (Fernndez-Galiano 1976; 1994) y tincin con

    Flutax-2 (Arregui et al., 2003). Se consideraron dos grupos de amebas desnudas

    segn el tamao celular; amebas grandes (>50 m) y pequeas (

  • CAPITULO III.- MATERIALES Y MTODOS

    26

    5. IDENTIFICACIN Y RECUENTO DE BACTERIAS FILAMENTOSAS

    El anlisis de morfotipos filamentosos se realiz antes de las 48 horas

    posteriores a la toma de muestras, siguiendo las recomendaciones para su correcta

    manipulacin y conservacin de Rodrguez et al., (2005). Para la identificacin a

    nivel convencional se utilizaron las claves propuestas por Eikelboom (2000; 2006) y

    Jenkins et al. (2004). La densidad de organismos fue estimada segn el criterio

    subjetivo propuesto por Eikelboom, que establece el ndice de filamentos (IF) dentro

    de una escala ordinal del 0-5 (tabla 10). Se emple un cdigo numrico para cada

    una de las bacterias identificadas, de esta forma se pretende estudiar el

    polimorfismo a travs de la asociacin con los resultados de identificacin que se

    obtengan mediante tcnicas moleculares (FISH). Debido a la dificultad que en

    determinadas condiciones plantea la estimacin de la densidad de morfotipos, como

    por ejemplo estructura flocular abierta y elevada poblacin de filamentos, se

    utilizaron valores intermedios de la escala (2.5, 3.5, 4.5).

    Tabla 10 Escala criterio subjetivo de Eikelboom.

    IF Abundancia Explicacin

    0 Ninguno No se observan

    1 Pocos Se observa em um flculo ocasional

    2 Algunos Comunes pero no presentes en todos los flculos

    3 Comn En todos los flculos con una densidad 1-5/floc.

    4 Muy comn En todos los flculos con una densidad 5-20/flor

    5 Abundante

    En todos los flculos con una densidad > 20 fil/floc.

    Se identific y estim la densidad de morfotipos filamentosos sobre muestras en

    vivo y fijadas en tinciones de Gram y Neisser, utilizando para ello microscopa de

    contraste de fases y campo claro (tabla 11).

  • CAPITULO III.- MATERIALES Y MTODOS

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    Tabla 11 Estimacin de la densidad de morfotipos filamentosos.

    Morfotipos Estimacin de la densidad

    Beggiatoa Tipo 1863 Tipo 0411 Tipo 1701 Thiothrix Tipo 021N Tipo 0914/0803 Tipo 0041/0675 Haliscomenobacter hydrossis

    Sobre muestras en vivo. Microscopia de contraste de fases

    Microthix parvicella Nocardioformes

    Sobre muestras fijadas en tincin Gram. Microscopa de campo claro

    Nostocoida limcola Sobre muestras fijadas en tincin Gram y Neisser. Microscopa de campo claro

    Tipo 0581 Sobre muestras fijadas en tincin Gram. Microscopa de campo claro

    Tipo 0092 Sobre muestras fijadas en tincin Neisser. Microscopa de campo claro

    6. ANLISIS ESTADSTICO

    Se realiz un resumen donde se tabularon los valores mnimos, mximos, la

    media y la desviacin estndar de cada una de las variables operacionales, fsico-

    qumicas y biolgicas.

    Para evaluar la relacin entre pares de variables se realiz un anlisis

    bivariante, calculndose los coeficientes de Pearson y Spearman. Previamente se

    comprob la distribucin de la normalidad de los datos obtenidos de las distintas

    variables mediante los test de Curtosis y Asimetra. Las variables cuyos datos no

    siguieron una distribucin normal se transformaron a travs de un clculo logaritmico

    (variable = Ln [variable + 1]) (Esteban et al., 1991).

    El tratamiento estadstico se llev a cabo con el programa SPSS versin 18.

    Coeficiente de correlacin lineal de Pearson.

    El coeficiente de correlacin de Pearson, calculado en funcin de la varianza y

    covarianza entre ambas variables corresponde a la vertiente paramtrica de las

    medidas de asociacin y es calculable siempre que ambas variables se distribuyan

    normalmente. Este coeficiente se utiliza para variables cuantitativas y es un ndice

    de la precisin de la dependencia lineal entre variables linealmente relacionadas X e

    Y. Este coeficiente se calcula con la siguiente frmula:

  • CAPITULO III.- MATERIALES Y MTODOS

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    donde:

    : media de X. : media de Y.

    Coeficiente de Correlacin de Spearman

    El coeficiente de correlacin de Spearman o por rangos, tambin llamado rs,

    corresponde a la vertiente no paramtrica, y se calcula, como otras pruebas de este

    tipo, en base a una serie de rangos asignados. Este coeficiente es tambin aplicable

    cuando se desea evaluar la asociacin entre dos variables ordinales o entre una

    variable ordinal y otra continua.

    La metodologa para calcular el coeficiente de Spearman consiste en ordenar

    todos los casos para cada una de las variables de inters y asignar un rango

    consecutivo a cada observacin de cada una de las variables por separado. Si la

    asociacin lineal entre ambas variables fuera perfecta, esperaramos que el rango

    de la variable X fuera exactamente igual al rango de la variable Y, por lo tanto el

    coeficiente se calcula en base a las diferencias registradas en los rangos entre

    ambas variables, esperando que estas diferencias fueran 0.

    Conforme mayores son las diferencias observadas en las ordenaciones de

    ambas variables, ms se alejara la relacin de ser perfecta. Para evitar que las

    diferencias positivas anularan las diferencias negativas y comportaran la toma de

    decisiones equivocadas, el estadstico se calcula en funcin de la suma de las

    diferencias elevadas al cuadrado.

    donde:

    di: diferencia entre los dos rangos

    N: nmero de valores de la muestra

    Ambos coeficientes evalan si existe una relacin lineal, creciente o

    decreciente, entre ambas variables. Tanto el coeficiente de correlacin de Pearson

    como el de Spearman nicamente pueden adoptar valores comprendidos entre -1 y

  • CAPITULO III.- MATERIALES Y MTODOS

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    1, identificando el valor de -1 una relacin decreciente perfecta, mientras que por el

    contrario, el valor 1 identificara una relacin lineal creciente perfecta. Intuitivamente,

    el coeficiente de correlacin debe examinar la relacin lineal de dos variables por lo

    que imaginemos que si la relacin es muy evidente, los puntos se separarn muy

    poco de la lnea de puntos imaginaria y si, por el contrario, la relacin es muy dbil,

    entonces la nube de puntos se ensanchar tanto que ser imposible extraer

    conclusiones sobre algn tipo de relacin.

    Como se ha indicado, el coeficiente de correlacin es un valor comprendido

    entre -1 y 1. Aunque no existen valores estandarizados, a ttulo indicativo se

    presenta la interpretacin de sus valores por intervalos (tabla 12).

    Tabla 12 - Intervalos de coeficientes de correlacin. Coeficiente Interpretacin

    0 Relacin nula

    0 0.2 Relacin muy baja

    0.2 0.4 Relacin baja

    0.4 0-6 Relacin moderada

    0.6 0.8 Relacin alta

    0.8 - 1 Relacin muy alta

    1 Relacin perfecta

    La prueba de significacin asociada a ambos coeficientes, nicamente prueba

    la hiptesis nula de que el coeficiente pueda ser igual a 0, es decir, que no exista

    ninguna relacin lineal entre ambas variables. El nivel de significacin p representa

    pues la probabilidad de error que se comete al aceptar el resultado observado como

    vlido. Cuanto mayor sea este nivel de significacin mayor error se comete al

    aceptar que las correlaciones observadas entre las variables de la muestra son

    indicadoras de la relacin entre las respectivas variables de la poblacin. Es decir, si

    p 0.05 existe una probabilidad del 5 % de que la relacin observada entre las

    variables en la muestra estudiada sea casualidad. El nivel de significacin 0.05 se

    considera un nivel de error aceptable en muchas reas de estudio. En el presente

    estudio se ha tenido en cuenta adems el nivel 0.01. Para una mejor visualizacin

    de los datos, se omitieron en las tablas de resultados aquellos coeficientes que no

    mostraron al menos alguno de los niveles de significacin indicados.

    Por ltimo, es importante tener presente cual es la verdadera interpretacin de

    estos coeficientes y qu es exactamente lo que estamos probando al realizar la

  • CAPITULO III.- MATERIALES Y MTODOS

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    prueba estadstica, dado que aunque en estos casos se rechace la hiptesis nula y

    no se pueda demostrar que existe una relacin lineal entre ambas variables, s que

    es posible que exista otro tipo de relacin (polinmica, logartmica, entre otras),

    mesurable con otras tcnicas que requieren de transformaciones y modelos ms

    complejos.

  • RESULTADOS

  • CAPITULO IV- RESULTADOS

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    CAPTULO IV.- RESULTADOS

    Los resultados presentados a continuacin corresponden a un anlisis

    preliminar de los datos obtenidos, quincenalmente durante un ao (n=25), en la

    EDAR QB. En el anlisis bivariante se estudi el grado de relacin entre pares de

    variables dentro de la matriz de datos, teniendo presente que cada una de ellas

    pueden estar relacionadas entre si directamente o indirectamente por variaciones de

    otras variables.

    1. PARMETROS OPERACIONALES

    Los valores medios, mnimos, mximos y desviacin estndar de cada uno de

    los parmetros operacionales y fsico-qumicos utilizados en el estudio se muestran

    en la tabla 13.

    Tabla 13 Valor medio, mnimo, mximo y desviacin estndar de los parmetros operacionales.

    Variable Media Mnimo.-mximo D. estndar

    CM1 (Kg DBO5/kg SSVLM.d) 0.25 0.09-0.85 0.16 CM2a (Kg DBO5/kg SSVLM.d) 0.23 0.10-0.64 0.12 CM2b (Kg