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U N I V E R S I D A D D E L B I O - B I O FACULTAD DE INGENIERIA
DEPARTAMENTO DE INGENIERIA CIVIL
Evaluacin de la proliferacin de bulking en sistemas de tratamiento de lodos activos
Proyecto de Ttulo presentado en conformidad a los requisitos para obtener el Ttulo de Ingeniero Civil
Prof.Gua: Pedro Cisternas Osorio
Concepcin, Marzo de 2005
RODRIGO ARELLANO ORELLANA
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NDICE 1 INTRODUCCIN ............................................................................................. 5 1.1 OBJETIVOS.................................................................................................................................. 6
1.2 METODOLOGA DE ESTUDIO ................................................................................................... 7
2 MARCO TERICO .............................................................................................. 8
2.1 AGUAS RESIDUALES ................................................................................................................. 8
2.1.1 CARACTERISTICAS............................................................................................................ 9
2.1.2 CONTAMINANTES DEL AGUA............................................................................................. 11
2.1.3 TRATAMIENTOS BIOLOGICOS............................................................................................ 12
2.1.4 BIODEGRADABILIDAD ......................................................................................................... 13
2.2 TRATAMIENTO BIOLGICO A TRAVES DE LODOS ACTIVOS ............................................ 13
2.2.1 DESCRIPCIN DEL PROCESO ............................................................................................. 14
2.2.3 QUMICA Y MICROBIOLOGA DEL PROCESO ................................................................ 16
2.2.3.1 BIOQUIMICA DE LODOS ACTIVOS ................................................................................... 17
2.2.3.2 METABOLISMO DE COMPUESTOS CARBONCEOS..................................................... 19
2.2.3.3 METABOLISMO DEL NITRGENO .................................................................................... 22
2.2.3.5 pH Y TEMPERATURA......................................................................................................... 27
2.2.3.6 MICROBIOLOGA DE LODOS ACTIVOS............................................................................ 28
2.2.3.6.1 MICROORGANISMOS COMPONENTES DE LOS LODOS ACTIVOS ........................... 30
2.2.4 CINTICA DEL CRECIMIENTO BIOLGICO ........................................................................ 33
2.2.5 PARMETROS DE OPERACIN........................................................................................... 39
2.3 SEDIMENTACIN SECUNDARIA ............................................................................................. 43
2.3.1 TIPOS DE SEDIMENTACION ................................................................................................. 44
2.3.2 FORMACIN DE FLOCULOS DE LODOS ACTIVOS ........................................................... 46
2.4 PROBLEMAS CON LA SEPARACIN DEL LODO ACTIVO DEL AGUA TRATADA............. 48
2.4.1 BULKING ................................................................................................................................. 48
2.4.1.1 DESCRIPCIN DEL PROBLEMA ....................................................................................... 48
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2.4.2 BULKING FILAMENTOSO...................................................................................................... 49
2.4.3 BULKING VISCOSO................................................................................................................ 51
2.4.4 IMPACTO DE LA CARENCIA DE NUTRIENTES................................................................... 53
2.4.5 EVALUACION DE FENOMENOS DE BULKING.................................................................... 54
2.4.5.1 IDENTIFICACIN DE BULKING.......................................................................................... 55
2.4.5.1.1 CLASIFICACION POR SEDIMENTABILIDAD ................................................................ 58
3 DESARROLLO EXPERIMENTAL: PROCESO DE LODOS ACTIVOS A ESCALA DE LABORATORIO .............................................................................. 59
3.1 DESCRIPCIN DE LA PLANTA A ESCALA DE LABORATORIO .......................................... 59
3.2.1 REACTOR SECUENCIAL DISCONTNUO (SBR).................................................................. 63
3.2.2 ALIMENTACIN DEL SISTEMA ............................................................................................ 65
3.2.3 EVOLUCIN DURANTE LA MARCHA BLANCA .................................................................. 68
3.2.3.1 SLIDOS SUSPENDIDOS DE LICOR DE MEZCLA .......................................................... 68
3.2.3.2 NDICE VOLUMTRICO DE LODOS................................................................................... 71
3.2.3.3 CARGA MSICA.................................................................................................................. 73
3.3 SISTEMA DE LODOS ACTIVOS A ESCALA............................................................................ 75
3.3.1 OPERACIN DE LA PLANTA ................................................................................................ 76
4 ANALISIS Y RESULTADOS.............................................................................. 78
4.1 ANLISIS CUALITATIVO DE LA MARCHA BLANCA ............................................................. 78
4.2 EVOLUCIN DURANTE EL FUNCIONAMIENTO..................................................................... 81
4.2.1 CARGA MSICA ..................................................................................................................... 81
4.2.2 CAUDALES DE OPERACIN................................................................................................. 83
4.2.3 CALIDAD DEL EFLUENTE..................................................................................................... 83
4.3 EVOLUCION DE LA CALIDAD DEL EFLUENTE...................................................................... 84
4.3.1 EVOLUCIN BAJO CONDICIONES NORMALES................................................................. 84
4.3.2 DEFICIENCIA DE NITRGENO ............................................................................................. 87
4.3.3 DEFICIENCIA DE FSFORO.................................................................................................. 90
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4.3.4 DEFICIENCIA DE NITRGENO Y FSFORO ....................................................................... 93
4.3.5 RELACIONES ENTRE MODALIDADES DE OPERACIN.................................................... 96
4.4 EVOLUCIN DE LA CALIDAD DE LA RECIRCULACIN....................................................... 99
4.4.1 RECIRCULACIN EN CONDICIONES NORMALES............................................................. 99
4.4.2 RECIRCULACIN CON DEFICIENCIA DE NITRGENO................................................... 101
4.3.2 RECIRCULACIN CON DEFICIENCIA DE FSFORO ....................................................... 103
4.3.3 RECIRCULACIN CON DEFICIENCIA DE NITRGENO Y FSFORO............................. 105
4.3.4 RELACIONES ENTRE MODALIDADES DE OPERACIN.................................................. 107
4.5 INCIDENCIA SOBRE LA SEDIMENTABILIDAD DE LODOS................................................. 108
4.5.1 CURVA DE SEDIMENTACIN ............................................................................................. 108
4.5.2 NDICE VOLUMTRICO DE LODOS.................................................................................... 110
4.5.3 RELACIN ENTRE EL IVL Y LA CALIDAD DEL EFLUENTE ............................................ 112
5 CONCLUSIONES Y RECOMENDACIONES ................................................... 113
6 BIBLIOGRAFA ............................................................................................... 115
7 ANEXOS .......................................................................................................... 115
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1 INTRODUCCIN
Dada la necesidad de tratar las aguas provenientes del uso domstico e industrial
se han puesto en marcha plantas de tratamiento de aguas residuales en casi todo
el mundo. En el caso del tratamiento a travs de lodos activos proliferan
problemas operacionales como en el resto de los sistemas de tratamiento. Si estos
problemas operacionales provocan que el efluente no cumpla con las exigencias
ambientales generar un gran impacto en los cursos receptores. Un problema
operacional particular de las plantas de lodos activos es el bulking, el cual es
conocido tambin como fango voluminoso, que es el lodo que posee pobres
caractersticas de sedimentabilidad y escasa compactibilidad. Cuando esto ocurre,
el sedimentador secundario no se separa el lodo del agua tratada, provocando que
las condiciones de salida del efluente no cumplan con las exigencias ambientales.
Una de las causas de este fenmeno es el crecimiento desmesurado de
organismos filamentosos bajo condiciones adversas, otra causa del bulking es por
el agua presente dentro de los flculos de forma que las clulas se hinchan con
agua hasta el punto que se reduce la densidad y no sedimentan y por ltimo a un
exceso de polmeros generados por los microorganismos.
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1.1 OBJETIVOS Evaluar el impacto de la variacin de la relacin de nutrientes DBO:N:P en
la aparicin de bulking y como este afecta la calidad del efluente de una
planta de lodos activos a escala de laboratorio.
Establecer relaciones entre los parmetros que caracterizan la calidad del efluente y los que caracterizan la sedimentabilidad de los lodos activos.
Estudiar las causas cuantitativas y cualitativas que originan la proliferacin de bulking en el tratamiento biolgico a travs de lodos activos
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1.2 METODOLOGA DE ESTUDIO Para cumplir los objetivos planteados anteriormente se realiz un estudio que
contempla una parte terica y una parte experimental. La parte terica est
referida a investigaciones hechas por otros autores sobre tratamiento biolgico de
aguas residuales, especialmente de lodos activos y sobre bulking principalmente
lo que le da el soporte a la parte experimental. En la parte experimental se
generaron las condiciones en un sistema de lodos activos a escala de laboratorio
para la aparicin de bulking y se sensibilizaron los parmetros de operacin de la
planta a escala. Posteriormente en base a estas dos reas de investigacin se
analizan los resultados y se obtienen las conclusiones.
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2 MARCO TERICO
2.1 AGUAS RESIDUALES Las aguas residuales corresponden a las aguas provenientes de las actividades
humanas, tanto domsticas como industriales. Las caractersticas de esta agua
dependen del origen de donde estas provienen (de uso domstico, industriales,
lluvia) as como tambin de las transformaciones que han podido sufrir antes de
llegar a la planta en estaciones de regulacin y esencialmente en el propio
alcantarillado.
Esta investigacin est centrada en aguas residuales de uso domstico, que
bsicamente contienen contaminantes orgnicos y de nutrientes. Por definicin las
aguas residuales urbanas corresponden a las aguas utilizadas para la eliminacin
del excremento, orina y las que proceden del uso domstico tales como lavado de
ropa, limpieza de casa, bao, etc. Los que constituyen la fraccin ms importante
de las aguas residuales urbanas. Estas aguas contienen materias en suspensin
que corresponde a arenas y diversas materias insolubles, materias inorgnicas,
grasas, detergentes y sales diversas.
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2.1.1 CARACTERISTICAS En cuanto a las aguas residuales urbanas se refiere, la magnitud y caractersticas
fsico-qumicas van a estar dadas por el tamao y el nivel socioeconmico de la
poblacin. Tambin ser afectado por la presencia industrial dentro de los lmites
de cobertura del sistema de alcantarillado y por la calidad del mismo, ya que va a
incidir el nivel de infiltracin de aguas lluvias (Cisternas, 2000).
En la tabla 1 se muestran las principales propiedades fsicas, qumicas y
biolgicas de las aguas residuales
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Tabla 1 Caractersticas Fsicas, qumicas y biolgicas del agua residual y sus procedencias (Metcalf and Eddy, 1995)
Caractersticas Procedencia
Propiedades fsicas Color, olor, temperatura A.R. domsticas e industriales
Constituyentes qumicos orgnicos Carbohidratos, grasas, aceites A.R. domsticas, industriales y comerciales
Pesticidas Residuos agrcolas
Fenoles Vertidos industriales
Protenas A.R. domsticas, industriales y comerciales
Compuestos orgnicos voltiles A.R. domsticas, industriales y comerciales
Contaminantes prioritarios A.R. domsticas, industriales y comerciales
Constituyentes qumicos inorgnicos Alcalinidad A.R. domsticas, agua de suministro
Cloruros A.R. domsticas, agua de suministro
pH A.R. domsticas, industriales y comerciales
Fsforo A.R. domsticas, industriales y comerciales
Contaminantes prioritarios A.R. domsticas, industriales y comerciales
Azufre A.R. domsticas, agua de suministro
Gases Sulfuro de Hidrgeno Descomposicin de residuos domsticos
Metano Descomposicin de residuos domsticos
Oxgeno Agua de suministro, infiltracin de agua superficial
Constituyentes biolgicos Animales, Plantas Cursos de agua y plantas de tratamiento
Protistas A.R. domsticas, plantas de tratamiento, infiltracin..
Virus Aguas residuales domsticas
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2.1.2 CONTAMINANTES DEL AGUA El agua residual est compuesta por distintos tipos de contaminantes. Las normas
que regulan los tratamientos secundarios estn basados en las tasas de
eliminacin de materia orgnica, slidos en suspensin y patgenos en el agua
residual. Las normas creadas ms recientemente son ms exigentes an, porque
consideran la eliminacin de nutrientes y contaminantes prioritarios y si el efluente
tratado se pretende reutilizar tambin se debe considerar la eliminacin de
compuestos orgnicos refractarios, metales pesados y slidos inorgnicos
disueltos (Metcalf and Eddy, 1995).
Algunos contaminantes de importancia en el tratamiento del agua residual son
entre otros:
Materia orgnica biodegradable: compuesta principalmente por protenas, carbohidratos, grasas animales. Provoca el agotamiento de los recursos
naturales de oxgeno y el desarrollo de condiciones spticas cuando se
vierte agua residual sin tratar.
Slidos en suspensin: dan lugar al desarrollo de depsitos de fango y de condiciones anaerobias cuando se vierte agua residual sin tratar a un curso
receptor.
Nutrientes: Tanto el nitrgeno como el fsforo, junto a al carbono, son nutrientes esenciales para el crecimiento. Cuando se vierten a un curso
receptor, estos nutrientes favorecen el crecimiento de una vida acutica no
deseada, eutrofizacin.
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2.1.3 TRATAMIENTOS BIOLOGICOS La depuracin del agua residual a travs de procesos biolgicos tiene por objetivo
la coagulacin y eliminacin de los slidos coloidales no sedimentables y la
estabilizacin de la materia orgnica. Si se trata de agua residual domstica o
urbana el principal objetivo es la reduccin de la materia orgnica presente y la
eliminacin de nutrientes como el nitrgeno y el fsforo. La eliminacin de
compuestos a nivel de traza que puedan resultar txicos tambin constituye un
objetivo de tratamiento importante.
La eliminacin de la DBO, la coagulacin de los slidos coloidales no
sedimentables y la estabilizacin de la materia orgnica se consiguen
biolgicamente gracias al accionar de microorganismos, principalmente bacterias.
Bajo este punto de vista se introduce un nuevo concepto, la biodegradabilidad.
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2.1.4 BIODEGRADABILIDAD Se sabe que gran parte de las sustancias que transporta el agua residual, ya sea
disuelta, suspendida o coloidal, es materia orgnica, la cual en una parte
importante es biodegradable. La biodegradabilidad de estas sustancias es la
propiedad que permite que las aguas residuales puedan ser depuradas por medio
de microorganismos, los que utilizan estas sustancias como alimento y fuente de
energa para su metabolismo y reproduccin.
La biodegradabilidad es una caracterstica de los compuestos orgnicos y tiene
relacin con el nivel de susceptibilidad de que stos sean degradados por
microorganismos y por lo tanto condiciona en gran medida la viabilidad de tratar
biolgicamente un influente que contenga un determinado compuesto. Un agua
residual que contenga materia orgnica natural, la degradacin ser relativamente
fcil, aunque hay elementos que escapan a la regla como las grasas y aceites.
(Cisterna, 2000)
2.2 TRATAMIENTO BIOLGICO A TRAVES DE LODOS ACTIVOS El proceso de lodos activos representa la ms amplia y usada tecnologa para el
tratamiento de las aguas. Las plantas de lodos activos pueden ser encontradas en
diferentes condiciones climticas, desde los trpicos hasta las regiones polares, a
nivel del mar (plantas dentro de embarcaciones) hasta en montaas de gran
altura.
La invencin de este proceso est conectada con el esfuerzo de ingenieros
americanos e ingleses en el siglo XX, por intensificar la purificacin de las aguas
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con sistemas de pelcula fija. Los experimentos con agua residual aireada no
produjeron ningn resultado hasta que en mayo de 1914, Arden y Lockett
introdujeron la reutilizacin de material suspendido al perodo de aireacin. Este
material en suspensin llamada lodos activos era en efecto la biomasa
responsable de la eficiencia del proceso y la intensidad del proceso de depuracin
de las aguas residuales. La reutilizacin de la biomasa es considerada la principal
y ms destacada caracterstica del proceso de lodos activos (Warner, 1994).
2.2.1 DESCRIPCIN DEL PROCESO La depuracin del agua residual a travs de este proceso consiste en generar
condiciones favorables para el cultivo y desarrollo de una colonia bacteriana
dispersa en forma de flculos denominados fangos activos o lodos activos en un
estanque agitado y aireado, que ser alimentado en forma continua o discontinua
por aguas residuales que en la mayor parte de los casos tienen un alto contenido
de materia orgnica (Cisterna, 2003).
El agua residual ingresa al estanque de aireacin o reactor biolgico y entra en
contacto con la biomasa presente en l y se produce una mezcla, formando as lo
que se denomina licor de mezcla.
Es necesario que el licor de mezcla sea homogneo para que se produzca la
interaccin entre la colonia bacteriana y el agua residual, lo que se logra con la
agitacin del licor. Esto contribuye a evitar la aparicin de zonas de depositacin y
cortocircuitos en el reactor.
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La aireacin se lleva a cabo para abastecer de oxgeno a las bacterias
depuradoras, ya que su metabolismo requiere de ste para lograr el proceso de
depuracin del agua.
Para mantener un ambiente aerbico en el reactor biolgico, se usan equipos
difusores o aireadores mecnicos que son los que inyectan el aire y a la vez
producen la homogenizacin de la mezcla.
Para que el proceso bioqumico de depuracin se produzca correctamente es
necesario que el agua residual permanezca un tiempo determinado en el estanque
de aireacin, luego del cual el licor de mezcla que contiene tanto clulas nuevas
como viejas es conducido al sedimentador secundario o clarificador, donde la
biomasa es separada del agua residual tratada.
La biomasa tambin conocida como lodo o fango es extrada del sedimentador
secundario. Una parte de ella es conducida al tanque de aireacin mediante el
proceso denominado recirculacin que tiene por objetivo mantener la
concentracin de biomasa requerida en el reactor y la otra parte es purgada del
sistema y conducida a la lnea de lodos.
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Lnea lquida
Lnea de lodos
En la figura 1 se observa el modelo del sistema de lodos activos
Figura 1, Esquema de un sistema de lodos activos
2.2.3 QUMICA Y MICROBIOLOGA DEL PROCESO La degradacin de los contaminantes orgnicos precisa de una comunidad
biolgica importante, bacterias, rotferos, protozoos, etc. Por esta razn es
necesaria la comprensin de las actividades bioqumicas de estos
microorganismos que participan en la depuracin de las aguas y en la eleccin de
los procesos en que ellos forman parte.
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2.2.3.1 BIOQUIMICA DE LODOS ACTIVOS Los microorganismos encargados de la depuracin de las aguas residuales
necesitan una fuente de energa para su metabolismo. En los sistemas acuticos
(lodos activos) existen tres clases de fuentes de energa o sustrato. Primero est
la luz que es la principal fuente de energa de microorganismos fototrficos, en
segundo lugar los compuestos inorgnicos, donde la energa proveniente de
estos compuestos es generada por la oxidacin de formas reducidas de elementos
tales como el nitrgeno, azufre, fierro y manganeso, en donde son
microorganismos quimiolitotrficos los que obtienen la energa de esta forma. En
tercer lugar estn los compuestos orgnicos, donde la energa es producida por
la oxidacin bioqumica de carbono orgnico a dixido de carbono. Los
microorganismos que realizan estas reacciones son llamados
quimioorganotrficos.
En suma a la energa los microorganismos necesitan una fuente de carbono para
la sntesis de nueva biomasa. El carbono requerido puede ser metabolizado en
varias formas, como carbono inorgnico, carbono orgnico, fuentes internas y
externas de sustrato y carbono.
La principal reaccin que se produce en el proceso de depuracin de las aguas
residuales es:
C6H12O6 + NH3 + O2 C5H7NO2 + CO2 + H2O + Energia
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Donde la materia orgnica es simplificada como glucosa C6H12O6 , mientras la
biomasa es C5H7NO2.
Adems de necesitar una fuente de carbono y de energa los microorganismos
necesitan nutrientes como material de construccin para la sntesis celular, la
formacin de protenas y cidos nucleicos. En la ingeniera de aguas residuales
slo dos elementos son considerados como nutrientes, el nitrgeno y el fsforo.
De esta manera, cuando hablamos de nutrientes nos referimos slo a estos dos
elementos. La razn es que ambos elementos son considerados nutrientes
limitantes ya que son responsables directos de la eutrofizacin de aguas
superficiales. En el cultivo de bacterias, el nitrgeno, fsforo y sulfuros son
llamados macronutrientes porque ellos son los que contienen principalmente la
biomasa. Elementos como Fe, Ca, Mg, K, Mo, Zn y Co pueden ser clasificados
como micronutrientes, dado que la fraccin de masa de esos elementos en la
biomasa es despreciable, no obstante pueden jugar un rol importante en el
metabolismo celular.
Si observamos la ecuacin qumica mundialmente aceptada para la biomasa
(C5H7NO2), observamos que contiene un 12.38 % de nitrgeno. Se asume que la
cantidad de fsforo requerido para las actividades celulares es un 20 % de la
masa de nitrgeno, entonces la frmula de la biomasa vendr a ser
C5H7NO2P0.074. As la razn requerida de nutrientes para una correcta
biodegradacin de la contaminacin carbonosa ser 100:5:1 para aguas
residuales urbanas.
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2.2.3.2 METABOLISMO DE COMPUESTOS CARBONCEOS
El metabolismo de compuestos carbonceos es la mayor fuente de energa en el
proceso de lodos activos. Por lo tanto los microorganismos conectados con este
metabolismo van a dominar la biocenosis en sistemas de lodos activos. Sin
embargo los sustratos orgnicos de las aguas residuales urbanas estn presentes
en formas que difieren en la accesibilidad de los microorganismos. La mayora de
los compuestos orgnicos presentes en las aguas residuales pueden ser oxidados
biolgicamente, solo unos pocos compuestos aromticos e hidrocarburos son
resistentes a la biodegradacin. Se debe recordar que biodegradacin significa
que un determinado compuesto puede ser bioqumicamente modificado por
enzimas y puede ser utilizado en otra forma como sustrato y fuente de carbono.
Las razones por las cuales un compuesto no es biodegradable son muchas, las
principales son:
El compuesto es txico para los microorganismos
Hay barreras para enzimas en la molcula del compuesto no biodegradable
Ahora bien, no debera mantenerse esta postura frente a ciertos compuestos, es
decir la biomasa no est acostumbrada a esos compuestos y bajo un periodo de
aclimatacin casi no deberan existir compuestos orgnicos no biodegradables o
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Influente
DBO - DQO
Biodegradable
DBO - DQO
No Biodegradable
DBO - DQO
Soluble (Rpidamente
Biodegradable)
Particulada (Lentamente
Biodegradable)
Soluble
Particulada
mejor dicho, compuestos considerados como no biodegradables pueden ser
degradados biolgicamente.
Si se observa la figura 2 observamos la clasificacin de los compuestos de
acuerdo a la biodegradabilidad y al estado en que se presenta en el agua residual.
Figura 2 Esquema de biodegradabilidad
Sustratos rpidamente biodegradable Los sustratos rpidamente biodegradables son los compuestos orgnicos con
molculas simples y pequeas que pueden ser directamente metabolizadas
dentro de las clulas. Tpicos ejemplos son monmeros y carbohidratos, cidos
grasos, aminocidos y alcoholes.
Estos compuestos orgnicos rpidamente biodegradables son utilizados a
tasas extremadamente altas bajo condiciones de cultivo xicas y anxicas.
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Sustratos rpidamente hidrolizables Sustratos rpidamente hidrolizables pueden llegar a formar el 15 al 25% del
total de DQO en aguas residuales urbanas. Estos compuestos estn
presentes en forma disuelta y slidos coloidales, aunque algunos slidos
suspendidos tambin pueden ser hidrolizados rpidamente. Tanto as que la
hidrlisis puede terminar en unas pocas horas, por lo tanto importantes
cambios en el agua residual ocurren durante el transporte de ellas en el
alcantarillado.
Sustratos lentamente hidrolizables En las aguas residuales la mayora de los compuestos orgnicos estn
presentes en una forma que no est disponible inmediatamente para el
metabolismo celular interno. Estos compuestos estn caracterizados por el alto
peso molecular y la complejidad de las molculas. Por esto deben ser
hidrolizados por enzimas extracelulares.
Ambos sustratos, rpida y lentamente hidrolizables son referidos como sustratos
particulados lentamente biodegradable. En aguas residuales urbanas el 75% de
los sustratos utilizables y fuentes de carbono estn presentes en esta forma.
El proceso de remocin de la contaminacin orgnica a nivel celular se puede
apreciar en la figura 2.1
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Figura 2.1 Proceso de remocin de la polucin orgnica por microorganismos de
lodos activos
2.2.3.3 METABOLISMO DEL NITRGENO
El nitrgeno es un elemento indispensable para los microorganismos, ya que es
bsico para la sntesis de protenas, que son el principal componente de las
clulas. Por lo tanto la ausencia de stas provocar una alteracin grave del
metabolismo de los microorganismos. El nitrgeno puede formar parte de una gran
variedad de compuestos qumicos. El nitrgeno atmico puede ser encontrado en
diferentes estados de oxidacin, desde -3 en el amoniaco y compuestos
aminoorgnicos a +5 en nitratos. En aguas residuales urbanas el nitrgeno est
presente en dos formas bsicas.
Sustrato Particulado
Sustrato Soluble
Productos de la Hidrlisis
Metabolismo Intracelular CATABOLISMO Y ANABOLISMO
Pared Celular
Hidrlisis extracelular
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9 Nitrgeno inorgnico: El nitrgeno inorgnico puede ser encontrado en tres
formas en medioambiente acuticos bajo concentraciones importantes. Como
nitrgeno reducido en amoniaco y nitrgeno oxidado en nitrito y nitrato.
Como resultado de reducciones en la mayora de las alcantarillas, las aguas
residuales en la entrada de las plantas de tratamiento contienen cantidades
despreciables de formas oxidadas de nitrgeno inorgnico. El nitrgeno amoniacal
existe en medioambientes acuticos en dos formas, amoniaco gaseoso disuelto,
NH3, y amoniaco ionizado, NH4+.
La proporcin entre las concentraciones de ambas formas de nitrgeno amoniacal
depende del pH y la temperatura del agua residual. En el rango de temperatura
de 10 a 20 C y pH de 7 a 8.5, que son valores caractersticos de aguas residuales
municipales, alrededor del 95% del nitrgeno reducido est presente en la forma
ionizada NH4+. sta es una caracterstica muy importante, ya que el amoniaco
gaseoso, NH3, es mucho ms txico para los microorganismos que el ion
amoniaco NH4+.
9 Nitrgeno enlazado orgnicamente: Con la excepcin de organonitrosos y
compuestos nitrogenados que provienen de fuentes industriales, el nitrgeno
enlazado orgnicamente en las aguas residuales urbanas est presente
mayoritariamente en los grupos aminos - NH2. El nitrgeno en grupos aminos est
en el mismo estado de oxidacin que el nitrgeno amoniacal.
La suma de ambas formas de nitrgeno, orgnico e inorgnico, es frecuentemente
llamado Nitrgeno Total Kjeldahl TKN. La divisin del total TKN del influente en
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INFLUENTE
TKN
AMONIACO LIBRE Y
SALINO
NITRGENO ORGNICAMENTE
ENLAZADO
SOLUBLE
NO BIODEGRADABLE
PARTICULADA
NO BIODEGRADABLE
BIODEGRADABLE
aguas residuales urbanas respectos a su biodegradabilidad se muestra en la
figura 2.2.
Figura 2.2 Divisin del total TKN en el influente
A. DEGRADACIN DE COMPUESTOS NITROGENADOS En la biodegradacin el nitrgeno orgnico es convertido desde grupos aminos a
nitrgeno amoniacal por reacciones hidrolticas. El estado de oxidacin del
nitrgeno no cambia en este proceso. El proceso que libera amoniaco como
resultante de la degradacin de compuestos organonitrogenados es llamado
amonificacin.
La amonificacin comienza con la depolimerizacin de molculas grandes por
medio de enzimas proteolticas extracelulares. Los aminocidos formados por las
reacciones proteolticas son transportadas dentro de las clulas y ms adelante
degradadas por enzimas en la deaminacin intracelular. Existen varios tipos de
reacciones de deaminacin que las desarrollan en lo posible clulas microbiales.
Posteriormente al amoniaco, la deaminacin forma diferentes compuestos
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orgnicos de la fraccin carbnica de los aminocidos. Dependiendo de las
condiciones de cultivo, las enzimas de deaminacin y el tipo de aminocidos, los
productos orgnicos de la deaminacin son alcoholes, cidos carboxlicos
(saturados y no saturados) y cidos grasos. Mientras los productos orgnicos son
catabolizados a dixido de carbono y agua en condiciones xicas y anxicas o
entran a una fase de fermentacin bajo condiciones anaerbicas, donde el
nitrgeno es liberado de las clulas y se hace disponible por la nitrificacin.
La nitrificacin es el proceso en que se convierte el amoniaco (consume oxgeno
en el tanque de aireacin) a nitrito por medio de bacterias nitrificadoras y
posteriormente se transforma de nitrito a nitrato. En la figura 2.6 se aprecian las
distintas transformaciones que sufre el nitrgeno en los procesos de tratamiento
biolgico.
Figura 2.3 Transformaciones del nitrgeno en procesos de tratamiento biolgico.
Nitr
ifica
cin
Carbono Orgnico
N2 orgnico (Protenas, urea)
N2 amoniacal
Nitrito (NO2-)
Nitrato (NO3-)
N2 Orgnico (Clulas bacterianas)
N2 Orgnico (Crecimiento Neto)
Lisis y Autooxidacin
Descomposicin bacteriana e Hidrlisis
Desnitrificacin Nitrgeno gas
O2
O2
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2.2.3.4 METABOLISMO DEL FSFORO El fsforo se presenta en la forma de fosfatos originados en las aguas residuales
urbanas debido a la degradacin de sustancias orgnicas con contenido de fsforo
y por la hidrlisis de polifosfatos comnmente usados en detergentes
biodegradables.
En los sistemas de lodos activos tradicionales el fsforo proveniente de las aguas
residuales es utilizado slo para la sntesis de nuevos compuestos de la biomasa.
Cuando el fsforo se encuentra en exceso es almacenado por las clulas en forma
de polifosfatos en contrapeso con iones Ca2+, Mg2+ y K+. Los polifosfatos junto a
materiales protenicos y lipdicos forman grnulos intracelulares llamados volutina.
Esos grnulos son metacromticos y cambian el color de ciertos elementos traza.
El principal propsito del almacenaje de los polifosfatos en la mayora de las
bacterias es que ste sirve como fuente de fsforo en perodos de escasez.
-
27
2.2.3.5 pH Y TEMPERATURA
El efecto del pH claramente afecta la composicin de la biocenosis de los lodos
activos. Los microorganismos comunes de los lodos activos son afectados por
valores de pH menores a 6,0 a 6,5 y ms altos que 8.5.
No obstante hay que considerar que un cambio de pH en una unidad significa el
hecho de que la concentracin molar de protones de H+ ha cambiado en un orden
de magnitud, lo cual es un cambio importante.
Por otro lado la temperatura es uno de los parmetros ms controversiales, ya
que los efectos que causa sobre los lodos son:
Incrementos importantes de la temperatura afectan la solubilidad del oxgeno en el licor de mezcla
Incrementos de la temperatura incrementan la tasa metablica de los procesos consumiendo el oxigeno disuelto.
-
28
2.2.3.6 MICROBIOLOGA DE LODOS ACTIVOS
El proceso de lodos activos est constituido por un ecosistema artificial que est
bajo la continua influencia de factores biticos y abiticos. Este proceso es
diseado para cumplir con bajas concentraciones de compuestos orgnicos y
nutrientes inorgnicos. Por esto los lodos activos estn cultivados bajo
condiciones lmites.
Este hecho lleva a una fuerte competencia entre los grupos individuales de
microorganismos, y slo los mejores adaptados o aclimatados a las condiciones
de la planta ganarn esta competencia. Por otra parte, como las condiciones de
operacin, de carga, etc. no son constantes en las plantas, los ganadores irn
cambiando. De esta manera, la composicin de lodos activos no ser constante, y
reflejar los efectos que tendr la planta por las condiciones a las que fue
expuesta (Wanner, 1994).
Otro rasgo caracterstico de la mezcla de cultivo llamada lodos activos es que los
microorganismos individuales no son separados del medio de cultivo, es decir,
crecen como un agregado o sea como flculos. La habilidad de los
microorganismos de lodos activos para flocular es la propiedad ms importante de
los lodos activos, porque permite la sedimentacin gravitacional. Si los
microorganismos no flocularan, quedaran como slidos biolgicos en suspensin
y no se cumplira con el propsito del proceso.
-
29
Los microorganismos que se pueden aglomerar o formar flculos o ser fijados
dentro de flculos tienen las siguientes ventajas sobre los microorganismos que
crecen libremente:
Los microorganismos en forma de flculos son retenidos por el sistema de lodos activos, mientras las clulas de crecimiento libre son sacados fuera
del sistema.
El crecimiento en flculos protege la mayora de las clulas microbianas de los depredadores.
Los microorganismos de los lodos activos pueden ser divididos en dos grandes
grupos:
Descomponedores: stos son responsables de la degradacin bioqumica de sustancias en polucin en las aguas residuales. Este grupo esta
representado mayormente por bacterias, hongos y cyanophyta incolora.
Consumidores: stos utilizan como sustratos a bacterias y otras clulas microbianas. Este grupo pertenece a la microfauna del lodo activo y
consiste de protozoo fagotrfico y metazoo microscpico
Alrededor del 95% de la poblacin microbiana de los lodos activos est formada
por descomponedores, especialmente bacterias. Esto indica el rol de la
microfauna en la remocin de la contaminacin orgnica y nutrientes es slo
marginal.
-
30
2.2.3.6.1 MICROORGANISMOS COMPONENTES DE LOS LODOS ACTIVOS
Las bacterias forman el ms numeroso y ms importante grupo de
microorganismos de los lodos activos. Ellas pueden ser clasificadas de diferentes
maneras, pero la explicacin debera estar basada en las propiedades de su
metabolismo.
En la tabla 2 se pueden distinguir grupos de microorganismos clasificados por su
forma requerida de carbono, reacciones de suministro de energa y aceptor de
electrones.
Tabla 2 Grupos metablicos de microorganismos de lodos activos FF: microorganismo con forma de floc
FIL: microorganismo filamentoso
Grupo Metablico
Forma requerida de
Carbono
Fuente de Energa
Aceptor de electrones
Forma de crecimiento
Organotrficos Orgnico Oxidacin aerbica O2 FF,FIL
. Fermentacin Anaerbica Orgnico Fermentacin C orgnico FF
Denitrificadoras Orgnico Oxidacin anaerbica NO3 FF,FIL
Nitrificadoras Inorgnico Oxidacin aerbica NH4 O2 adheridas
Poly-P Orgnico PP y OSP -/O2 Clusters, FIL
S Oxidacin Inorgnico Oxidacin aerbica O2 FIL, FF
SO4 reducidoras Orgnico Oxidacin
Anaerbica SO4 - S FF
-
31
Bacteria organotrfica aerbica Esta bacteria es completamente responsable de la remocin de sustancias
orgnicas de aguas residuales, son tanto formadoras de flculos como
filamentosas. Ellas estn equipadas con un aparato enzimtico que les permite
utilizar ms rpidamente los sustratos solubles biodegradables.
El gnero bacillus, Pseudomonas, Micrococcus, Alcalgenes, Moraxella y
Flavobacteria son las ms calificadas para degradar sustratos orgnicos
complejos por exo y endoenzimas. Por otra parte, bacterias especializadas para
sustratos especficos pueden ser concentradas en lodos activos despus de la
aclimatacin del medio de cultivo al agua residual abastecida.
Tales bacterias especializadas pueden ser adaptadas a sustratos pobremente
degradables como grandes cadenas de grasas, hidrocarburos, fenoles y
compuestos orgnicos heterocclicos.
Bacteria fermentadora En todos los procesos de fermentacin, la conversin de compuestos orgnicos a
cidos grasos voltiles, especialmente acido actico, es extremadamente
importante en los sistemas biolgicos de remocin de fsforo. Por esto la
presencia de aeromonas punctata y del gnero Pasteurella y Alicangenes es
destacada en la literatura como requisito para la exitosa remocin del fsforo.
Los procesos de fermentacin ocurren de forma anaerbica, de tal manera, que en
procesos convencionales de lodos activos operados a baja carga en reactores de
mezcla completa, la fermentacin es improbable.
-
32
Nitrificadoras Son las bacterias responsables del proceso de nitrificacin donde el nitrito es
convertido en presencia de oxgeno en nitrato, en el proceso de transformacin del
nitrgeno. Las principales bacterias nitrificadoras son quimiolitotrficas y las ms
importantes son: Nitrosomonas, Nitrosococcus, Nitrosospira, Nitrosocystis para la
oxidacin del amoniaco y Nitrobacter, Nitrospina y Nitrococcus para la oxidacin
final de nitrito a nitrato.
Denitrificadoras (Microorganismos organotrficos anxicas) Las bacterias denitrificadoras son las encargadas de la segunda etapa de
eliminacin del nitrgeno llamada denitrificacin donde el nitrgeno en forma de
nitrato es transformado a nitrgeno gaseoso bajo condiciones anxicas. Las
principales bacterias que llevan a cabo este proceso son hetertrofas y entre otras
son: Achromobacter, Aerobacter, Alcaligenes, Bacillus, Brevibavterium,
Flavobacterium, Lactobacillus, Micrococcus, Proteus, Pseudomonas y Spirillum.
Microfauna La microfauna de los lodos activos consiste en los siguientes grupos de protozoos
y metazoos: Los protozoos flagelados, rizados, ciliados y los metazoos
nematodos, rotferos.
La funcin que cumplen en el sistema de lodos activos es incrementar la
floculacin de las bacterias, remueven las bacterias dispersas por adsorcin y
predacin, incrementan la carga msica porque reducen el nmero de bacterias
como resultado de la predacin y absorben directamente sustratos.
-
33
2.2.4 CINTICA DEL CRECIMIENTO BIOLGICO
La comunidad biolgica encargada del proceso de depuracin requiere de un
ambiente controlado que asegure que los microorganismos disponen del medio
adecuado para su desarrollo. Las condiciones se pueden controlar mediante la
regulacin del pH, de la temperatura, la adicin de nutrientes o elementos traza,
adicin o exclusin de oxgeno, mezcla adecuada, etc.
Se menciona a continuacin la cintica del crecimiento biolgico.
Crecimiento Celular En los cultivos de alimentacin continua como discontinua la tasa de crecimiento
de clulas bacterianas se puede definir como:
*gr X= (Metcalf and Eddy, 1995)
donde gr : tasa de crecimiento bacteriano, [M*L-3*T-1].
: tasa de crecimiento especfico,[T-1]. X : concentracin de microorganismos, [M*L-3]
-
34
Crecimiento con limitacin de sustrato En cultivos de alimentacin discontinua, donde el substrato o nutrientes estn
presentes en cantidades limitadas, el que primero se agote detendr el
crecimiento. Por tanto en un cultivo de tipo continuo, el hecho de que se agote uno
de estos requisitos provocar un efecto de limitacin del crecimiento. Monod
desarroll la siguiente expresin para determinar el efecto de disponer cantidades
limitadas de substrato o nutrientes.
= +*m SS
K S (Metcalf and Eddy, 1995)
donde
= Tasa especfica de crecimiento [ T-1]
m = Tasa especfica mxima de crecimiento [ T-1]
S = Concentracin en la solucin del sustrato limitante del crecimiento [ML-3]
SK = Constante de velocidad media, concentracin del sustrato en la mitad de la
velocidad mxima de crecimiento, [ML-3]
-
35
KM
mx
mx
Vel
ocid
ad e
spec
fica
de,
crec
imie
nto
Concentracin de Sustrato o , [S] nutriente limitante
KM=[S], cuando = mx
En la figura 2.4 se ilustra el efecto de la concentracin de substrato sobre la
tasa de crecimiento especfico.
Figura 2.4 Efecto sobre la velocidad especfica de crecimiento por la existencia de un
nutriente o substrato limitante (Fuente, Rittmann)
Crecimiento celular y utilizacin del sustrato En los sistemas de cultivo de alimentacin continua y en los de alimentacin
discontinua, una parte del substrato se transforma en clulas nuevas y otra parte
se oxida, dando origen a productos finales orgnicos e inorgnicos. Puesto que
se ha observado que la cantidad de clulas nuevas producidas se puede
reproducir para determinado sustrato, se desarroll la siguiente relacin entre la
tasa de utilizacin del sustrato y la tasa de crecimiento:
= *g SUr Y r (Metcalf and Eddy, 1995)
-
36
donde:
gr : tasa de crecimiento bacteriano [M*L-3]
Y : coeficiente de produccin mximo medido durante cualquier periodo finito
de la fase de crecimiento exponencial, definido como la relacin entre la masa
de clulas formadas y la masa de substrato consumido, [M/M]
SUr : tasa de utilizacin del substrato [M*L-3*T-1]
Metabolismo endgeno Corresponde a la disminucin de la masa celular debido a la muerte y depredacin
de las clulas presentes en el proceso. Tambin considera que en los sistemas
bacterianos la distribucin de edades de las clulas es tal que no todas las clulas
del sistema estn en la fase de crecimiento exponencial. Por esta razn se debe
corregir la expresin de la tasa de crecimiento para considerar la energa
necesaria para el mantenimiento celular. La expresin que representa el
decaimiento endgeno es:
= *d dr k X (Metcalf and Eddy, 1995) donde:
dr : descomposicin endgena [M*L-3*T-1]
dk : coeficiente de descomposicin endgena, [T-1]
X : concentracin de clulas, [M*L-3]
-
37
Oxgeno Disuelto y Transferencia El tratamiento de lodos activos se realiza por naturaleza en condiciones aerbicas.
Por lo tanto la transferencia del oxgeno al licor de mezcla y la cantidad de ste
disuelto en el licor de mezcla es de suma importancia para el correcto desarrollo
del proceso.
El oxgeno como insumo limitante debe estar disponible en el reactor biolgico en
una cantidad mayor o igual a la demanda generada por las aguas residuales.
Como mnimo se recomienda por lo menos 2 mg/l de oxgeno disuelto. El objetivo
de la transferencia de oxgeno es que interacte de manera simultnea con las
aguas residuales y el licor de mezcla debido a que este ltimo lleva a cabo el
proceso de depuracin, lo cual implica el cumplimiento de tres etapas en este
proceso:
a) Poner en contacto el oxgeno con las aguas residuales
b) Transferir el oxgeno a travs de la interfase gas-lquido para disolverlo en
el lquido.
c) Transferir el oxgeno disuelto a travs del lquido hasta los
microorganismos.
La transferencia de oxgeno va a tener como fuerza impulsora la diferencia de
actividad que viene dada por la diferencia de concentracin de oxgeno en la
interfase lquido-gas y en la fase lquida. Adems va a tener un coeficiente de
-
38
transferencia de materia. Como la solubilidad del oxgeno en el agua es muy baja,
se supone que el proceso total est controlado por la segunda etapa (Winkler,
1987).
Efectos de la temperatura Durante el proceso bioqumico de depuracin de la materia orgnica, las
constantes de velocidad de la reaccin biolgica son fuertemente dependientes de
la temperatura. La temperatura no slo influye en las actividades metablicas de la
poblacin microbiana, sino que tambin tiene un efecto sobre factores tales como
la transferencia de gases y sobre las caractersticas de sedimentacin de los
slidos biolgicos. El conjunto de estos factores sobre la velocidad de reaccin de
un proceso biolgico se puede expresar de la siguiente manera:
= ( 20)20 * TTr r (Metcalf and Eddy, 1995) donde:
Tr : velocidad de reaccin a T C
20r : velocidad de reaccin a 20 C
: coeficiente de actividad temperatura T : temperatura en C
-
39
3
F (Alimento)Cm= M (Microorganismos)
m
Q*DBOCm= V*SSLM
g
*dia 3m
3m
g
*3m
Q*DBO 1Cm= V*SSLM dia
2.2.5 PARMETROS DE OPERACIN
El proceso de tratamiento a travs de lodos activos se puede caracterizar a travs
de ciertos parmetros propios del proceso. Es a travs de estos parmetros que
se puede llevar un adecuado control del proceso e identificar problemas o
regmenes de operacin.
Carga Msica
Se define la carga msica del reactor biolgico a la relacin entre la masa de
alimentacin en un da de materia orgnica al reactor y la masa de lodos
contenida en el reactor. La medida de la masa de materia orgnica es a travs de
la DBO y la de lodos a travs de slidos suspendidos.
(Cisterna, 2000)
La literatura clasifica segn el valor de la carga msica en tres tipos de procesos.
Se define el proceso de aireacin extendida cuando la carga msica se encuentra
entre 0,05 y 0,15. Si analizamos este rango observamos que los microorganismos
disponen de una cantidad limitada de alimento, por lo cual gran parte de ellos se
-
40
encontrarn en situacin de hambruna, con lo que se fomentar la
descomposicin endgena, donde los mas fuertes se comern a los mas dbiles.
As el lodo estar ms estabilizado.
Tambin se define el proceso de operacin convencional cuando la carga msica
se encuentra en un rango de 0,2 0,4, en el cual los microorganismos disponen
de una cantidad moderada de sustrato. Por ltimo se define el proceso de alta
tasa con cargas msicas comprendidas entre 0,4 y 1,5, donde los
microorganismos contenidos en el reactor biolgico disponen de abundante
sustrato. Cabe mencionar que esta ltima variante del proceso entrega lodos
menos estabilizados por lo cual se hace necesaria la estabilizacin de lodos.
(Metcalf and eddy, 1995)
Caudal de Recirculacin
Para mantener la concentracin constante en el reactor es necesario recircular la
biomasa que sale del reactor y sedimenta en el clarificador secundario. A travs
de un balance de masa en el tanque de aireacin se puede obtener el caudal de
recirculacin necesario para mantener la concentracin.
Si se observa la figura 1 se puede realizar un balance de masa en el tanque de
aireacin como se muestra a continuacin:
-
41
( )
( )( )
entrada entrada R R entrada R
R
entradaR entrada
R
Q *SS Q * SS Q Q * SSLM
Despejando Q se tiene
SSLM-SSQ Q *
SS SSLM
+ = +
=
Tiempo de residencia hidrulico TR Este parmetro representa el tiempo que permanece el agua residual en contacto
con la biomasa. Se calcula a travs de la siguiente expresin:
reactorR
entrada
VT [T]Q
=
Tiempo medio de retencin celular o edad celular
Representa el tiempo que los microorganismos permanecen en el sistema y se
calcula de la siguiente manera:
* [T]* *C Purga Purga efluente efluente
V SSLMQ SST Q SST
= +
-
42
De acuerdo al tipo de proceso (aireacin extendida, convencional, alta tasa) se
establece la edad celular. Por ejemplo, para sistemas de aireacin extendida los
slidos biolgicos deberan permanecer en el sistema entre 20 a 30 das, en tanto
que en un proceso de alta carga los slidos deberan permanecer entre 5 a 10
das. As se puede controlar la edad celular a niveles recomendados para el
correcto desarrollo de la biodegradacin y estabilizacin de los lodos. (Metcalf and
Eddy, 1995)
-
43
2.3 SEDIMENTACIN SECUNDARIA El proceso de remocin de la contaminacin orgnica del agua residual es de vital
importancia para el tratamiento biolgico tanto como lo es el proceso de
sedimentacin o separacin de la biomasa del clarificado, ya que si este ltimo no
ocurre, slo se habr transformado la contaminacin carbonosa en contaminacin
biolgica y la calidad del efluente se ver afectada sustancialmente.
El proceso de sedimentacin gravitacional muchas veces se transforma en una
etapa muy engorrosa, mucho ms que la remocin de la polucin.
El rol del sedimentador secundario es:
Separar el lodo activo del agua residual tratada
Espesar el lodo activo separado tal que el agua contenida en exceso y el caudal de recirculacin sean minimizados.
La mxima eficiencia en la separacin del lodo activo del agua residual tratada es
necesaria para proteger los cursos receptores de la polucin adicional de los
efluentes secundarios (post tratamiento biolgicos). Los slidos en suspensin que
se escapan del sedimentador secundario no estn formados por partculas inertes
sino por flculos de microorganismos vivientes de pequeo tamao que no
-
44
alcanzaron a sedimentar. Esos microorganismos respiran y consumen el oxgeno
disuelto de los cuerpos receptores.
Es por esto que requieren especial atencin los problemas operativos generados
en las plantas de lodos activos. Cabe sealar que no necesariamente son causa
del operador sino a cambios en los parmetros caractersticos de las aguas
residuales o la biocenosis del lodo activo.
2.3.1 TIPOS DE SEDIMENTACION
En la teora de sedimentacin se describen cuatro tipos de sedimentacin, - la
sedimentacin de partculas discretas, sedimentacin floculenta, sedimentacin
zonal o retardada y la sedimentacin por compresin - de los cuales slo tres son
aplicables a los lodos activos o mejor dicho la sedimentacin de partculas
discretas no es relevante en los lodos activos. Se describen las tres aplicables a
los sistemas de lodos activos
9 Sedimentacin Floculenta
Este tipo de sedimentacin o etapa de la sedimentacin ocurre para partculas que
no se comportan como partculas discretas. Por el contrario, tienden a agregarse
unas a otras durante el proceso de sedimentacin. Es decir se produce la
coagulacin o coalescencia, o mejor dicho la masa de partculas va aumentando y
se deposita a mayor velocidad. Esta parte de la sedimentacin ocurre en la parte
superior del sedimentador
-
45
9 Sedimentacin Zonal o Retardada
En esta etapa de la sedimentacin debido a las altas concentraciones de slidos,
el lquido clarificado tiende a ascender por los espacios insterticiales existentes
entre las partculas. Como consecuencia de ello, los slidos que entran en
contacto tienden a sedimentar en zonas o capas, manteniendo entre ellas las
mismas posiciones relativas. A medida que van sedimentando las partculas se
produce una zona relativamente clara por encima de la regin de sedimentacin.
En esta etapa la velocidad de sedimentacin es funcin de la concentracin de
slidos y de sus caractersticas.
9 Sedimentacin por Compresin
Posterior a las dos etapas descritas, a medida que avanza el proceso de
sedimentacin comienza a formarse en el fondo del sedimentador una capa de
partculas comprimidas. En esta regin las partculas forman una estructura en
que existe contacto entre ellas. En esta fase los flculos se comprimen y la
sedimentacin slo se produce por la compresin de las partculas a medida que
siguen sedimentando partculas en la parte superior del sedimentador.
En la figura 2.5 se ilustran las fases de sedimentacin en un cilindro para una
concentracin inicial C0 y la curva de sedimentacin Altura v/s Tiempo
-
46
Figura 2.6 Curva de tipos de sedimentacin
Figura 2.5 Tipos de sedimentacin de lodos activos
2.3.2 FORMACIN DE FLOCULOS DE LODOS ACTIVOS La formacin de flculos en los lodos activos es muy importante en el proceso de
sedimentacin, dado que si los microorganismos no floculan, difcilmente
sedimentarn gravitacionalmente como partculas discretas.
Los flculos de lodos activos estn formados por varias especies de
microorganismos llamados formadores de floc (floc-formers).
Estos formadores de flculos estn representados principalmente por el gnero de
las Pseudomonas, Achromobacter, Alcaligenes, Citromonas, Flaviobacterium, y
Zoogloea. stos y muchos otros quimiorganotrficos son capaces de convertir
sustratos orgnicos en materia extracelular especfico llamado glycocalyx .
Zona de compresin
Sedimentacin Retardada o zonal
Sedimentacin Floculenta
Sedimentacin Discreta
Clarificado
Pro
fund
idad
(cm
.)
Tiempo (min.)
-
47
El glycocalyx es un polisacrido que contiene una membrana que rodea la
membrana extracelular de clulas Gram negativas y el peptidoglycan en clulas
Gram positivas. Dado que el glycocalyx es un polmero orgnico, ste incrementa
la viscosidad del agua, lo que ayuda a las clulas individuales a formar el medio
ambiente necesario para la actividad de las enzimas extracelulares. Este polmero
viscoso habilita la unin de clulas individuales o la unin a agregados de un
tamao mayor.
En suma, la floculacin es producida gracias a la existencia de este polmero en el
licor de mezcla. Sin embargo dependiendo de su concentracin dar lugar a una
buena o mala sedimentacin.
-
48
2.4 PROBLEMAS CON LA SEPARACIN DEL LODO ACTIVO DEL
AGUA TRATADA
Ya conocido el objetivo de la sedimentacin secundaria es interesante averiguar
qu pasa cuando no se cumple el objetivo principal de este proceso. Si bien el
agua residual ya ha sido tratada, es decir la contaminacin orgnica con la que
llegaba el agua residual a la planta ya ha sido removida, no siempre es posible
separar la biomasa del agua clarificada, las razones de este problema son
muchas. Es por esto que los problemas en la separacin de la biomasa se
manifiestan de formas distintas, por ej.: lodo abultado, ascendente, etc.
Esta investigacin est referida nicamente al bulking o lodo abultado, es decir no
se trataron otros problemas de la sedimentabilidad de los lodos.
2.4.1 BULKING
2.4.1.1 DESCRIPCIN DEL PROBLEMA
Una definicin de bulking o fango voluminoso es aquel lodo activo que posee
pobres caractersticas de sedimentabilidad y escasa compactabilidad. Es decir en
el sedimentador secundario no se separa el lodo del agua clarificada, provocando
que las condiciones de salida del efluente no cumplan con las exigencias
ambientales.
Generalmente se ha asociado la pobre sedimentabilidad y abultamiento del lodo al
crecimiento desmesurado de microorganismos filamentosos. Estos
-
49
microorganismos eran llamados sphaerotilus o activated sludge fungi en los
primeros estudios de este problema. En la actualidad se han identificado ms de
treinta clases diferentes de microorganismos que pueden provocar este problema
en las plantas de lodos activos. Tambin se identific el fenmeno de bulking no
filamentoso, en el que la causa no era por el crecimiento desmesurado de
filamentosas, sino al agua embebida en el flculo, de forma que las clulas
presentes en el flculo se hinchan con agua hasta el punto que reducen su
densidad y no sedimentan, y por ltimo est el bulking viscoso debido al exceso
de biopolmeros (Wanner, 1994).
2.4.2 BULKING FILAMENTOSO Se le llama bulking filamentoso al tipo de bulking que es producido por una
poblacin importante de bacterias filamentosas. En condiciones normales la
compactacin de los flculos de lodo se produce por la capacidad que tienen de
unirse entre s. As el agua es repelida por la reduccin de los espacios entre ellos
por accin de la gravedad.
Las filamentosas interfieren con la sedimentacin y compactacin de dos
maneras:
9 Algunas clases de bacterias filamentosas crecen mejor en el interior de los
flculos, modificando su forma a una estructura abierta muy difusa. Esos flculos
abiertos proporcionan una porcin de espacio al agua, de manera que a pesar de
-
50
la agregacin individual de los mismos no estn mecnicamente impedidos de
sedimentar por las bacterias filamentosas, sino que est limitada por demasiada
agua capturada en el lodo.
9 La segunda forma en que las bacterias filamentosas pueden deteriorar la
sedimentacin y la compactacin de los flculos de lodos activos es mucho ms
comn. La mayora de los microorganismos filamentosos observados destacan por
su preferencia de flculos firmes y estables dentro del fluido abultado.
Las bacterias filamentosas, que en bajo nmero forman una estructura o sostn de
flculos firmes y estables, en gran nmero de ellas son capaces de impedir la
compactacin de flculos individuales. Un ejemplo de este tipo de red se muestra
en la figura 2.6.
Figura 2.6, Flculo entrelazado por filamentosas
-
51
Este fenmeno llamado bulking filamentoso tiene un gran efecto tanto en la
separacin del lodo del clarificado como en el espesamiento del lodo. Los efectos
que produce sobre el lodo activo son de gran relevancia y difcil manejo. Los
efectos conocidos de pobre compactacin del lodo son:
9 Bajas concentraciones del lodo de recirculacin y de purga
9 Dificultad para mantener la concentracin de SSLM en el reactor biolgico
9 Pobre espesamiento del lodo
9 Susceptibilidad a sobrecargas hidrulicas
Las velocidades de sedimentacin del lodo activo se tornan inaceptables para una
eficiente separacin del lodo.
2.4.3 BULKING VISCOSO Este tipo de bulking corresponde al lodo activo que posee una cantidad excesiva
de biopolmeros extracelular, que le concede al lodo activo una consistencia
viscosa como jalea. Como los biopolmeros son coloides hidroflicos, el lodo activo
llega a tener una alta retencin de agua. Tal es la hidratacin que exhibe el lodo
que su velocidad de sedimentacin y compactacin baja. Efectos de este tipo de
bulking son:
9 Efluentes con lodo viscoso
9 Lodo de recirculacin y purga diluidos
-
52
Estos dos problemas son realmente causados por la presencia excesiva de
biopolmeros en el lodo activo y su presencia es fcil de determinar al
microscopio.
Cuando el lodo activo es intensamente aireado puede aparecer espuma o
eventos de espumas espordicos.
Como intentos de remediar el problema de bulking se agregan dosis de fsforo
(siempre cuando la concentracin de nitrgeno est disponible para aquello) o se
vuelve a airear el lodo viscoso, lo que no siempre resulta.
La experiencia ha llevado a afirmar que la enorme produccin de biopolmeros es
una reaccin de algunas bacterias organotrficas a la falta de nutrientes,
micronutrientes, o a la presencia de compuestos txicos.
La produccin de biopolmeros es caracterstica de la mayora de los
microorganismos formadores de flculos, pero bajo condiciones normales la
cantidad de biopolmeros es justo la necesaria para la formacin de flculos
firmes.
Una vez que se ha determinado que se est en presencia de bulking viscoso es
muy difcil remediar el problema. No se puede agregar perxido de hidrgeno ni
polmeros para remediar el bulking, pero experiencias de van Leeuwen (citado por
Wanner, 1994) pronostica buenos resultados adicionando ozono.
-
53
2.4.4 IMPACTO DE LA CARENCIA DE NUTRIENTES Anteriormente se mencion que los microorganismos necesitaban sustratos para
su metabolismo, es decir, para el anabolismo que se encarga del crecimiento de
nuevas clulas y la mantencin de los tejidos y para el catabolismo que se
encarga de la produccin de energa para todas las reacciones internas y externas
de las clulas. Adems de la fuente de carbono, necesitan nutrientes para la
sntesis de compuestos celulares. Por lo tanto la presencia de nutrientes es
esencial para el crecimiento balanceado de los microorganismos. Sin embargo
cuando las concentraciones de nutrientes no estn de acuerdo con los
requerimientos celulares, los compuestos orgnicos provenientes de las aguas
residuales no pueden continuamente seguir siendo transformados en biomasa.
Dependiendo de las concentraciones de estos nutrientes la sntesis de nueva
biomasa puede incluso cesar o su senda bioqumica cambiar.
La respuesta de los microorganismos a la carencia de nutrientes consiste en
desviar el flujo de carbono extracelular de la ruta habitual para producir polmeros
y polisacridos en lugar de protenas y otros compuestos celulares. De esa
manera la escasez de nutrientes en el licor de mezcla provoca siempre un
incremento peligroso de bulking viscoso causado por un exceso de biopolmeros
extracelulares. Ms an algunos microorganismos filamentosos crecen
preferentemente bajo condiciones de nutriente limitante. Es por esto la especial
observacin a la desproporcin de nutrientes con la fuente carbnica.
-
54
2.4.5 EVALUACION DE FENOMENOS DE BULKING
A lo largo de la historia del proceso de lodos activos son muchas las medidas que
se han llevado a cabo para cuantificar las propiedades de la sedimentacin,
espesamiento, espumas, etc. El principio de todos los mtodos existentes es
obtener informacin bsica acerca de los problemas de separacin del lodo.
Desafortunadamente esos mtodos no proporcionan ninguna alerta temprana de
problemas de bulking o foaming1.
Para cumplir este propsito se debe saber la tendencia de los valores de
sedimentacin y tiempos peridicos de eventos de foaming, microfotografas de
los lodos activos por un periodo de tiempo largo, un esquema de la planta y lo ms
importante, es estrictamente necesario saber la composicin de las aguas
residuales.
Los mtodos que describen las caractersticas de separacin de los lodos no son
universales. Es extremadamente difcil determinar que lodo tiene buenas
propiedades de sedimentacin y cual malas. Por ejemplo: mientras una planta
puede ser operada con un ndice volumtrico de lodos de 150-200 ml/g, otra
operada con 100-150 ml/g presentar inestabilidad, especialmente con tanques de
sedimentacin poco profundos.
1 Foaming: espuma causada por ciertos tipos de microorganismos filamentosos.
-
55
30 minutosVol * 10000mlIVL =g SST
2.4.5.1 IDENTIFICACIN DE BULKING
La identificacin de fenmenos de bulking se puede hacer de dos maneras: a
travs del ndice volumtrico de lodos o por inspeccin visual.
9 ndice Volumtrico de Lodos: Este test de sedimentabilidad es uno de los
ms antiguos introducido para la cuantificacin de las propiedades de los lodos
activos. Dada su simplicidad de realizar ha sido utilizado ampliamente en
investigaciones y en la operacin de plantas de tratamiento an cuando los
propsitos originales no eran esos.
Por tal razn se han introducido muchas variantes a la realizacin del
procedimiento del ndice volumtrico original.
Este ensayo representa el volumen ocupado por un gramo de lodos.
El test se realiza en un cilindro graduado y el volumen sedimentado a los 30
minutos es ledo despus de dejar sedimentar una muestra homognea de lodo
activo. Dado que este ensayo depende de la concentracin de slidos del licor de
mezcla puede inducir a resultados engaosos. Por ejemplo si el volumen
sedimentado a los treinta minutos es de 1000 ml, esto puede reflejar dos
problemas:
-
56
1. Si la concentracin del lodo es alta, por lo menos 10000 mg/l el problema
se puede encontrar en la compactacin del lodo concentrado.
2. Si la concentracin del lodo es baja, alrededor de 2000 mg/l representara
un evento de bulking muy severo.
As altos valores de volmenes medidos a los treinta minutos pueden llevar a
interpretaciones engaosas.
Constantemente se han aplicado modificaciones a este ensayo para acortar el
periodo de refloculacin y eliminado el efecto pared.
9 Inspeccin Visual: En una planta de tratamiento el tacto que se pueda tener
es importantsimo para advertir problemas en ellas. La observacin frecuente del
lodo permite distinguir cambios en l. Para determinar una situacin de bulking
visualmente se pueden advertir aglomeraciones flotando en el sedimentador o una
muy lenta sedimentacin en una probeta con muchos slidos en suspensin o con
una muestra al microscopio.
9 ndice Volumtrico de Lodos Agitado: (SSVI) Este ensayo consiste en un
cilindro estndar de 1 a 2 litros y un impulsor vertical en forma de anillo que rota
lentamente a una velocidad de 1 cm/s, alrededor de 4 rpm. El impulsor elimina el
efecto pared, rompe las interconexiones entre los flculos y ayuda a la
-
57
compactacin. Rachwal (1982) compar ambos test a diferentes concentraciones.
Los resultados se pueden observar en la figura 2.7.
Rachwal afirm que el test de ndice volumtrico de lodos debera medirse segn
el grfico para concentraciones menores a 4 g/l. Si observamos la curva del
volumen sedimentado a los 30 minutos para el IVL se observa que el volumen
crece en forma proporcional al aumento de la concentracin, sin embargo, para
valores superiores a 4 g/l el volumen sedimentado a los 30 minutos no varia
mayormente, induciendo a errores o confusiones al realizar este ensayo.
Figura 2.7 Comparacin entre IVL y SSVI (Fuente: Rachwal, 1982)
V30 min., %
100
50
500
10SSLM, g/l
V30 IVL
V30 SSVI
-
58
2.4.5.1.1 CLASIFICACION POR SEDIMENTABILIDAD
En la literatura de ingeniera de aguas residuales existe una amplia gamma de
parmetros y ensayos para clasificar los lodos de acuerdo a su sedimentabilidad.
Sin embargo, a pesar de la cantidad de mtodos el ndice volumtrico de lodos es
el ms utilizado.
De acuerdo al IVL se clasifican los lodos como se muestra en la tabla N 3.
Tabla N 3, Clasificacin de lodos segn el ndice volumtrico de lodos
Tipo de Lodo IVL (ml/g)
Buena sedimentacin < 100
Ligera 100 200
Bulking > 200
Esta clasificacin la entrega Wanner (1994). Generalmente se adopta esta
clasificacin para clasificar los lodos de acuerdo al IVL. Pero en la prctica se
puede apreciar que un valor de lodo mayor a 150 ml/g de IVL ya tiene una muy
baja sedimentacin y compactacin en el sedimentador.
-
59
3 DESARROLLO EXPERIMENTAL: PROCESO DE LODOS ACTIVOS A ESCALA DE LABORATORIO
A travs de la implementacin de un sistema de tratamiento de lodos activos a
escala de laboratorio se pretende estudiar el comportamiento del sistema frente a
la sensibilizacin de parmetros de entrada a la planta en la aparicin de bulking y
as analizar la influencia de las variaciones en la entrada y el efecto que provocan
en las caractersticas del efluente.
El sistema tendr un rgimen continuo, basado en alimentacin diaria de agua
residual sinttica, cuya principal fuente orgnica ser la sacarosa, y el aporte de
nutrientes bsicos para la actividad celular como el nitrgeno y el fsforo.
El desarrollo experimental consta de dos etapas: un perodo de marcha blanca,
donde se opera slo el tanque de aireacin, como un sistema SBR sequencing
batch reactors - y otro con el sedimentador acoplado, es decir, como un sistema
tradicional de lodos activos.
3.1 Descripcin de la planta a escala de laboratorio
El sistema de lodos activos a escala de laboratorio cuenta principalmente de un
tanque de aireacin y un sedimentador secundario, adems de otros dispositivos
que permiten el correcto funcionamiento del sistema, como:
-
60
Tanque de Aireacin
Corresponde a un cilindro de acrlico transparente, con una altura de 45 cm y un
dimetro interno de 20 cm. El tanque posee orificios laterales de salida a distintas
alturas, como se muestra en la figura 3.1, lo que permite elegir el volumen de
trabajo que se utilizar en la operacin.
Figura 3.1 Tanque de aireacin
Sedimentador Secundario
El sedimentador secundario corresponde a un cilindro acoplado a un cono,
fabricados en acrlico transparente, con altura total de 40 cm, y un dimetro interno
de 20 cm.
El sedimentador posee salidas laterales para el clarificado, ubicadas a distintas
alturas, adems de poseer una abertura en el fondo que permitir la recirculacin
de lodos hacia el tanque de aireacin o la purga del excedente producido, como se
muestra en la figura 3.2.
Abe
rtura
s par
a va
ciad
o de
l lic
or
-
61
Figura 3.2 Sedimentador secundario
Dispositivos anexos
Adems del tanque de aireacin y del sedimentador secundario son necesarios
otros dispositivos para implementar realmente el sistema.
Para lograr una correcta aireacin-agitacin del licor de mezcla en el tanque de
aireacin, se usaron 4 bombas de aire, que a travs de 8 difusores lograron la
homogeneizacin y aporte de oxgeno necesario para la degradacin biolgica.
Para lograr la recirculacin desde el sedimentador secundario al tanque de
aireacin se utiliz una bomba de membrana, - utilizada para recircular lodo en el
tratamiento de aguas residuales de pesqueras y para la mantencin de calderas -
la cual permita regular el caudal dentro de ciertos lmites.
La conduccin del licor de mezcla y del flujo de recirculacin se realiz a travs de
mangueras transparentes de goma y para el control de la operacin fue necesario
la utilizacin de temporizadores, (ver figuras 3.3 y 3.4)
Abe
rtura
s pa
ra e
l cl
arifi
cado
Extra
cci
n de
lodo
s
-
62
Figura 3.3 Esquema del sistema
Figura 3.4
a) Bomba RAS de membrana con caudal regulable b) Bombas de Aireacin
-
63
3.2 OPERACIN DEL SISTEMA Una vez que el sistema se encuentra implementado completamente, funciona
como una planta de tratamiento de aguas residuales convencional de lodos
activos. Para un mayor control del sistema se imponen condiciones en la
operacin de la planta de modo de cumplir con lo programado.
Es necesario generar condiciones favorables para el crecimiento y aclimatacin de
la colonia bacteriana para que puedan as cumplir con el proceso de depuracin
de las aguas. Esto se logra con una adecuada alimentacin y el suministro de
oxgeno al reactor.
La aclimatacin de la colonia bacteriana se logra con un perodo de marcha
blanca, donde la planta funciona como un reactor secuencial discontinuo, luego se
acoplara el resto de los componentes de la planta.
3.2.1 REACTOR SECUENCIAL DISCONTNUO (SBR) Durante aproximadamente 60 das el sistema oper bajo el modo operacional
SBR, con el propsito de provocar un crecimiento y aclimatacin de la biomasa a
las nuevas condiciones de operacin. La biomasa fue extrada del proceso de
recirculacin de la planta de tratamiento de aguas residuales Bo Bo, ESSBIO
Concepcin.
El proceso SBR es una variacin del proceso de lodos activos, la principal
diferencia es que todo el proceso de depuracin se realiza dentro del mismo
tanque de aireacin.
-
64
Los reactores de carga secuencial (SBR) son operados en ciclos (sequencing).
Cada ciclo consiste en un nmero de pasos que deben ocurrir en periodos de
tiempo determinados. Las principales etapas de este modo de operacin son los
siguientes:
1) Llenado: El agua residual es impulsada dentro del reactor. El perodo de
llenado puede ser esttico, mezclado (el lodo activo sedimentado es mezclado
bajo condiciones anxicas con el influente) o siempre aireado. El agua residual
comienza a reaccionar con la masa bacteriana.
2) Aireacin: Al licor de mezcla se le suministra aire a travs de bombas
impulsoras y difusores, logrando as la oxigenacin requerida para la actividad
celular y la mezcla para una correcta homogeneizacin del sistema.
3) Sedimentacin: Se deja de suministrar aire al reactor y esto produce un
estado de reposo que permite la sedimentacin de los flculos. En esta etapa se
visualiza claramente el clarificado y el manto de fangos.
4) Vaciado: se procede a extraer el clarificado hasta la profundidad
conveniente, tratando de evitar turbulencia en el manto y lograr un efluente libre de
slidos y de la mejor calidad posible.
Durante el perodo de marcha blanca, los perodos de llenado, aireacin,
sedimentacin, vaciado, fueron variando constantemente con el fin de
proporcionar condiciones favorables al crecimiento bacteriano y as cumplir con el
principal objetivo de la marcha blanca, crecimiento y aclimatacin.
-
65
Regularmente se realizaron ensayos de slidos suspendidos, sedimentabilidad
(IVL), pH, temperatura, con el fin de llevar un control minucioso de la evolucin del
sistema.
3.2.2 ALIMENTACIN DEL SISTEMA La alimentacin del sistema tanto en la marcha blanca como en el perodo normal
de funcionamiento se realiz con agua residual sinttica en base a sacarosa
(C12H22O11) que aporta el carbono necesario para la cintica de los
microorganismos y que ha sido utilizada en investigaciones anteriores
(Chavarra,2003 ; Mardones, 2004).
Adems es indispensable la adicin de nutrientes, ya que stos son claves para el
metabolismo celular, para la produccin de energa y sntesis de protenas. En
esta experiencia se utiliz slo el nitrgeno y fsforo como nicos nutrientes, an
cuando son necesarios otros nutrientes como el fierro, calcio, potasio manganeso,
molibdeno, zinc, cobre, sodio para la remocin de la DBO.
Es vlido hacer esta simplificacin ya que el nitrgeno y el fsforo son crticos,
debido a que son requeridos en mayor proporcin que los otros elementos.
En estudios anteriores se ha concluido la DBO requerida para la degradacin de la
sacarosa. (Henze, 1995)
12 22 11gr mg DBO mg DQO1 C H O 1300 1500 l l l
-
66
12 22 11
4
5 3 10
1 gr C H O 1,3 g DBO
1 gr NH Cl 0,2619 g N
1 gr Na P O 0,2525 g P
La proporcin utilizada entre la materia orgnica contenida por el agua residual
sinttica y los nutrientes contenidos es la que ha demostrado ser la ms eficiente
en cuanto a la remocin de DBO para agua residuales urbanas (Ammary, 2004)
DBO : N : P = 100 : 5 : 1
Esta relacin se utiliz en el perodo de marcha blanca y en la primera parte de la
experiencia, ya que uno de los objetivos de la presente memoria es variar esta
relacin para ver los efectos sobre el efluente y la sedimentabilidad del lodo.
El aporte de nitrgeno y fsforo se realiz a travs de compuestos que
demostraron en experiencias anteriores tener buenos resultados como aporte de
nutrientes (Mardones, 2004).
El nitrgeno fue proporcionado por el Cloruro de Amonio 4NH Cl , mientras la
contribucin de fsforo por el Tripolifosfato de sodio 5 3 10Na P O .
Por una parte el peso molecular del cloruro de amonio es de 53,492 mientras que
el del tripolifosfato de sodio es de 367,86.
As, con lo anterior podemos obtener la cantidad de nitrgeno y fsforo contenida
en el Cloruro de Amonio y en el Tripolifosfato de sodio respectivamente.
-
67
En consecuencia se puede obtener una relacin que permita conocer las
cantidades requeridas de Cloruro de Amonio y Tripolifosfato de Sodio para una
relacin DBO:N:P y una DBO conocida.
12 22 11
5 3 10
DBOX gr C H O = 1300
N*DBOX gr NH4Cl = 26190
P*DBOX gr Na P O = 25250
En consecuencia, la variacin de la relacin DBO:N:P del agua residual sinttica
se obtiene con estas relaciones. Se aprecia de fcil manera la simplicidad y
flexibilidad con que se puede variar la relacin DBO:N:P en la tabla 4.
DBO N P DBO C12H22O11 (g) NH4Cl (g) Na5P3O10 (g) 100 5 1 1200 0.923 0.229 0.048 100 2.5 1 1200 0.923 0.115 0.048 100 5 0.5 1200 0.923 0.229 0.024 100 5 1 1600 1.231 0.305 0.063 100 2.5 1 1600 1.231 0.153 0.063 100 5 0.5 1600 1.231 0.305 0.032 100 5 1 2000 1.538 0.382 0.079 100 2.5 1 2000 1.538 0.191 0.079 100 5 0.5 2000 1.538 0.382 0.040 100 5 1 2400 1.846 0.458 0.095 100 2.5 1 2400 1.846 0.229 0.095 100 5 0.5 2400 1.846 0.458 0.048
Tabla 4 Algunas dosificaciones de agua residual sinttica
-
68
3.2.3 EVOLUCIN DURANTE LA MARCHA BLANCA
La marcha blanca tiene por objetivo la aclimatacin y crecimiento de los
microorganismos. Es por esto que durante los casi 60 das de aclimatacin se
realiz un seguimiento diario de los parmetros de operacin caractersticos de las
plantas de lodos activos.
Se realizaron ensayos de slidos suspendidos de licor de mezcla para controlar el
crecimiento bacteriano, ensayo de IVL para controlar la sedimentabilidad, pH y
temperatura para verificar que el proceso se desarrolle dentro de ciertos rangos
que aseguren el correcto funcionamiento del sistema.
3.2.3.1 SLIDOS SUSPENDIDOS DE LICOR DE MEZCLA
El seguimiento de este parmetro se realiz en forma peridica para controlar el
crecimiento de la biomasa. La determinacin de los slidos suspendidos de licor
de mezcla se realiza tal como lo indica la norma aplicable al caso. La norma
chilena NCh 2313 parte 3 oficializada en 1995 para la determinacin de slidos
suspendidos totales secados describe una simple metodologa para la
determinacin de slidos suspendidos totales.
El mtodo descrito en la norma consiste en determinar la concentracin de slidos
en una muestra de volumen conocido y representativo del volumen total de licor.
Este volumen de muestra conocido se filtra con la ayuda de una trompa de agua
en papeles filtro whatman de 9 cm cf/c. Los slidos retenidos en el papel filtro son
-
69
Evolucin de SSLM
0
500
1000
1500
2000
2500
3000
3500
4000
4500
5000
5500
0 5 10 15 20 25 30 35 40 45 50 55 60
Tiempo (dias)
SSLM
(mg/
L)
secados en un horno a 103 -105 C durante una hora y se calculan de acuerdo a
la siguiente expresin:
1slidos
muestra
MasaSST= [M*V ]
Volumen
Durante los 57 das de marcha blanca los slidos suspendidos del licor de mezcla
llegaron a un valor piso de 900 mg/l al tercer da de trabajo bajo el modo SBR
debido a que los lodos con los que arranc el sistema provenan de una planta de
tratamiento real, donde stos estaban aclimatados a aguas residuales urbanas,
con nutrientes y compuestos que son similares a los presentes en el agua residual
sinttica.
Figura 3.4 Evolucin de los SSLM en el perodo de marcha blanca
-
70
La formacin de flculos fue casi inmediata, en todo caso durante el vaciado se
produca un importante escape de partculas que no sedimentaban y producan
una disminucin tal de slidos en suspensin, que podan provocar que el
crecimiento diario de microorganismos fuera sacado de la planta y as impedir el
aumento de la concentracin de slidos en el reactor biolgico.
Este problema se resolvi mediante un mayor tiempo de detencin del licor, es
decir, se detuvo la aireacin por un mayor tiempo con lo cual disminuy la
cantidad de slidos en el efluente.
Se observ adems durante el perodo de marcha blanca la formacin de
cortocircuitos debido a un mal funcionamiento de los difusores ya que se
obstruyeron con lodo y a la mala distribucin de los mismos. Se resolvi el
problema agregando una bomba adicional (4 en total) con 8 difusores con una
distribucin espacialmente uniforme con el fin de evitar nuevos cortocircuitos2.
El tiempo de detencin fue aumentando a travs del tiempo debido a que como
aumentaba la cantidad de slidos suspendidos el manto de fangos se elevaba (el
tanque de aireacin se convirti en el sedimentador) produciendo un retraso en la
sedimentacin de las partculas superiores.
Ya aclimatados los slidos suspendidos alcanzaron un valor techo de 4820 mg/l
con lo que el tanque ya estaba en condiciones de funcionar como una planta
convencional de lodos activos.
2 Cortocircuito: zona del tanque de aireacin que no es aireada ni agitada y que se transforma en una zona anxica
-
71
30 minutosmlVol
ml 100 mlIVL = g
mgSST
l1 g*
1000 mg
1 l 1000 ml30 minutos Vol * 10000mlIVL =
g SST
3.2.3.2 NDICE VOLUMTRICO DE LODOS
El ndice volumtrico de lodos es un ensayo que se realiza para obtener
informacin de la calidad de sedimentacin. Consiste en conocer el volumen
ocupado por un gramo de lodos. Para esto se deja sedimentar una muestra de
volumen conocido de licor de mezcla en una probeta cilndrica por treinta minutos
y se hace la lectura del volumen de lodo sedimentado a este tiempo.
El clculo de este parmetro se realiza a travs de la siguiente expresin:
El problema del ndice volumtrico de lodos radica en que dos lodos con igual IVL
pueden representar propiedades de sedimentacin diferentes, como se muestra
en la figura 3.41
-
72
T (min)
H (c
m.)
30 min
Lodo 1
Lodo 2
IVL v/s Tiempo
0
20
40
60
80
100
120
140
160
180
200
1 4 7 10 13 16 19 22 25 28 31 34 37 40 43 46 49 52 55
Tiempo (dias)
IVL
(ml/g
)
Figura 3.41 Dos lodos con igual IVL
Se realizaron ensayos de ndice volumtrico de lodos para observar las
propiedades de sedimentacin del lodo y de manera aproximada el crecimiento
bacteriano. La evolucin de este parmetro durante la marcha blanca se muestra
en el grfico 3.42
Figura 3.42 Evolucin del IVL en el tiempo
-
73
A lo largo de la marcha blanca la sedimentabilidad del lodo fue mejorando
progresivamente. Los primeros das del periodo de prueba los ensayos de IVL
casi lograron los 200 ml/g que indica una pobre sedimentabilidad, lo que s