Nitrificacion y Desnitrificacion

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DOCUMENTO 1 BASES PARA LA ELIMINACIÓN DE NITRÓGENO Y FÓSFORO

1.- INTRODUCCIÓN 2.- FLUJO DE MATERIA EN EL ECOSISTEMA 3.- EL CICLO DEL NITRÓGENO 3.1.- INTRODUCCIÓN Y PROCESOS PRINICPALES 3.2.- EL CICLO DE NITRÓGENO EN LAS AGUAS SUPERFICIALES Y LOS SEDIMENTOS 3.3.- EL CICLO DEL NITRÓGENO EN EL SUELO Y EL AGUA SUBTERRÁNEA 4.- CICLO DEL FÓSFORO 5.- FORMAS DE NITRÓGENO Y FÓSFORO EN EL AGUA RESIDUAL

1.- INTRODUCCIÓN La necesidad de eliminar nutrientes, N y P, que, por ejemplo, juegan un papel crítico en la eutrofización, obliga a la utilización de los denominados “procesos avanzados de depuración”, también denominados terciarios, en el tratamiento de las aguas residuales. Inicialmente se acentuó el interés en la eliminación de fósforo por dos razones principales: • el fósforo es el nutriente más crítico para el control de la eutrofización; • los procesos de eliminación de nitrógeno se consideraban poco eficaces y caros. Actualmente se justifica la eliminación de compuestos de nitrógeno de las aguas residuales antes de su descarga a las masas de aguas receptoras por las razones que se presentan a continuación: • • • • •

se trata de un nutriente importante en el proceso de eutrofización (no suele ser factor limitante en aguas dulces superficiales, pero puede serlo en aguas saladas o salobres); los compuestos reducidos de nitrógeno ejercen una demanda de oxígeno; la presencia de N-NH4+ en agua residual conduce a la formación de cloraminas y tricloruro de nitrógeno por reacción con el posible cloro utilizado como desinfectante; el NH4+ es tóxico para la vida acuática; los nitratos pueden suponer un problema para las captaciones de aguas potables.

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

Autor/es: J. Suárez, A. Jácome

Fecha: Agosto 2010

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bioquímicas en el aparato digestivo. Los nitritos pasan rápidamente a la sangre y se fijan a la hemoglobina impidiendo la oxigenación de los tejidos. Los efectos principales de la eutrofización son: • Efectos primarios: estéticos y afección de usos. • Efectos secundarios: 1. desoxigenación de la masa por descomposición de algas muertas (la muerte y posterior oxidación de la biomasa producida por 1 mg de fósforo consume 138 mg de oxígeno); 2. afección a la fauna piscícola y su tasa de reproducción; 3. reemplazamiento de especies; 4. potencial aparición de algas tóxicas; 5. aumento de la dificultad y coste de tratamiento del agua para potabilización. En los medios acuáticos también se controla la presencia de nitrógeno amoniacal, tanto amoníaco no ionizado, como el amonio total. En la legislación de la UE, en concreto en la Directiva DIRECTIVA 2006/44/CE DEL PARLAMENTO EUROPEO Y DEL CONSEJO de 6 de septiembre de 2006, “relativa a la calidad de las aguas continentales que requieren protección o mejora para ser aptas para la vida de los peces”, se establecen los valores que se presentan en la siguiente tabla.

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

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Directiva 91/271/CEE PARÁMETROS

CONCENTRACIÓN

PORCENTAJE DE REDUCCIÓN MÍNIMO

Demanda bioquímica de oxígeno (DBO5 a 20ºC sin nitrificación) (1) Demanda química de oxígeno (DQO) Sólidos en suspensión totales (SST)

25 mg/L

70%-90%

125 mg/L

75%

35 mg/L

90%

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

Estos requisitos deberán cumplirlos todos los núcleos mayores de 2000 habitantes equivalentes que viertan en aguas continentales y, en general, todos los mayores de 10000 habitantes equivalentes, sea cual sea el medio al que viertan. Por otra parte, también se define el concepto de zona sensible, entendiendo como tales lagos, masas de agua dulce, estuarios y aguas costeras que sean eutróficos o que puedan llegar a serlo en un futuro próximo, y en aquellas masas de agua dulce de superficie destinadas a la obtención de agua potable que podrían contener una concentración de nitratos superior a la admisible. En tales casos se exige una reducción de nitrógeno y/o fósforo en el efluente, de tal forma que se cumplan las siguientes concentraciones y porcentajes mínimos de reducción:

Directiva 91/271/CEE PARÁMETROS

Fósforo total

CONCENTRACIÓN 2 mg Ptot/L (de 10.000 a 100.000 hab-equiv.) 1 mg/L (más de 100.000 hab-equiv.)

Nitrógeno total

15 mg Ntot/L (de 10.000 a 100.000 hab-equiv.)

PORCENTAJE DE REDUCCIÓN MÍNIMO

80%

70%-80%

10 mg/L (más de 100.000 hab-equiv.)

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

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

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

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

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3.- EL CICLO DEL NITRÓGENO 3.1.- INTRODUCCIÓN Y PROCESOS PRINCIPALES La importancia del nitrógeno es que es un elemento requerido por los seres vivos, es biógeno. El nitrógeno es el principal constituyente de las proteínas, por lo que resulta fundamental para cualquier ser vivo. Su ciclo es gaseoso ya que el depósito es el nitrógeno atmosférico y relativamente complejo ya que la intervención biológica es intensa, pero ordenada y muy específica. La masa total del nitrógeno de la Tierra circula en la biosfera entre 4 bancos: • Atmósfera • Hidrosfera • Corteza terrestre • Tejidos: organismos vivos organismos muertos La atmósfera constituye un depósito o almacén de nitrógeno gaseoso (un 79 % del volumen). El nitrógeno debe combinarse con hidrógeno u oxígeno ante de ser asimilado por las plantas superiores; éstas a su vez son consumidas por los animales. El 99,3 % del nitrógeno se encuentra en la atmósfera, principalmente en forma de N2, mientras que tan solo el 0,0072 % forma parte de la biosfera, 0,0057 % forma parte de MO en el suelo y un 0,6 % está en disolución en la hidrosfera. Cada banco contiene una determinada cantidad de nitrógeno en diferentes formas (orgánico, amonio, nitrito, nitrato, óxidos de nitrógeno,...). Aunque la masa total no varía, las diferentes formas están en constante flujo, intercambiándose de una forma a otra. Si no fuera por la Autor/es: J. Suárez, A. Jácome

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

Minería y uso de minerales nitrogenados, y combustibles fósiles que han estado fuera de circulación durante un largo periodo de tiempo. La fijación neta de gas nitrógeno por la industria química y cultivo intensivo de leguminosas

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

La consecuencia del exceso de nitrógeno movilizado por la actividad humana es que la hidrosfera se convierte en un sumidero de este exceso. La acumulación de nitrógeno en los “nichos” acuáticos tiene efectos indeseables. La calidad del agua es afectada y por tanto los usos potenciales que se podrían hacer de ella. El nitrógeno en sus varias formas químicas puede: • Agotar el OD de las aguas superficiales. • Estimular el crecimiento de vida acuática (algas). • Presentar toxicidad para la vida acuática. • Ser un riesgo para la salud pública. • Alterar las características del agua residual de cara a su reutilización. El nitrógeno se encuentra en varias formas en la naturaleza. El transporte y reacciones de los compuestos de nitrógeno a través de la biosfera se caracterizan mediante el llamado “ciclo del nitrógeno” que se representa en la figura siguiente.

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Ciclo del nitrógeno (Reproducido de EPA, 1993) El nitrógeno puede formar una variedad de compuestos debido a los diferentes estados de oxidación que posee. En el medio ambiente la mayoría de los cambios de una forma a otra se da por vía biológica. Las formas de nitrógeno de interés en el medio natural suelo/agua son:

Compuesto

Fórmula

Amoniaco Ion amonio Gas nitrógeno Ion nitrito Ion nitrato

NH3 NH4+ N2 NO2NO3-

Estado de oxidación -3 -3 0 +3 +5

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

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

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

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

Gas nitrógeno

Proceso de fijación → Biológica → Relámpagos → Industrial

Producto → Compuestos orgánicos nitrogenados → Nitrato → Amonio, nitrato

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

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Especies de plantas

• • • • •

Especies de bacterias

Judías, Trébol Alfalfa Soja Cacahuete

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

Asociaciones para la fijación de Nitrógeno: • En vida libre (es decir, fijan N2 por si mismas); p.e. las bacterias, Azospirillum. • Simbiótica (bacterias dentro de las raíces, el C proviene de la planta anfitriona); p.e.. bacteria-planta (Rhizobium y soja). • Asociación (bacterias no en raíces, sólo en la rhizosfera en torno a la raíz; el C proviene de la planta anfitriona). Resumen de las asociaciones en la fijación de nitrógeno

Sistema de fijación de N2

Simbiosis

Asociación

En vida libre

Fuente de energía C orgánico Estimación del N fijado Kg//ha/año

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

H 2 NCONH + 2 H 2O enzima  → ( NH 4 ) 2 CO3 urea

ureasa

carbonato de amonio

En general, la amonificación ocurre durante la descomposición de los tejidos animales y vegetales y de la materia fecal animal: Nitrógeno orgánico + microorganismos → (proteínas, aminoácidos, etc.)

NH3/NH4+

La Síntesis, o asimilación, es una reacción bioquímica que emplea compuestos amoniacales o nitrato para formar proteína vegetal y otros compuestos nitrogenados: NO3- + CO2 + plantas verdes + luz solar → proteína NH3/NH4+ + CO2 + plantas verdes + luz solar → proteína Los animales requieren proteínas vegetales y otros animales. Con ciertas excepciones, los animales no son capaces de transformar nitrógeno inorgánico a nitrógeno orgánico. La Nitrificación es la oxidación biológica del amonio. Se realiza en dos etapas, primero a nitrito y luego éste a nitrato. En el proceso están involucradas dos tipos de bacterias quimioautótrofas que utilizan carbono inorgánico como fuente de carbono celular: as rs NH 4+ + O2 nitrosomon    → NO2− + O2 nitrobacte   → NO3−

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

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La Desnitrificación consiste en la reducción biológica de nitrato a nitrógeno gaseoso. Esta reacción puede suceder en varias etapas en su ruta bioquímica, con la producción última de gas nitrógeno. En este proceso está involucrado un amplio abanico de bacterias heterótrofas que necesitan carbono orgánico como fuente de energía: NO3- + carbono orgánico → NO2- + carbono orgánico → N2 + CO2 + H2O Cabe destacar que si en el medio de reacción hay disponibles O2 y NO3-, las bacterias preferirán emplear oxígeno para la oxidación de la materia orgánica porque así se libera más energía. Por lo tanto, para que la desnitrificación tenga lugar se requieren condiciones anóxicas en el medio (ausencia de oxígeno), aunque esta condición no es aplicable estrictamente a todas las bacterias. La amonificación, síntesis, nitrificación y desnitrificación son los principales mecanismos empleados en el tratamiento de las aguas residuales para el control o eliminación del nitrógeno.

Los principales mecanismos de transporte para el movimiento del nitrógeno a través del ambiente son: • Precipitación • “Dustfall” • Sedimentación (sistemas acuáticos) • Viento • Movimiento del agua subterránea • Corriente superficial • Escorrentía superficial • Volatilización Autor/es: J. Suárez, A. Jácome

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

Temperatura pH Microbiología Redox Disponibilidad de :

sustrato nutrientes oxígeno

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

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

Además, el gas nitrógeno de la atmósfera puede fijarse por ciertas algas verdiazuladas y algunas especies de bacterias. En el medio acuático pueden ocurrir: amonificación, nitrificación, síntesis y desnitrificación. La amonificación de la materia orgánica es realizada por microorganismos. El amonio así formado, junto con los nitratos, puede ser asimilado por las algas y otras plantas acuáticas para síntesis. Si estos crecimientos, de algas y otras plantas acuáticas, son excesivos pueden ocasionar problemas de calidad de aguas. Puede darse nitrificación biológica del amonio, que si es excesiva, podría provocar una caída de la concentración de OD (la oxidación de 1 ppm de N-NH4+ consumirá 4.6 ppm de O2). La desnitrificación produce nitrógeno gaseoso, que puede escapar a la atmósfera. Debido a que se requieren condiciones anóxicas para la desnitrificación, tanto el hipolimnion de los lagos (capas bajas deficitarias en OD) como la capa de sedimentos de los ríos o corrientes de agua y de lagos serán zonas importantes en cuanto a actividad desnitrificante.

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Ciclo del nitrógeno en las aguas superficiales (EPA, 1993) 3.3.- EL CICLO DEL NITRÓGENO EN EL SUELO Y EL AGUA SUBTERRÁNEA La figura siguiente presenta los aspectos principales del ciclo del nitrógeno asociado al suelo y a las aguas subterráneas. El nitrógeno puede incorporarse al suelo debido a: • La aplicación de agua residual o de efluente de una EDAR • Los fertilizantes artificiales • La materia animal y vegetal • Precipitación y “dustfall” • Aplicación de fangos de depuradoras

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Ciclo del nitrógeno en el suelo y las aguas subterráneas (reproducido de EPA, 1993) Además, las bacterias fijadoras de nitrógeno del suelo convierten el gas nitrógeno en formas disponibles para la vida vegetal. Los seres humanos han incrementado la cantidad de nitrógeno fijado biológicamente, mediante el cultivo intensivo de leguminosas (p.e.: judías, guisantes, ..) Generalmente, más del 90% del nitrógeno presente en el suelo es orgánico, bien en animales y plantas vivos, o en el humus originado por la descomposición de los residuos de plantas y animales. El contenido de nitrato es generalmente bajo debido a: • • •

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

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

TRANSPORTE HACIA LOS SISTEMAS ACUÁTICOS NATURALES Desechos no tratados Efluente de depuradora Fangos de depuradora Fuentes industriales Volcanes y otras emisiones de la Tierra Campos fertilizados Desechos animales

Vertido directo. Vertido directo, aplicación al terreno. Vertido directo, aplicación al terreno. Vertido directo, movimiento de agua subterránea, precipitación Precipitación, viento, y sedimentación por gravedad. Escorrentía superficial, movimiento del agua subterránea. Volatilización/precipitación, escorrentía superficial, movimiento de aguas subterráneas. Escorrentía superficial, movimiento de aguas subterráneas.

Tejidos en descomposición de plantas y animales Tanques sépticos y lixiviados Barcos Superficies urbanas Combustibles fósiles Organismos fijadores de nitrógeno Catástrofes Lixiviados de vertederos de residuos

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Movimiento de aguas subterráneas. Vertido directo. Vertido directo, escorrentía superficial. Precipitación, viento y sedimentación. “In situ” Viento y sedimentación. Movimiento de aguas subterráneas.

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El nitrógeno de cualquier fuente puede ser soluble y/o insoluble, pudiendo intercambiar estas formas en su camino hacia las aguas receptoras. El nitrógeno soluble se encuentra principalmente en forma inorgánica: • Amoniaco • Amonio • Nitrito • Nitrato Pequeñas cantidades de nitrógeno soluble reducido están en la forma de compuestos orgánicos de bajo peso molecular: urea y proteínas. El nitrógeno insoluble también puede ser orgánico e inorgánico en la naturaleza. El nitrógeno insoluble orgánico puede comprender compuestos sintéticos insolubles, organismos unicelulares floculados, y partículas de detritus procedente de los tejidos vegetales y animales y de los desechos de animales. El nitrógeno insoluble inorgánico consiste, en general, de compuestos inorgánicos absorbidos o intercambiados iónicamente en los sedimentos resuspendidos en el seno del agua

4.- CICLO DEL FÓSFORO El fósforo es un elemento fundamental para los seres vivos, es biógeno, ya que forma parte de las proteínas y los ácidos nucleicos. Suele ser factor limitante en los ecosistemas. El fósforo es un componente esencial de los organismos. Forma parte de los ácidos nucleicos (ADN y ARN), del ATP y de otras moléculas que tienen PO43- y que almacenan la energía química, de los fosfolípidos que forman las membranas celulares, y de los huesos y dientes de los animales. Está en pequeñas cantidades en las plantas, en proporciones de un 0,2%, aproximadamente. En los animales hasta el 1% de su masa puede ser fósforo. La energía de los seres vivos, y su capacidad para producir un trabajo, proviene de la transformación del ATP en ADP, liberando fósforo. La disposición especial de la molécula con sus tres enlaces hace que la liberación de energía sea grande. Esa energía intervendrá en todas las reacciones. La concentración de fósforo dentro de la célula es mucho mayor que la del medio que la rodea. Es un ciclo de tipo sedimentario, con depósito principal en la roca fosfatada. Existen también depósitos en las acumulaciones de guano de las aves marinas y de forma mucho menor en las concentraciones de huesos fósiles y dientes. Es un ciclo menos complejo que el del nitrógeno, sobre todo porque la intervención biológica es escasa e inespecífica. Se dice que es un ciclo incompleto y abierto porque hay vías por las que el flujo circula más rápidamente que por las demás, produciéndose desajustes. Una de las causas de los desajustes es la acumulación en sedimentos profundos, que sólo aportan de nuevo por medio de los volcanes. La materia orgánica rica en fósforo se acumula en el fondo de los océanos

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(esqueleto de peces, no descompuestos). La cantidad de fósforo que va a los mares es del orden de 14x106 t anuales y vuelven al ecosistema del orden de 70x103 t. En las zonas de erupciones volcánicas, pasadas o presentes, los compuestos de fósforo son depositados por las cenizas. Por esta razón los suelos de origen volcánico son ricos en compuestos de fósforo. El guano de las islas se forma en base del excremento de las aves guaneras y con el fósforo acumulado de los peces que consumen esas aves. Estos yacimientos son renovables, porque se acumulan continuamente mientras existan aves guaneras. En la actualidad se producen unas 20 000 t/año de guano de islas, mientras en el pasado se producía hasta 200.000 t/año, por el mayor número de aves guaneras. Otra de las causas de la pérdida hacia sedimentos profundos es la poca solubilidad del fósforo, que hace que precipite rápidamente captando iones metálicos, su unión con óxidos e hidróxidos de hierro y su adhesión a partículas de arcilla. En algunos sistemas alterados y altamente productivos, con mucha fotosíntesis, se produce gran cantidad de carbonato cálcico que se combina con el fósforo y precipita. La causa de que los mares abiertos sean poco productivos es debido a que son pobres en fósforo. Es el principal factor limitante en los ecosistemas acuáticos y en los lugares en los que las corrientes marinas suben del fondo, arrastrando fósforo del que se ha ido sedimentando, el plancton prolifera en la superficie. Al haber tanto alimento se multiplican los bancos de peces, formándose las grandes pesquerías del Gran Sol, costas occidentales de África y América del Sur y otras. El fósforo puede estar en el ecosistema en forma de fosfato inorgánico soluble (PO43-) y también como PO43- insoluble, fosfato orgánico particulado, asociado a materia orgánica viva o muerta, y a arcillas, y fosfato orgánico soluble ligado a materia orgánica soluble. La mayor concentración es la de fósforo orgánico particulado, con un 75%; el fósforo orgánico soluble con un 20% y tan sólo un 5% para el PO4=, que es el único asimilable. Una baja concentración de PO43- no da necesariamente un ecosistema con baja productividad, ya que un ecosistema es productivo si asimila rápidamente el PO43-. La productividad está vinculada con la velocidad de circulación del PO43-.

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Ciclo del fósforo

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5.- FORMAS DE NITRÓGENO Y FÓSFORO EN EL AGUA RESIDUAL Composición típica de agua residual urbana bruta (Metcalf-Eddy, 1985) (todas la unidades en mg/L menos los Sólidos Sedimentables) CONSTITUYENTE SÓLIDOS TOTALES Disueltos (SD) SD fijos (SDF) SD volátiles (SDV) En Suspensión (SS) SS fijos SSF SS volátiles SSV SÓLIDOS SEDIMENTABLES (ml/L) DBO5 COT DQO NITRÓGENO (total como N) Orgánico Amoniaco libre Nitritos Nitratos FÓSFORO (total como P) Orgánico Inorgánico CLORUROS ALCALINIDAD (como CO3Ca) GRASA

CONCENTRACIÓN FUERTE MEDIA DÉBIL 1200 720 350 850 500 250 525 300 145 325 200 105 350 220 100 75 55 20 275 165 80 20 10 5

400 290 1000 85 35 50 0 0 15 5 10 100 200

220 160 500 40 15 25 0 0 8 3 5 50 100

110 80 250 20 8 12 0 0 4 1 3 30 50

150

100

50

5.1.- Formas de nitrógeno en el agua residual El nitrógeno en el agua puede existir en cuatro formas diferentes: nitrógeno orgánico (N-org), nitrógeno amoniacal (N-NH4+), nitrógeno de nitritos (N-NO2-) y nitrógeno de nitratos (N-NO3-). Las dos primeras formas son las principales cuando el agua está sin tratar. La descomposición por las bacterias transforma fácilmente el nitrógeno orgánico en amoniacal, siendo un indicativo de la edad del agua residual la cantidad relativa de amonio presente. En la naturaleza, y en presencia de oxígeno, el nitrógeno amoniacal se transforma en nitrito y éste a su vez rápidamente en nitratos, que es la forma más oxidada que se encuentra del nitrógeno en el agua. En aguas residuales urbanas el Nitrógeno Total Kjeldahl (NTK) oscila entre 40 y 60 mg/L, viniendo a representar la quinta parte de la DBO5. Para otras aguas residuales esta relación puede variar ampliamente.

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Por término medio el aporte de nitrógeno por habitante es de 13 a 15 g/día, con una aportación de nitrógeno amoniacal del orden del 60%, N-org casi del 40% y sólo pequeñas proporciones de nitritos y nitratos. Sólo una pequeña fracción del nitrógeno orgánico es no-biodegradable, quizás de un 5 a 7%, por lo cual la mayor parte del N afluente está disponible para la nitrificación o síntesis de nuevas células. El nitrógeno de cualquier fuente puede ser soluble y/o insoluble, pudiendo intercambiar estas formas en su camino hacia las aguas receptoras. El nitrógeno soluble se encuentra principalmente en forma inorgánica: • Amoniaco • Amonio • Nitrito • Nitrato Pequeñas cantidades de nitrógeno soluble reducido están en la forma de compuestos orgánicos de bajo peso molecular: urea y proteínas. El nitrógeno insoluble también puede ser orgánico e inorgánico en la naturaleza. El nitrógeno insoluble orgánico puede comprender compuestos sintéticos insolubles, organismos unicelulares floculados, y partículas de detritus procedente de los tejidos vegetales y animales y de los desechos de animales. El nitrógeno insoluble inorgánico consiste, en general, de compuestos inorgánicos absorbidos o intercambiados ionicamente en los sedimentos resuspendidos en el seno del agua Un balance típico de nitrógeno para una planta global se presenta en la Tabla siguiente:

Ejemplo de un balance de nitrógeno para toda una Planta. Nitrógeno amoniacal afluente + N orgánico afluente

30.0 mg N/L 10.0 mg N/L

N total afluente (NKT)

40.0 mg N/L

- N en fangos primarios (40-70% eliminación de NKT particulado) - N en fangos biológicos (7-10% de SSV en fangos de desecho) - Amoniaco en el efluente (parámetro de diseño, fijado por norma) - N orgánico particulado en el efluente (7-10% de SSV efluente) - N orgánico soluble en el efluente (0.5 a 1.5 mg N/L) N total oxidable a N-nitrato (NOX)

Autor/es: J. Suárez, A. Jácome

2.7 11.2 0.5 1.5 0.5 23.6 mg N/L

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5.2.- Formas de fósforo en el agua residual El origen, forma y concentración de los compuestos de fósforo presentes en el agua residual son los siguientes: residuos humanos, detergentes, vertidos industriales. Las formas en las que suele presentarse son las siguientes: • Fósforo orgánico: insoluble, transformable a fosfato soluble por fermentación ó hidrólisis) • Fosfato (orto): soluble, forma estable en soluciones acuosas diluidas como el agua residual. • Polifosfatos: orgánicos ó inorgánicos, solubles o no, hidrolizables total o parcialmente a ortofosfatos. A efectos prácticos el Fósforo soluble del agua residual está en forma de ion ortofosfato, PO43-. Las concentraciones típicas en un agua residual urbana son las siguientes (órdenes de magnitud): • Fósforo total (100%): 8 - 15 mg/L • Fósforo orgánico (30%): 3 - 5 mg/L • Fosfatos (70%): 5 - 10 mg/L La relación porcentual Fósforo/DBO5: 3 - 6 % Sólidos en suspensión no decantables: 3 - 6 % Sólidos en suspensión decantables: 25 - 6 % La fracción coloidal y supracoloidal: 3 - 5% La fracción soluble: 50% a 70% Como ya se ha comentado anteriormente, parte del fósforo del agua residual es insoluble y queda retenido en los procesos de decantación, pasando a formar parte del fango. El resto del fósforo, soluble, después del tratamiento biológico se encuentra en forma de ortofosfatos. Durante este tratamiento parte del mismo se incorpora a la fracción proteica de las células de fango activado pasando a formar parte del fango biológico en una proporción del 1% al 2% de dicho fango. Esta incorporación reduce la concentración del fósforo en el agua entre el 15% y el 20% que, sumado a la reducción habida en la decantación primaria, produce un valor del 25% al 30%. La presencia de vertidos industriales con sales trivalentes o de iones de Ca y Mg pueden incrementar esas cifras por precipitación de fosfatos. La concentración de fósforo en el agua después de un tratamiento convencional oscila entre 6 y 11 mg/L de P, para conseguir valores inferiores es necesario recurrir a tratamientos complementarios de eliminación, pudiendo ser estos de tipo físico-químico o bien de carácter biológico.

BIBLIOGRAFÍA

BEGON, M.; (1994); "Ecología"; Editorial Omega. CANTERAS, J.C.; (1985); "Ecología"; apuntes de clase, Escuela Técnica Superior de Ingenieros de Caminos, Canales y Puertos de Santander, Universidad de Cantabria; no publicados.

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CEDEX (2004); “Curso sobre tratamiento de aguas residuales y explotación de estaciones depuradoras” CORTACANS TORRE, J.A.; (2000); “Fangos activos. Eliminación biológica de nutrientes” DREUX, P.; (1986); "Introducción a la ecología"; Alianza editorial; tercera reimpresión; 209 págs.; ISBN 84-206-1586-2 EPA; (1989); "Manual Nitrogen Control” MARGALEF, R.; (1991); "Ecología"; Editorial Omega; 951 págs; Barcelona; ISBN 84-282-0405-5. METCAL-EDDY, (1995); “Ingeniería de Aguas Residuales. Tratamiento, vertido y reutilización” HERNÁNDEZ, A.; (1997); "Manual de diseño de estaciones depuradoras de aguas residuales“ ODUM, E.P.; (1972); "Ecología"; Editorial Interamericana; Méjico. SAN MARTÍN, F.; (1982); "Nociones de química del agua y microbiología aplicada a la depuración"; Primer curso sobre Tratamiento de Aguas Residuales y Explotación de Estaciones Depuradoras, MOPUCEDEX, Centro de Estudios Hidrográficos; 40 págs. SUTTON, B.; HARMON, P.; (1976); "Fundamentos de ecología"; Editorial Limusa, Méjico. VÁSQUEZ, G.; (1993); "Ecología y Formación Ambiental"; Ed. McGraw-Hill, México, 303 págs., ISBN 970-10-0230-x. WEF - ASCE; (1992); "Design of municipal wastewater treatment" WINKLER, M.A.; (1986); "Tratamiento de aguas de desecho"; Editorial Limusa - Noriega Editores, Méjico, 337 págs., ISBN968-18-1926-8.

Autor/es: J. Suárez, A. Jácome

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BASES CINÉTICAS DE LOS PROCESOS BIOLÓGICOS DE DEPURACIÓN DE AGUAS RESIDUALES

1.- INTRODUCCIÓN 2.- CARACTERÍSTICAS GENERALES DEL AGUA RESIDUAL QUE AFECTAN A LOS PROCESOS BIOLÓGICOS 3.- BASES TEÓRICAS DE LOS PROCESOS BIOLÓGICOS 3.1.- Análisis de poblaciones 3.2.- Modelos de crecimiento bacteriano. Relaciones cinéticas 3.3.- Efecto de la concentración de sustrato sobre la velocidad de utilización de sustrato 3.4.- Modelo matemático de la degradación de materia orgánica 4.- EFECTO DE LA TEMPERATURA 5.- TIPOLOGÍA DE LOS PROCESOS BIOLÓGICOS BIBLIOGRAFÍA

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

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

O2

Anaerobio / Anóxico CH4 CO2

N2 SH2

Agua

Agua

BIOCENOSIS Contaminación Sustrato (DBO(C))

Sustrato REACTOR Nutrientes (0)

Nutrientes (N,P)

Crecimiento BIOMASA Fundamentos de los procesos biológicos

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

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

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

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•

Reacciones de síntesis = Asimilación = Anabolismo

Incorporación de materia orgánica al protoplasma de los microorganismos produciéndose nuevo tejido celular, es decir un crecimiento de la masa de los microorganismos: CHONS +O2 + Energía ⇒ C5H7NO2 Materia orgánica del agua residual

Nuevas células bacterianas

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

Reacciones de Desasimilación = Catabolismo Una fracción de la materia orgánica se oxida dando lugar a productos finales. Este proceso se lleva a cabo para obtener la energía necesaria para la síntesis de nuevo tejido celular. CHONS +O2 ⇒ CO2 + NH3 + Otros productos finales + Energía La reacción global oxidación- síntesis puede expresarse como sigue CHONS +O2 ⇒ CO2 + NH3 + C5H7NO2 + Otros productos finales Materia orgánica del agua residual

Nuevas células bacterianas

En ausencia de materia orgánica el tejido celular será utilizado endógenamente generándose productos gaseosos finales y energía para el mantenimiento de las células. Este proceso se denomina respiración endógena. C5H7NO2+5O2 ⇒ 5CO2 + NH3 + 2H2O + Energía Células bacterianas En los sistemas de tratamiento biológico estos tres procesos tienen lugar de forma simultánea.

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

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

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

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

•

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

•

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

En la práctica de la depuración hay que ver si las sustancias difícilmente biodegradables están solas o mezcladas con otras fácilmente biodegradables. En el mismo sentido, cuando hay una oferta variada de alimento los microorganismos utilizan primero la fracción más fácilmente biodegradable. Si ello es suficiente, la parte difícilmente biodegradable no es utilizada.

3.- BASES TEÓRICAS DE LOS PROCESOS BIOLÓGICOS Con el fin de entender y analizar los procesos biológicos de depuración de aguas, se estudia a continuación el comportamiento de los microorganismos frente al alimento o substrato disponible, profundizando en la capacidad o velocidad a la que son capaces de utilizarlo o metabolizarlo. Para ello se analiza la evolución de las poblaciones bajo diferentes circunstancias (dinámica de poblaciones) y la cinética de eliminación o utilización del substrato (biocinética).

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

Log.N de células

Fase Crecimiento latente exponencial

Crecimiento decreciente

Fase estac.

Respiración endógena

Sustrato

Tiempo

Evolución de la población o biomasa en un cultivo puro

Al principio los microorganismos se aclimatan al nuevo medio, provocando un cierto retardo en su crecimiento, para después, en abundancia de alimento, crecer exponencialmente. En esta fase predomina el anabolismo, asimilación o síntesis de alimento. El crecimiento sólo es función de la capacidad de los microorganismos en procesar substrato. Según va aumentando el número de individuos el alimento empieza a escasear, la curva de crecimiento pasa por un punto de inflexión y la población tiende a un límite o saturación. A partir de este momento, y en presencia de muy bajas concentraciones de alimento, la población empieza a decrecer siendo preponderantes los fenómenos de catabolismo, desasimilación o respiración endógena. Los microorganismos metabolizan su propio protoplasma, sin reposición del mismo. Si se analiza la evolución de la población (número de células o masa) de forma más detenida: 1. Fase de retardo, aclimatación o latente: Tras el inóculo, la fase de retardo representa el tiempo necesario para que los organismos se aclimaten a las nuevas condiciones ambientales y empiecen a dividirse. 2. Fase de crecimiento exponencial: Siempre existe una cantidad en exceso de alimento alrededor de los microorganismos. El crecimiento es sólo función de la capacidad de los microorganismos para procesar el sustrato. Predomina el anabolismo, asimilación o síntesis. La célula se divide a una velocidad determinada por su tiempo de generación y su capacidad de procesar alimento (velocidad constante). Autor/es: J. Suárez, A. Jácome

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X = X0⋅e µt

crecimiento exponencial de la biomasa

3. Fase de crecimiento decreciente: La tasa de crecimiento y en consecuencia el número de células disminuye como consecuencia de la limitada disponibilidad de alimento (Monod). 4. Fase estacionaria: La población permanece constante. a) Las células han agotado el sustrato o los nutrientes necesarios para el crecimiento. b) La generación de células nuevas se compensa con la muerte de células viejas. 5. Respiración endógena: En presencia de concentraciones muy bajas de alimento la población empieza a decrecer siendo preponderantes los fenómenos de catabolismo, desasimilación o respiración endógena. Los microorganismos se ven obligados a metabolizar su propio protoplasma sin reposición del mismo. Se puede producir un fenómeno llamado lisis celular, los nutrientes que quedan en las células muertas se difunden en el medio, proporcionando alimento a las células vivas existentes. La velocidad de desaparición microorganismos (X):

es

proporcional

a

la

concentración

de

dX/dt = -bX Para que un cultivo biológico sea viable se requiere la presencia de: a) Una fuente de carbono para la síntesis de materia celular nueva: La materia orgánica (que aporta C orgánico, que utilizan los organismos heterótrofos), y el CO2 (autótrofos) son las dos principales fuentes de carbono. Los organismos autótrofos emplean mayor energía para la síntesis de tejido celular, por ello la tasa de crecimiento es menor que en los heterótrofos. b) Una fuente de energía: La energía necesaria para la síntesis celular se obtiene de la luz (organismos fotótrofos) o de las reacciones químicas de oxidación (quimiótrofos) liberando la energía contenida en los compuestos químicos. c) Iones inorgánicos (nutrientes): N, P, S, K, Ca y Mg Son esenciales para el crecimiento aunque algunos de ellos sólo se requieran en pequeñas cantidades. d) Factores del crecimiento: Hay evidencia de que ciertos materiales, como las vitaminas, son esenciales para el crecimiento óptimo de cuando menos algunos tipos de organismos. Una expresión empírica del protoplasma es C5H7NO2 y es claro que la composición de la célula controlará los requerimientos del organismo. Así el C, N y en menor grado el P son esenciales para el crecimiento. Si alguno de los factores citados se presenta de forma limitada la curva de crecimiento se verá modificada. Autor/es: J. Suárez, A. Jácome

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

A B C

TIEMPO

Tiempo de estancia Evolución de las poblaciones en un cultivo mixto

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

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3.2.- Modelos de crecimiento bacteriano. Relaciones cinéticas •

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

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

∆X = µ ⋅ X ⋅ ∆t o bien:

dX = µ. X dt considerando una concentración inicial X0 e integrando se obtiene:

ln X = ln X 0 + µ ⋅ t o bien

 X   = µ ⋅ t ln X  0 y

X = X 0 ⋅ e µ ⋅t Lo que indica que, en las condiciones indicadas al principio (sustrato ilimitado), se produce un crecimiento exponencial de la biomasa El valor µ =

dX / dt se conoce como velocidad de crecimiento específico y es la X

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

µ = µm donde:

S KS + S

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

Autor/es: J. Suárez, A. Jácome

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Esta última ecuación aparece expresada en la siguiente figura:

µ µmax

µ max 2

KS

•

S

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

∆X = Y ⋅ ∆S dX =Y dS En condiciones estables (poca variabilidad tanto del sustrato como de las condiciones ambientales) Y puede considerarse un valor constante. •

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

∆S ∝ X.∆t Introduciendo una constante de proporcionalidad k:

∆S = k ⋅ X ⋅ ∆t dS = k. X dt Esta expresión indica que la velocidad de utilización de sustrato referida a la concentración de microorganismos es constante y tiene el valor de k:

dS / dt =k X Autor/es: J. Suárez, A. Jácome

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Gg g g

DOC 2 Página 11

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

A partir de las expresiones anteriores:

dS dS ⋅ dX X X k= = dt dt ⋅ dX dX X k= dt ⋅ dX dS ⋅

=

dS ⋅ µ ⋅ dt dS ⋅ µ µ µ = = = dX dt ⋅ dX dX Y dS

es decir:

k=

µ Y

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

k = km

S KS + S

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

Autor/es: J. Suárez, A. Jácome

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Gg g g

DOC 2 Página 12

km =

µm Y

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

O2

O2

S

X

XP

Utilización de sustrato

Respiración endógena

Estructura del modelo de Lawrence y McCarty

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

dS S = km ⋅ ⋅X dt KS + S que es la misma que la anterior ya que:

dS dt =k X

dS = km X dt

Si S >> KS:

Si S 2

> 100 %

> 150 %

< 8000 (rasq.) < 6000 (succión) > 2 (Qp) > 4 (Qm) 20 W/m3 3 2 m /h·m3 reactor

< 8000

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≥ 24 (Qm) 20 W/m3 2 m /h·m3 reactor 3

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D2 Página 14

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

Autor/es: J. Suárez, A. Jácome

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Gg g g

COMPLMENTO A D2 Página 1

COMPLEMENTO A DOCUMENTO 2 PROCESOS DE BIOMASA EN SUSPENSION. FUNDAMENTOS

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

1.- INTRODUCCIÓN Los procesos de cultivo en suspensión mantienen la biomasa, a una determinada concentración, en suspensión en el reactor por medio de un sistema de mezcla. Estos procesos incluyen los fangos activados y sus muchas modificaciones: aireación prolongada, oxidación total, etc. El proceso de fangos activos es quizá el más experimentado y del cual existen más instalaciones. Comenzó a desarrollarse en Inglaterra en 1914 y a través de sus diversas variantes se ha implantando extensamente.

2.- CONCEPTO Con el agua residual se introduce al reactor biológico substrato y microorganismos. En el reactor, bajo unas determinadas condiciones y con disponibilidad de oxígeno, se producirá la estabilización aerobia de la materia orgánica. En la salida del reactor tendremos un efluente con una concentración menor de materia orgánica y con microorganismos en elevada concentración por haber metabolizado el substrato y crecido en número, ante las buenas condiciones ambientales del reactor. Es conveniente agitar el líquido del reactor, para que todos los microorganismos tengan similar acceso al alimento. En el reactor se controla tanto el consumo como la disponibilidad de oxígeno en todo momento. Debido a la metabolización del substrato por la biomasa se forman flóculos bacterianos. Estos flóculos, partículas sólidas, sedimentarían si no hubiera agitación en el reactor.

Autor/es: J. Suárez, A. Jácome

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Gg g g

COMPLMENTO A D2 Página 2

Concepto básico de reactor biológico con biomasa suspendida

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

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

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Gg g g

COMPLMENTO A D2 Página 3

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

Elementos básicos de un sistema de tratamiento con fangos activos

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

En donde: Autor/es: J. Suárez, A. Jácome

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Gg g g

COMPLMENTO A D2 Página 4

Q = caudal afluente de agua residual (L3 T-1) S0 = concentración inicial de substrato (M L-3) X = concentración de biomasa en el reactor (M L-3) Qr = caudal de recirculación (L3 T-1) Sf = concentración de substrato en el efluente (M L-3) Las hipótesis simplificadoras son las siguientes: a) El reactor es de mezcla completa ideal. Siendo X constante. La concentración de substrato en el reactor es igual a Sf. b) Recirculamos agua con una concentración Sf, similar a la del efluente. No funciona, o no existe el decantador secundario. c) Estamos en un modelo estacionario, es decir, no hay cambios con respecto al tiempo. Los parámetros no varían con el tiempo. Entonces, se puede plantear el siguiente balance de masas:

(

)

0 = Q ⋅ S 0 + Qr ⋅ S f − (Q + Qr ) ⋅ S f − V ⋅

dS f dt

Según el modelo de Monod:

dS f

k ⋅ X ⋅Sf

=

dt

Ks + S f

considerando que:

S f 0.85

>2

> 100 %

> 150 %

< 8000 (rasq.) < 6000 (succión) > 2 (Qp) > 4 (Qm) 20 W/m3 3 2 m /h·m3 reactor

< 8000

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COMPLMENTO A D2 Página 14

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

Autor/es: J. Suárez, A. Jácome

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D3 Página 1

DOCUMENTO 3 ELIMINACIÓN DE NITRÓGENO DE LAS AGUAS RESIDUALES. PROCESOS DE NITRIFICACIÓN Y DESNITRIFICACIÓN

1.- NITRIFICACIÓN BIOLÓGICA 1.1.- Estequiometría 1.2.- Cinética de la nitrificación 1.3.- Aspectos complementarios de diseño de un reactor de nitrificación 1.4.- Dimensionamiento de los procesos de nitrificación 2.- ELIMINACIÓN DEL NITRÓGENO POR DESNITRIFICACIÓN 2.1.- Conceptos básicos 2.2.- Estequiometría 2.3.- Cinética de la desnitrificación 2.4.- Dimensionamiento de una sola zona anóxica 3.- TIPOLOGÍAS DE LOS PROCESOS DE NITRIFICACIÓN DESNITRIFICACIÓN 4.- LOS CANALES DE OXIDACIÓN 4.1.- Características generales 4.2.- Criterios de diseño 4.3.- Rendimientos 4.4.- Otras consideraciones de diseño 5.- NIVELES DE TRATAMIENTO ALCANZABLES CON DIFERENTES COMBINACIONES DE PROCESOS EN TRATAMIENTO AVANZADO DE AGUAS RESIDUALES

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

Autor/es: J. Suárez, A. Jácome

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

N orgánico + H2O → NH4+ + OHLa oxidación del ión amonio a nitrato tiene lugar en dos etapas: •

Oxidación de amonio a nitrito por Nitrosomonas.

NH4+ + 1.5 O2→ 2 H+ + H2O + NO2-+ energía La energía liberada por esta reacción es del orden de 58 a 84 Kcal por mol de amonio. •

Oxidación de nitrito a nitrato por Nitrobacter:

NO2- + 0.5 O2 → NO3- + energía Esta relación libera 15.4 a 20.9 Kcal/mol de nitrito. Las Nitrosomonas obtienen más energía por mol de nitrógeno oxidado que las Nitrobacter. Si la síntesis celular por unidad de energía producida es la misma en ambos casos, debe haber más masa de Nitrosomonas formadas por mol de N oxidado que de Nitrobacter. Reacción global:

NH4+ + 2 O2 → NO3- + 2 H+ + H2O Estas reacciones proporcionan energía para el crecimiento de las nitrificantes. Las ecuaciones para el crecimiento de Nitrosomonas y Nitrobacter son:

15 CO2 + 13 NH4+ → 10 NO2- + 3 C5H7NO2 + 23 H+ + 4 H2O Nitrosomonas 5 CO2 + NH4+ + 10 NO2- + 2 H2O → 10 NO3- + C5H7NO2 + H+ Nitrobacter Autor/es: J. Suárez, A. Jácome

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D3 Página 3

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

NH4+ + 1.5 O2 + 2 HCO3- → NO2- + 2 H2CO3 + H2O Oxidación: Nitrobacter: Oxidación global:

NO2- + 0.5 O2 → NO3NH4+ + 2 O2 + 2 HCO3- → NO3- + 2 H2CO3 + H2O

Ecuaciones globales de síntesis-oxidación:

55 NH4+ + 76 O2 + 109 HCO3- → C5H7NO2 + 54 NO2- + 57 H2O + 104 H2CO3 Nitrosomonas 400 NO2- + NH4+ + 4 H2CO3 + HCO3- + 195 O2 → C5H7NO2 + 3 H2O + 400 NO3 Nitrobacter Reacción global:

NH4+ + 1.83 O2 + 1,98 HCO3- → 0.021 C5H7NO2 + 1.041 H2O + 0.98 NO3- + 1.88 H2CO3 En estas ecuaciones las producciones de Nitrosomonas y Nitrobacter son: 0.15 mg de células por cada mg de N-NH4+ y de 0.02 mg de células por cada mg de N-NO2-. El oxígeno consumido es de 3.16 mg O2/mg NH4+-N oxidado y de 1.11 mg O2/mg NO2--N oxidado. Si pensamos en el efecto de un vertido de agua residual a un río, y esa agua contiene 30 mg/L de DBO5 y 40 mg/L de nitrógeno total (de los cuales 35 pueden corresponder a nitrógeno amoniacal) resulta una demanda de 30 mg/L por la DBO y 150 mg/L por el nitrógeno. Factores a tener en cuenta en el diseño: •

En la nitrificación, por lo tanto, se destruye alcalinidad por oxidación del amonio y aparece CO2 (H2CO3 en fase acuosa). Si se desprecia la síntesis, 7.14 mg de alcalinidad se destruyen por mg de N-NH4+ oxidado (la síntesis cambia este valor a 7.07).

Autor/es: J. Suárez, A. Jácome

Fecha: Agosto 2010

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•

La nitrificación reduce el nivel de HCO3- y aumenta el de H2CO3, por lo que el pH baja. El efecto es aliviado por el “stripping” del CO2 por el proceso de aireación.

•

Muchas aguas residuales no tienen alcalinidad suficiente y la bajada del pH da lugar a una rápida disminución de la tasa de nitrificación.

•

La necesidad teórica de oxígeno, despreciando la síntesis, es de 4.57 mg O2/mg N-NH4+ (la síntesis cambia este valor a 4.19). En cálculos ingenieriles se suele adoptar 4.6 mg O2/mg N-NH4+.

1.2.- Cinética de la nitrificación •

EFECTOS DE LA CONCENTRACIÓN DEL AMONIO EN EL CRECIMIENTO DE NITRIFICANTES El crecimiento de las nitrosomonas está limitado por la concentración de nitrógeno amoniacal y el de las nitrobacter por la concentración de nitritos. Normalmente la reacción de formación de nitritos es más lenta que la de formación de nitratos por nitrobacter, con lo que la reacción global está determinada por la primera y se puede plantear la ecuación de Monod con el nitrógeno amoniacal como sustrato limitante. El crecimiento dc las bacterias nitrificantes en función de la concentración de sustrato (NH4+) se expresa con una expresión de Monod:

µ A = µ Am

S NH K NH + S NH

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

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

µ A = µ Am

S OD K OD + S OD

Siendo SOD el valor real del oxígeno disuelto y tomando para KOD el valor de 1.3 mg/L. Autor/es: J. Suárez, A. Jácome

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

K T = K15 ⋅θ (T −15 ) Siendo: T = Temperatura θ = Coeficiente de Arrenhius Normalmente se adopta para las nitrificantes un valor de θ = 1.103, lo que significa que cada 7º C de aumento de temperatura aumenta la velocidad de crecimiento al doble (1.103)7=2. Este valor para las heterótrofas se suele estimar en θ = 1.07 pero no tiene mucha importancia debido a la elevada velocidad de crecimiento de las mismas. También se incide mucho en la importancia de la alcalinidad y como consecuencia el pH, ya que las nitrificantes son muy sensibles a valores del pH por debajo de 7. Como ejemplo, el manual de la EPA adopta, para tener en cuenta el efecto del pH (para valores de pH 50

95 > 50

33 120

28 90

41290 5800

189 4300

0.17

0.22a

0.093

190 7

200

115 15

TRH, h CV, g DBO/m3/d

7 985

DQO/SSLM

b

g DBO5/g SSLM/d

11 416 c

Canal e Simple

Orbal

Q (m3/d) SSLM (mg/L) CM g DBO5/g SSLM/d RW, %Q TRC, d

144240

Orbal Orbal Aireación Aliment. Canal Prolonga Alterna Simple da Huntsville, Huntsvill CarrolTexas e, Texas wood, Florida

Orbal Modder fontein, S. Africa 2385 3030

Lugar

a

Orbal

g DQO/m3/d

31 194226

d

Valor de diseño

e

Frankfo rt, Kentuc ky

BioDenitro DE

BioDenitr o T Frederiks Odens e, sund, Denma Denmark rk

15000 3000d

0.021

6000 3000 a 5500d 0.08d

44

164

30 – 80d 15 – 30d

17 349c

41 120c

14 707

15 – 30e 22 282

Nuevo dato

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

Autor/es: J. Suárez, A. Jácome

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

El diseño de los canales de oxidación puede variar, pero incorporará las condiciones de diseño de los sistemas de zona anóxica única, es decir, SSLM, carga másica (CM) y tasa de recirculación interna, temperaturas extremas y calidad del efluente deseado. Algunos autores sugieren la CM como parámetro clave del diseño, y podría usarse como la base del diseño si se conoce la concentración de fango mínima. Las necesidades de aire son difíciles de predecir durante el diseño. Los factores a considerar son: características de las aguas residuales, variaciones del caudal, temperatura y QW. Otros factores como el tamaño de las zonas aerobia y anóxica para eliminación de nitrógeno total son complejos y difíciles de predecir. Sin embargo, se ha conseguido mediante diseño “nitrificar completamente” entre los aireadores. Variando la transferencia de oxígeno y controlando el perfil de OD en el canal, las tasas operacionales de nitrificación pueden ser evaluadas para los valores actuales de DQO y temperatura del agua residual. Varios autores han sugerido que nitrificación y desnitrificación, pueden alcanzarse mejor si se especifica el volumen de la zona anóxica y se mide y controla el perfil de OD. El sistema de aporte de oxígeno debe permitir: a) mantener niveles de OD de 1.0 mg/L a 1.5 mg/L en las zonas aerobias. Autor/es: J. Suárez, A. Jácome

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

Para lograr lo anterior suele ser necesario independizar la aireación de la velocidad horizontal. Ya que a mayores tasas de aireación mayor velocidad horizontal, y disminución de las zonas anóxicas. También se han propuesto tanques de igualación de caudales para minimizar el efecto de las puntas de caudal. Batanero y Ortega (CEDEX, 2004) aportan la siguiente tabla de parámetros de diseño: PARÁMETROS Carga másica (kg DBO5/kg SSLM.día) Tiempo de retención celular (días) Concentración SSLM (g/L) Tiempo de retención hidráulica (horas) Demanda teórica de oxígeno (kg O2/kg DBO5 eliminado) Velocidad horizontal en canal (m/s)

PROCESO CONVENCIONAL 0.2 -0.4 3–7 2.5 – 3.5 3–8 0.8 – 1.0 0.25 – 0.35

AIREACIÓN PROLONGADA < 0.07 20 – 30 3.0 – 4.5 20 – 36 2.0 – 2.4 0.25 – 0.35

4.3.- Rendimientos El diseño de los canales varía y, por lo tanto, también los rendimientos observados. Según el “Manual de Eliminación de Nitrógeno” la EPA la eliminación de nitrógeno se sitúa en un rango de 65 al 97 %. En ciertos casos, se ha llegado a nitrógeno total efluente del 3 mg/L. La tecnología de canales de oxidación se desarrolló para simplificar el proceso de nitrificación desnitrificación, minimizar las operaciones de control y reducir consumo de energía y costes. La configuración en canal es la más eficiente porque se conserva la cantidad de movimiento del proceso. Autor/es: J. Suárez, A. Jácome

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Los canales son como híbridos entre flujo pistón y mezcla completa. En función del número de veces que se recicle el agua tenderá a mezcla completa. En un canal típico, de un solo circuito, se puede disponer varios puntos de entrada del afluente para asegurar carbono exógeno. Conceptualmente, el canal de oxidación es un “canal sin fin”. Sólo una parte del licor mezcla es desalojada en cada ciclo, lo cual teóricamente permite una elevada tasa de recirculación interna I, es decir, de los nitratos formados. Cuantas más veces pasen los nitratos por la zona anóxica más elevado será el rendimiento de desnitrificación. La tasa de recirculación respecto al caudal de alimentación se sitúa entre 60 y 120 veces (6000% - 12000%), lo que provoca una gran dilución del agua bruta a la entrada del canal, por lo que el proceso se aproxima a un sistema de mezcla completa. La clave operacional está en la tasa de transferencia de oxígeno en los SSLM. Los SSLM pueden controlarse mediante la recirculación de fangos secundarios. En los canales simples de un sólo circuito, la aireación se puede optimizar colocando aireadores en puntos seleccionados a lo largo del canal. La transferencia de oxígeno puede ajustarse mediante la submergencia controlada de los discos de aireación o rotores, variando la velocidad de giro o cambiando el número de aireadores en cada eje del canal, o controlando la puesta en marcha o paro de parrillas de difusores. También podría emplearse una temporización de los aireadores. Hay que mantener siempre una mezcla mínima para la suspensión del fango.

4.4.- Otras consideraciones de diseño Los canales son reactores híbridos entre flujo pistón y mezcla completa. En función del número de veces que se recicle el agua tenderá a mezcla completa. En un canal típico, de un solo circuito, se pueden disponer varios puntos de entrada del afluente para asegurar el carbono exógeno. El flujo pistón requeriría tanques de igualación o homogeneización para amortiguar las puntas. Es conveniente que el efluente salga por una zona aireada con el fin de mejorar la sedimentabilidad del fango, ya que si en el decantador prevalecen condiciones de anoxia se puede producir desnitrificación, generándose N2, que podría provocar la flotación de los fangos. Los canales requieren medición en continuo de los niveles de OD para controlar las zonas aerobias y anóxicas. Actualmente se pueden implementar electrodos de oxígeno en continuo.

Autor/es: J. Suárez, A. Jácome

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5.- NIVELES DE TRATAMIENTO ALCANZABLES CON DIFERENTES COMBINACIONES DE PROCESOS EN TRATAMIENTO AVANZADO DE AGUAS RESIDUALES PROCESOS Fangos activos + filtración Fangos activos/nitrificación en una sola

SS

DBO5

N total

N-NH4+

(mg/L)

(mg/L)

mg/L

mg/L

(4-6)

(5-10)

(15-35)

(15-25)

(10-25)

(5-15)

(20-30)

(1-5)

(10-25)

(5-15)

(5-10)

(1-2)

(