pequeño resumen de lodos activados

UNIVERSIDAD DEL BIO-BIO FACULTAD DE INGENIERIA DEPARTAMENTO DE INGENIERIA CIVIL

“Evaluación de la proliferación de bulking en sistemas de tratamiento de lodos activos” Proyecto de Título presentado en conformidad a los requisitos para obtener el Título de Ingeniero Civil

RODRIGO ARELLANO ORELLANA Prof.Guía: Pedro Cisternas Osorio

Concepción, Marzo de 2005

ÍNDICE 1

INTRODUCCIÓN ............................................................................................. 5

1.1 OBJETIVOS .................................................................................................................................. 6 1.2 METODOLOGÍA DE ESTUDIO ................................................................................................... 7

2 MARCO TEÓRICO .............................................................................................. 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 BIOLÓGICO A TRAVES DE LODOS ACTIVOS ............................................ 13 2.2.1 DESCRIPCIÓN DEL PROCESO ............................................................................................. 14 2.2.3

QUÍMICA Y MICROBIOLOGÍA DEL PROCESO ................................................................ 16

2.2.3.1 BIOQUIMICA DE LODOS ACTIVOS ................................................................................... 17 2.2.3.2 METABOLISMO DE COMPUESTOS CARBONÁCEOS ..................................................... 19 2.2.3.3 METABOLISMO DEL NITRÓGENO .................................................................................... 22 2.2.3.5 pH Y TEMPERATURA......................................................................................................... 27 2.2.3.6 MICROBIOLOGÍA DE LODOS ACTIVOS............................................................................ 28 2.2.3.6.1 MICROORGANISMOS COMPONENTES DE LOS LODOS ACTIVOS ........................... 30 2.2.4 CINÉTICA DEL CRECIMIENTO BIOLÓGICO ........................................................................ 33 2.2.5 PARÁMETROS DE OPERACIÓN ........................................................................................... 39 2.3 SEDIMENTACIÓN SECUNDARIA ............................................................................................. 43 2.3.1 TIPOS DE SEDIMENTACION ................................................................................................. 44 2.3.2 FORMACIÓN DE FLOCULOS DE LODOS ACTIVOS ........................................................... 46 2.4 PROBLEMAS CON LA SEPARACIÓN DEL LODO ACTIVO DEL AGUA TRATADA............. 48 2.4.1 BULKING ................................................................................................................................. 48 2.4.1.1 DESCRIPCIÓN DEL PROBLEMA ....................................................................................... 48

2

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 IDENTIFICACIÓN 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 DESCRIPCIÓN DE LA PLANTA A ESCALA DE LABORATORIO .......................................... 59 3.2.1 REACTOR SECUENCIAL DISCONTÍNUO (SBR).................................................................. 63 3.2.2 ALIMENTACIÓN DEL SISTEMA ............................................................................................ 65 3.2.3 EVOLUCIÓN DURANTE LA MARCHA BLANCA .................................................................. 68 3.2.3.1 SÓLIDOS SUSPENDIDOS DE LICOR DE MEZCLA .......................................................... 68 3.2.3.2 ÍNDICE VOLUMÉTRICO DE LODOS................................................................................... 71 3.2.3.3 CARGA MÁSICA .................................................................................................................. 73 3.3 SISTEMA DE LODOS ACTIVOS A ESCALA ............................................................................ 75 3.3.1 OPERACIÓN DE LA PLANTA ................................................................................................ 76

4 ANALISIS Y RESULTADOS.............................................................................. 78 4.1 ANÁLISIS CUALITATIVO DE LA MARCHA BLANCA ............................................................. 78 4.2 EVOLUCIÓN DURANTE EL FUNCIONAMIENTO..................................................................... 81 4.2.1 CARGA MÁSICA ..................................................................................................................... 81 4.2.2 CAUDALES DE OPERACIÓN................................................................................................. 83 4.2.3 CALIDAD DEL EFLUENTE ..................................................................................................... 83 4.3 EVOLUCION DE LA CALIDAD DEL EFLUENTE...................................................................... 84 4.3.1 EVOLUCIÓN BAJO CONDICIONES NORMALES................................................................. 84 4.3.2 DEFICIENCIA DE NITRÓGENO ............................................................................................. 87 4.3.3 DEFICIENCIA DE FÓSFORO.................................................................................................. 90

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4.3.4 DEFICIENCIA DE NITRÓGENO Y FÓSFORO ....................................................................... 93 4.3.5 RELACIONES ENTRE MODALIDADES DE OPERACIÓN.................................................... 96 4.4 EVOLUCIÓN DE LA CALIDAD DE LA RECIRCULACIÓN....................................................... 99 4.4.1 RECIRCULACIÓN EN CONDICIONES NORMALES ............................................................. 99 4.4.2 RECIRCULACIÓN CON DEFICIENCIA DE NITRÓGENO ................................................... 101 4.3.2 RECIRCULACIÓN CON DEFICIENCIA DE FÓSFORO ....................................................... 103 4.3.3 RECIRCULACIÓN CON DEFICIENCIA DE NITRÓGENO Y FÓSFORO............................. 105 4.3.4 RELACIONES ENTRE MODALIDADES DE OPERACIÓN.................................................. 107 4.5 INCIDENCIA SOBRE LA SEDIMENTABILIDAD DE LODOS ................................................. 108 4.5.1 CURVA DE SEDIMENTACIÓN ............................................................................................. 108 4.5.2 ÍNDICE VOLUMÉTRICO DE LODOS.................................................................................... 110 4.5.3 RELACIÓN ENTRE EL IVL Y LA CALIDAD DEL EFLUENTE ............................................ 112

5 CONCLUSIONES Y RECOMENDACIONES ................................................... 113 6 BIBLIOGRAFÍA ............................................................................................... 115 7 ANEXOS .......................................................................................................... 117 115

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1

INTRODUCCIÓN

Dada la necesidad de tratar las aguas provenientes del uso doméstico e industrial se han puesto en marcha plantas de tratamiento de aguas residuales en casi todo el mundo. En el caso del tratamiento a través 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 generará un gran impacto en los cursos receptores. Un problema operacional particular de las plantas de lodos activos es el bulking, el cual es conocido también como fango voluminoso, que es el lodo que posee pobres características 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 fenómeno es el crecimiento desmesurado de organismos filamentosos bajo condiciones adversas, otra causa del bulking es por el agua presente dentro de los flóculos de forma que las células se hinchan con agua hasta el punto que se reduce la densidad y no sedimentan y por último a un exceso de polímeros generados por los microorganismos.

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1.1 OBJETIVOS • Evaluar el impacto de la variación de la relación de nutrientes DBO:N:P en la aparición de bulking y como este afecta la calidad del efluente de una planta de lodos activos a escala de laboratorio. • Establecer relaciones entre los parámetros 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 proliferación de bulking en el tratamiento biológico a través de lodos activos

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1.2 METODOLOGÍA DE ESTUDIO Para cumplir los objetivos planteados anteriormente se realizó un estudio que contempla una parte teórica y una parte experimental. La parte teórica está referida a investigaciones hechas por otros autores sobre tratamiento biológico 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 aparición de bulking y se sensibilizaron los parámetros de operación de la planta a escala. Posteriormente en base a estas dos áreas de investigación se analizan los resultados y se obtienen las conclusiones.

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2 MARCO TEÓRICO

2.1 AGUAS RESIDUALES Las aguas residuales corresponden a las aguas provenientes de las actividades humanas, tanto domésticas como industriales. Las características de esta agua dependen del origen de donde estas provienen (de uso doméstico, industriales, lluvia) así como también de las transformaciones que han podido sufrir antes de llegar a la planta en estaciones de regulación y esencialmente en el propio alcantarillado. Esta investigación está centrada en aguas residuales de uso doméstico, que básicamente contienen contaminantes orgánicos y de nutrientes. Por definición las aguas residuales urbanas corresponden a las aguas utilizadas para la eliminación del excremento, orina y las que proceden del uso doméstico tales como lavado de ropa, limpieza de casa, baño, etc. Los que constituyen la fracción más importante de las aguas residuales urbanas. Estas aguas contienen materias en suspensión que corresponde a arenas y diversas materias insolubles, materias inorgánicas, 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 características físico-químicas van a estar dadas por el tamaño y el nivel socioeconómico de la población. También será afectado por la presencia industrial dentro de los límites de cobertura del sistema de alcantarillado y por la calidad del mismo, ya que va a incidir el nivel de infiltración de aguas lluvias (Cisternas, 2000).

En la tabla 1 se muestran las principales propiedades físicas, químicas y biológicas de las aguas residuales

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Tabla 1 Características Físicas, químicas y biológicas del agua residual y sus procedencias (Metcalf and Eddy, 1995) Características

Procedencia

Propiedades físicas Color, olor, temperatura

A.R. domésticas e industriales

Constituyentes químicos orgánicos Carbohidratos, grasas, aceites

A.R. domésticas, industriales y comerciales

Pesticidas

Residuos agrícolas

Fenoles

Vertidos industriales

Proteínas

A.R. domésticas, industriales y comerciales

Compuestos orgánicos volátiles

A.R. domésticas, industriales y comerciales

Contaminantes prioritarios

A.R. domésticas, industriales y comerciales

Constituyentes químicos inorgánicos Alcalinidad

A.R. domésticas, agua de suministro

Cloruros

A.R. domésticas, agua de suministro

pH

A.R. domésticas, industriales y comerciales

Fósforo

A.R. domésticas, industriales y comerciales

Contaminantes prioritarios

A.R. domésticas, industriales y comerciales

Azufre

A.R. domésticas, agua de suministro

Gases Sulfuro de Hidrógeno

Descomposición de residuos domésticos

Metano

Descomposición de residuos domésticos

Oxígeno

Agua de suministro, infiltración de agua superficial

Constituyentes biológicos Animales, Plantas

Cursos de agua y plantas de tratamiento

Protistas

A.R. domésticas, plantas de tratamiento, infiltración..

Virus

Aguas residuales domésticas

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2.1.2 CONTAMINANTES DEL AGUA El agua residual está compuesta por distintos tipos de contaminantes. Las normas que regulan los tratamientos secundarios están basados en las tasas de eliminación de materia orgánica, sólidos en suspensión y patógenos en el agua residual. Las normas creadas más recientemente son más exigentes aún, porque consideran la eliminación de nutrientes y contaminantes prioritarios y si el efluente tratado se pretende reutilizar también se debe considerar la eliminación de compuestos orgánicos refractarios, metales pesados y sólidos inorgánicos disueltos (Metcalf and Eddy, 1995). Algunos contaminantes de importancia en el tratamiento del agua residual son entre otros: • Materia orgánica biodegradable: compuesta principalmente por proteínas, carbohidratos, grasas animales. Provoca el agotamiento de los recursos naturales de oxígeno y el desarrollo de condiciones sépticas cuando se vierte agua residual sin tratar. • Sólidos en suspensión: dan lugar al desarrollo de depósitos de fango y de condiciones anaerobias cuando se vierte agua residual sin tratar a un curso receptor. • Nutrientes: Tanto el nitrógeno como el fósforo, 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 acuática no deseada, eutrofización.

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2.1.3 TRATAMIENTOS BIOLOGICOS La depuración del agua residual a través de procesos biológicos tiene por objetivo la coagulación y eliminación de los sólidos coloidales no sedimentables y la estabilización de la materia orgánica. Si se trata de agua residual doméstica o urbana el principal objetivo es la reducción de la materia orgánica presente y la eliminación de nutrientes como el nitrógeno y el fósforo. La eliminación de compuestos a nivel de traza que puedan resultar tóxicos también constituye un objetivo de tratamiento importante. La eliminación de laDBO,

la coagulación de los sólidos coloidales no

sedimentables y la estabilización de la materia orgánica se consiguen biológicamente 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 orgánica, 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 energía para su metabolismo y reproducción. La biodegradabilidad es una característica de los compuestos orgánicos y tiene relación con el nivel de susceptibilidad de que éstos

sean degradados por

microorganismos y por lo tanto condiciona en gran medida la viabilidad de tratar biológicamente un influente que contenga un determinado compuesto. Un agua residual que contenga materia orgánica natural, la degradación será relativamente fácil, aunque hay elementos que escapan a la regla como las grasas y aceites. (Cisterna, 2000)

2.2 TRATAMIENTO BIOLÓGICO A TRAVES DE LODOS ACTIVOS El proceso de lodos activos representa la más amplia y usada tecnología para el tratamiento de las aguas. Las plantas de lodos activos pueden ser encontradas en diferentes condiciones climáticas, desde los trópicos hasta las regiones polares, a nivel del mar (plantas dentro de embarcaciones) hasta en montañas de gran altura. La invención de este proceso está conectada con el esfuerzo de ingenieros americanos e ingleses en el siglo XX, por intensificar la purificación de las aguas

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con sistemas de película fija. Los experimentos con agua residual aireada no produjeron ningún resultado hasta que en mayo de 1914, Arden y Lockett introdujeron la reutilización de material suspendido al período de aireación. Este material en suspensión llamada lodos activos era en efecto la biomasa responsable de la eficiencia del proceso y la intensidad del proceso de depuración de las aguas residuales. La reutilización de la biomasa es considerada la principal y más destacada característica del proceso de lodos activos (Warner, 1994).

2.2.1 DESCRIPCIÓN DEL PROCESO La depuración del agua residual a través de este proceso consiste en generar condiciones favorables para el cultivo y desarrollo de una colonia bacteriana dispersa en forma de flóculos denominados fangos activos o lodos activos en un estanque agitado y aireado, que será alimentado en forma continua o discontinua por aguas residuales que en la mayor parte de los casos tienen un alto contenido de materia orgánica (Cisterna, 2003). El agua residual ingresa al estanque de aireación o reactor biológico y entra en contacto con la biomasa presente en él y se produce una mezcla, formando así lo que se denomina licor de mezcla. Es necesario que el licor de mezcla sea homogéneo para que se produzca la interacción entre la colonia bacteriana y el agua residual, lo que se logra con la agitación del licor. Esto contribuye a evitar la aparición de zonas de depositación y cortocircuitos en el reactor.

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La aireación se lleva a cabo para abastecer de oxígeno a las bacterias depuradoras, ya que su metabolismo requiere de éste para lograr el proceso de depuración del agua.

Para mantener un ambiente aeróbico en el reactor biológico, se usan equipos difusores o aireadores mecánicos que son los que inyectan el aire y a la vez producen la homogenización de la mezcla.

Para que el proceso bioquímico de depuración se produzca correctamente es necesario que el agua residual permanezca un tiempo determinado en el estanque de aireación, luego del cual el licor de mezcla que contiene tanto células nuevas como viejas es conducido al sedimentador secundario o clarificador, donde la biomasa es separada del agua residual tratada.

La biomasa también conocida como lodo o fango es extraída del sedimentador secundario. Una parte de ella es conducida al tanque de aireación mediante el proceso

denominado

recirculación que

tiene

por

objetivo

mantener

la

concentración de biomasa requerida en el reactor y la otra parte es purgada del sistema y conducida a la línea de lodos.

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En la figura 1 se observa el modelo del sistema de lodos activos

Línea líquida

Línea de lodos

Figura 1, Esquema de un sistema de lodos activos

2.2.3 QUÍMICA Y MICROBIOLOGÍA DEL PROCESO La degradación de los contaminantes orgánicos precisa de una comunidad biológica importante, bacterias, rotíferos, protozoos, etc. necesaria

la

comprensión

de

las

actividades

Por esta razón

bioquímicas

de

es

estos

microorganismos que participan en la depuración de las aguas y en la elección 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 depuración de las aguas residuales necesitan una fuente de energía para su metabolismo. En los sistemas acuáticos (lodos activos) existen tres clases de fuentes de energía o sustrato. Primero está la luz que es la principal fuente de energía de microorganismos fototróficos, en segundo lugar los compuestos inorgánicos, donde la energía proveniente de estos compuestos es generada por la oxidación de formas reducidas de elementos tales como

el nitrógeno,

azufre,

fierro y

manganeso, en

donde son

microorganismos quimiolitotróficos los que obtienen la energía de esta forma. En tercer lugar están los compuestos orgánicos, donde la energía es producida por la oxidación bioquímica de carbono orgánico a dióxido de carbono. Los microorganismos

que

realizan

estas

reacciones

son

llamados

quimioorganotróficos. En suma a la energía los microorganismos necesitan una fuente de carbono para la síntesis de nueva biomasa. El carbono requerido puede ser metabolizado en varias formas, como carbono inorgánico, carbono orgánico, fuentes internas y externas de sustrato y carbono.

La principal reacción que se produce en el proceso de depuración de las aguas residuales es: C6H12O6 + NH3 + O2 → C5H7NO2 + CO2 + H2O + Energia

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Donde la materia orgánica es simplificada como glucosa C6H12O6 , mientras la biomasa es C5H7NO2.

Además de necesitar una fuente de carbono y de energía los microorganismos necesitan nutrientes como material de construcción para la síntesis celular, la formación de proteínas y ácidos nucleicos. En la ingeniería de aguas residuales sólo dos elementos son considerados como nutrientes, el nitrógeno y el fósforo. De esta manera, cuando hablamos de nutrientes nos referimos sólo a estos dos elementos. La razón es que ambos elementos son considerados nutrientes limitantes ya que son responsables directos de la eutrofización de aguas superficiales. En el cultivo de bacterias, el nitrógeno, fósforo 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 fracción de masa de esos elementos en la biomasa es despreciable, no obstante pueden jugar un rol importante en el metabolismo celular. Si observamos la ecuación química mundialmente aceptada para la biomasa (C5H7NO2), observamos que contiene un 12.38 % de nitrógeno. Se asume que la cantidad de fósforo requerido para las actividades celulares es un 20 % de la masa de nitrógeno, entonces la fórmula de la biomasa vendrá a ser C5H7NO2P0.074. Así la razón requerida de nutrientes para una correcta biodegradación de la contaminación carbonosa será 100:5:1 para

aguas

residuales urbanas.

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2.2.3.2 METABOLISMO DE COMPUESTOS CARBONÁCEOS El metabolismo de compuestos carbonáceos es la mayor fuente de energía 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 orgánicos de las aguas residuales urbanas están presentes en formas que difieren en la accesibilidad de los microorganismos. La mayoría de los compuestos orgánicos presentes en las aguas residuales pueden ser oxidados biológicamente, solo unos pocos compuestos aromáticos e hidrocarburos son resistentes a la biodegradación. Se debe recordar que biodegradación significa que un determinado compuesto puede ser bioquímicamente 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 tóxico para los microorganismos • Hay barreras para enzimas en la molécula del compuesto no biodegradable

Ahora bien, no debería mantenerse esta postura frente a ciertos compuestos, es decir la biomasa no está acostumbrada a esos compuestos y bajo un periodo de aclimatación casi no deberían existir compuestos orgánicos no biodegradables o

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mejor dicho, compuestos considerados como no biodegradables pueden ser degradados biológicamente.

Si se observa la figura 2 observamos la clasificación de los compuestos de acuerdo a la biodegradabilidad y al estado en que se presenta en el agua residual.

Influente DBO - DQO

Biodegradable DBO - DQO

Soluble (Rápidamente Biodegradable)

Particulada (Lentamente Biodegradable)

No Biodegradable DBO - DQO

Soluble

Particulada

Figura 2 Esquema de biodegradabilidad

• Sustratos rápidamente biodegradable Los sustratos rápidamente biodegradables son los compuestos orgánicos con moléculas simples y pequeñas que pueden ser directamente metabolizadas dentro de las células. Típicos ejemplos son monómeros y carbohidratos, ácidos grasos, aminoácidos y alcoholes. Estos compuestos orgánicos rápidamente biodegradables son utilizados a tasas extremadamente altas bajo condiciones de cultivo óxicas y anóxicas. 20

• Sustratos rápidamente hidrolizables Sustratos rápidamente hidrolizables pueden llegar a formar el 15 al 25% del total de DQO en aguas residuales urbanas. Estos compuestos están presentes en forma disuelta y sólidos coloidales, aunque algunos sólidos suspendidos también pueden ser hidrolizados rápidamente. Tanto así que la hidrólisis 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 mayoría de los compuestos orgánicos están presentes en una forma que no está disponible

inmediatamente para el

metabolismo celular interno. Estos compuestos están caracterizados por el alto peso molecular y la complejidad de las moléculas. Por esto deben ser hidrolizados por enzimas extracelulares.

Ambos sustratos, rápida y lentamente hidrolizables son referidos como sustratos particulados lentamente biodegradable. En aguas residuales urbanas el 75% de los sustratos utilizables y fuentes de carbono están presentes en esta forma.

El proceso de remoción de la contaminación orgánica a nivel celular se puede apreciar en la figura 2.1

Hidrólisis extracelular

Sustrato Particulado

Sustrato Soluble

Productos de la Hidrólisis

Pared Celular

Metabolismo Intracelular CATABOLISMO Y ANABOLISMO

Figura 2.1 Proceso de remoción de la polución orgánica por microorganismos de lodos activos

2.2.3.3 METABOLISMO DEL NITRÓGENO

El nitrógeno es un elemento indispensable para los microorganismos, ya que es básico para la síntesis de proteínas, que son el principal componente de las células. Por lo tanto la ausencia de éstas provocará una alteración grave del metabolismo de los microorganismos. El nitrógeno puede formar parte de una gran variedad de compuestos químicos. El nitrógeno atómico puede ser encontrado en diferentes estados de oxidación, desde -3 en el amoniaco y compuestos aminoorgánicos a +5 en nitratos. En aguas residuales urbanas el nitrógeno está presente en dos formas básicas.

 Nitrógeno inorgánico: El nitrógeno inorgánico puede ser encontrado en tres formas en medioambiente acuáticos bajo concentraciones importantes. Como nitrógeno reducido en amoniaco y nitrógeno oxidado en nitrito y nitrato. Como resultado de reducciones en la mayoría de las alcantarillas, las aguas residuales

en la entrada de las plantas de tratamiento contienen cantidades

despreciables de formas oxidadas de nitrógeno inorgánico. El nitrógeno amoniacal existe en medioambientes acuáticos en dos formas, amoniaco gaseoso disuelto, +

NH3, y amoniaco ionizado, NH4 . La proporción entre las concentraciones de ambas formas de nitrógeno amoniacal depende del pH y la temperatura del agua residual. En el rango de temperatura de 10 a 20 ºC y pH de 7 a 8.5, que son valores característicos de aguas residuales municipales, alrededor del 95% del nitrógeno reducido está presente en la forma +

ionizada NH4 . Ésta es una característica muy importante, ya que el amoniaco gaseoso, NH3, es mucho más tóxico para los microorganismos que el ion +

amoniaco NH4 . 

Nitrógeno enlazado orgánicamente: Con la excepción de organonitrosos y

compuestos nitrogenados que provienen de fuentes industriales, el nitrógeno enlazado orgánicamente en las aguas residuales urbanas está presente mayoritariamente en los grupos aminos - NH2. El nitrógeno en grupos aminos está en el mismo estado de oxidación que el nitrógeno amoniacal.

La suma de ambas formas de nitrógeno, orgánico e inorgánico, es frecuentemente llamado Nitrógeno Total Kjeldahl TKN. La división del total TKN del influente en

aguas residuales urbanas respectos a su biodegradabilidad se muestra en la figura 2.2.

INFLUENTE TKN

AMONIACO LIBRE Y SALINO

NITRÓGENO ORGÁNICAMENTE ENLAZADO

SOLUBLE NO BIODEGRADABLE

PARTICULADA NO BIODEGRADABLE

BIODEGRADABLE

Figura 2.2 División del total TKN en el influente

A.

DEGRADACIÓN DE COMPUESTOS NITROGENADOS

En la biodegradación el nitrógeno orgánico es convertido desde grupos aminos a nitrógeno amoniacal por reacciones hidrolíticas. El estado de oxidación del nitrógeno no cambia en este proceso. El proceso que libera amoniaco como resultante de la degradación de compuestos organonitrogenados

es llamado

amonificación. La amonificación comienza con la depolimerización de moléculas grandes por medio de enzimas proteolíticas extracelulares. Los aminoácidos formados por las reacciones proteolíticas son transportadas dentro de las células y más adelante degradadas por enzimas en la deaminación intracelular. Existen varios tipos de reacciones de deaminación que las desarrollan en lo posible células microbiales. Posteriormente al amoniaco, la deaminación forma diferentes compuestos

orgánicos de la fracción carbónica de los aminoácidos. Dependiendo de las condiciones de cultivo, las enzimas de deaminación y el tipo de aminoácidos, los productos orgánicos de la deaminación son alcoholes, ácidos carboxílicos (saturados y no saturados) y ácidos grasos. Mientras los productos orgánicos son catabolizados a dióxido de carbono y agua en condiciones óxicas y anóxicas o entran a una fase de fermentación bajo condiciones anaeróbicas, donde el nitrógeno es liberado de las células y se hace disponible por la nitrificación. La nitrificación es el proceso en que se convierte el amoniaco (consume oxígeno en el tanque de aireación) 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 nitrógeno en los procesos de tratamiento biológico.

N2 orgánico (Proteínas, urea) Descomposición bacteriana e Hidrólisis

N2 amoniacal

N2 Orgánico (Células bacterianas)

Nitrificación

O2

-

Nitrito (NO2 )

Lisis y Autooxidación

O2 -

Nitrato (NO3 )

Desnitrificación

Carbono Orgánico

Nitrógeno gas

N2 Orgánico (Crecimiento Neto)

Figura 2.3 Transformaciones del nitrógeno en procesos de tratamiento biológico.

2.2.3.4 METABOLISMO DEL FÓSFORO El fósforo se presenta en la forma de fosfatos originados en las aguas residuales urbanas debido a la degradación de sustancias orgánicas con contenido de fósforo y por la hidrólisis

de polifosfatos comúnmente usados en detergentes

biodegradables. En los sistemas de lodos activos tradicionales el fósforo proveniente de las aguas residuales es utilizado sólo para la síntesis de nuevos compuestos de la biomasa. Cuando el fósforo se encuentra en exceso es almacenado por las células en forma 2+

de polifosfatos en contrapeso con iones Ca , Mg

2+

+

y K . Los polifosfatos junto a

materiales proteínicos y lipídicos forman gránulos intracelulares llamados volutina. Esos gránulos son metacromáticos y cambian el color de ciertos elementos traza. El principal propósito del almacenaje de los polifosfatos en la mayoría de las bacterias es que éste sirve como fuente de fósforo en períodos de escasez.

2.2.3.5 pH Y TEMPERATURA El efecto del pH claramente afecta la composición 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 más altos que 8.5. No obstante hay que considerar que un cambio de pH en una unidad significa el +

hecho de que la concentración 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 parámetros más controversiales, ya que los efectos que causa sobre los lodos son: • Incrementos importantes de la temperatura afectan la solubilidad del oxígeno en el licor de mezcla • Incrementos de la temperatura incrementan la tasa metabólica de los procesos consumiendo el oxigeno disuelto.

2.2.3.6 MICROBIOLOGÍA DE LODOS ACTIVOS

El proceso de lodos activos está constituido por un ecosistema artificial que está bajo la continua influencia de factores bióticos y abióticos. Este proceso es diseñado para cumplir con bajas concentraciones de compuestos orgánicos y nutrientes inorgánicos. Por esto los lodos activos están cultivados bajo condiciones límites. Este hecho lleva a una fuerte competencia entre los grupos individuales de microorganismos, y sólo los mejores adaptados o aclimatados a las condiciones de la planta ganarán esta competencia. Por otra parte, como las condiciones de operación, de carga, etc. no son constantes en las plantas, los ganadores irán cambiando. De esta manera, la composición de lodos activos no será constante, y reflejará los efectos que tendrá la planta por las condiciones a las que fue expuesta (Wanner, 1994). Otro rasgo característico 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 flóculos. La habilidad de los microorganismos de lodos activos para flocular es la propiedad más importante de los lodos activos, porque permite la sedimentación gravitacional. Si los microorganismos no flocularan, quedarían como sólidos biológicos en suspensión y no se cumpliría con el propósito del proceso.

Los microorganismos que se pueden aglomerar o formar flóculos o ser fijados dentro de flóculos tienen las siguientes ventajas sobre los microorganismos que crecen libremente: • Los microorganismos en forma de flóculos son retenidos por el sistema de lodos activos, mientras las células de crecimiento libre son sacados fuera del sistema. • El crecimiento en flóculos protege la mayoría de las células microbianas de los depredadores.

Los microorganismos de los lodos activos pueden ser divididos en dos grandes grupos: • Descomponedores: éstos son responsables de la degradación bioquímica de sustancias en polución en las aguas residuales. Este grupo esta representado mayormente por bacterias, hongos y cyanophyta incolora. • Consumidores: éstos utilizan como sustratos a bacterias y otras células microbianas. Este grupo pertenece a la microfauna del lodo activo y consiste de protozoo fagotrófico y metazoo microscópico

Alrededor del 95% de la población microbiana de los lodos activos está formada por descomponedores, especialmente bacterias. Esto indica el rol de la microfauna en la remoción de la contaminación orgánica y nutrientes es sólo marginal.

2.2.3.6.1 MICROORGANISMOS COMPONENTES DE LOS LODOS ACTIVOS

Las bacterias forman el más numeroso y

más importante grupo de

microorganismos de los lodos activos. Ellas pueden ser clasificadas de diferentes maneras, pero la explicación debería 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 energía y aceptor de electrones.

Tabla 2 Grupos metabólicos de microorganismos de lodos activos FF: microorganismo con forma de floc FIL: microorganismo filamentoso Grupo Metabólico

Forma requerida de Carbono

Fuente de Energía

Aceptor de electrones

Forma de crecimiento

Organotróficos

Orgánico

Oxidación aeróbica

O2

FF,FIL

. Fermentación Anaeróbica

Orgánico

Fermentación

C orgánico

FF

Denitrificadoras

Orgánico

Oxidación anaeróbica

NO3

FF,FIL

O2

adheridas

Nitrificadoras

Inorgánico

Oxidación aeróbica NH4

Poly-P

Orgánico

-/O2

Clusters, FIL

S Oxidación

Inorgánico

O2

FIL, FF

SO4 reducidoras

Orgánico

SO4 - S

FF

PP y OSP Oxidación aeróbica Oxidación Anaeróbica

• Bacteria organotrófica aeróbica Esta bacteria es completamente responsable de la remoción de sustancias orgánicas de aguas residuales, son tanto formadoras de flóculos como filamentosas. Ellas están equipadas con un aparato enzimático que les permite utilizar más rápidamente los sustratos solubles biodegradables. El género bacillus, Pseudomonas, Micrococcus, Alcalígenes, Moraxella y Flavobacteria son las más calificadas para degradar sustratos orgánicos complejos por exo y endoenzimas. Por otra parte, bacterias especializadas para sustratos específicos pueden ser concentradas en lodos activos después de la aclimatación 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 orgánicos heterocíclicos.

•

Bacteria fermentadora

En todos los procesos de fermentación, la conversión de compuestos orgánicos a ácidos grasos volátiles, especialmente acido acético, es extremadamente importante en los sistemas biológicos de remoción de fósforo. Por esto la presencia de aeromonas punctata y del género Pasteurella y Alicanígenes es destacada en la literatura como requisito para la exitosa remoción del fósforo. Los procesos de fermentación ocurren de forma anaeróbica, de tal manera, que en procesos convencionales de lodos activos operados a baja carga en reactores de mezcla completa, la fermentación es improbable.

• Nitrificadoras Son las bacterias responsables del proceso de nitrificación donde el nitrito es convertido en presencia de oxígeno en nitrato, en el proceso de transformación del nitrógeno. Las principales bacterias nitrificadoras son quimiolitotróficas y las más importantes son: Nitrosomonas, Nitrosococcus, Nitrosospira, Nitrosocystis para la oxidación del amoniaco y Nitrobacter, Nitrospina y Nitrococcus para la oxidación final de nitrito a nitrato. • Denitrificadoras (Microorganismos organotróficos anóxicas) Las bacterias denitrificadoras son las encargadas de la segunda etapa de eliminación del nitrógeno llamada denitrificación donde el nitrógeno en forma de nitrato es transformado a nitrógeno gaseoso bajo condiciones anóxicas. Las principales bacterias que llevan a cabo este proceso son heterótrofas 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, rotíferos. La función que cumplen en el sistema de lodos activos es incrementar la floculación de las bacterias, remueven las bacterias dispersas por adsorción y predación, incrementan la carga másica porque reducen el número de bacterias como resultado

de la

predación

y

absorben directamente

sustratos.

2.2.4 CINÉTICA DEL CRECIMIENTO BIOLÓGICO

La comunidad biológica encargada del proceso de depuración requiere de un ambiente controlado que asegure que los microorganismos disponen del medio adecuado para su desarrollo. Las condiciones se pueden controlar mediante la regulación del pH, de la temperatura, la adición de nutrientes o elementos traza, adición o exclusión de oxígeno, mezcla adecuada, etc. Se menciona a continuación la cinética del crecimiento biológico. ♦ Crecimiento Celular En los cultivos de alimentación continua como discontinua la tasa de crecimiento de células bacterianas se puede definir como:

rg = µ * X

(Metcalf and Eddy, 1995)

-3 donde r : tasa de crecimiento bacteriano, [M*L *T-1]. g

µ : tasa de crecimiento específico,[T-1]. -3

X : concentración de microorganismos, [M*L ]

♦

Crecimiento con limitación de sustrato

En cultivos de alimentación discontinua, donde el substrato o nutrientes están presentes en cantidades limitadas, el que primero se agote detendrá el crecimiento. Por tanto en un cultivo de tipo continuo, el hecho de que se agote uno de estos requisitos provocará un efecto de limitación del crecimiento. Monod desarrolló la siguiente expresión para determinar el efecto de disponer cantidades limitadas de substrato o nutrientes.

µ = µm *

S (Metcalf and Eddy, 1995)

KS + S

donde -1

µ = Tasa específica de crecimiento [ T ] -1

µmm = Tasa específica máxima de crecimiento [ T ] -3

S = Concentración en la solución del sustrato limitante del crecimiento [M∗L ] K S = Constante de velocidad media, concentración del sustrato en la mitad de la -3 velocidad máxima de crecimiento, [M∗L ]

En la figura 2.4 se ilustra el efecto de la concentración de substrato sobre la

Velocidad específica de, µ crecimiento

tasa de crecimiento específico.

µmáx

KM=[S], cuando µ= ½ µmáx ½ µmáx

KM

Concentración de Sustrato o nutriente limitante

, [S]

Figura 2.4 Efecto sobre la velocidad específica de crecimiento por la existencia de un nutriente o substrato limitante (Fuente, Rittmann) ♦ Crecimiento celular y utilización del sustrato En los sistemas de cultivo de alimentación continua y en los de alimentación discontinua, una parte del substrato se transforma en células nuevas y otra parte se oxida, dando origen a productos finales orgánicos e inorgánicos. Puesto que se ha observado que la cantidad de células nuevas producidas se puede reproducir para determinado sustrato, se desarrolló la siguiente relación entre la tasa de utilización del sustrato y la tasa de crecimiento:

rg = Y

* rSU

(Metcalf and Eddy, 1995)

donde: -3

rg : tasa de crecimiento bacteriano [M*L ] Y : coeficiente de producción máximo medido durante cualquier periodo finito de la fase de crecimiento exponencial, definido como la relación entre la masa de células formadas y la masa de substrato consumido, [M/M] rSU : tasa de utilización del substrato [M*L-3*T-1]

♦

Metabolismo endógeno

Corresponde a la disminución de la masa celular debido a la muerte y depredación de las células presentes en el proceso. También considera que en los sistemas bacterianos la distribución de edades de las células es tal que no todas las células del sistema están en la fase de crecimiento exponencial. Por esta razón se debe corregir la expresión de la tasa de crecimiento para considerar la energía necesaria para el mantenimiento celular. La expresión que representa el decaimiento endógeno es:

rd = −kd

*X

(Metcalf and Eddy, 1995)

donde: rd : descomposición endógena [M*L-3*T-1] -1

kd : coeficiente de descomposición endógena, [T ] -3

X : concentración de células, [M*L ]

♦

Oxígeno Disuelto y Transferencia

El tratamiento de lodos activos se realiza por naturaleza en condiciones aeróbicas. Por lo tanto la transferencia del oxígeno al licor de mezcla y la cantidad de éste disuelto en el licor de mezcla es de suma importancia para el correcto desarrollo del proceso. El oxígeno como insumo limitante debe estar disponible en el reactor biológico en una cantidad mayor o igual a la demanda generada por las aguas residuales. Como mínimo se recomienda por lo menos 2 mg/l de oxígeno disuelto. El objetivo de la transferencia de oxígeno es que interactúe de manera simultánea con las aguas residuales y el licor de mezcla debido a que este último lleva a cabo el proceso de depuración, lo cual implica el cumplimiento de tres etapas en este proceso:

a) Poner en contacto el oxígeno con las aguas residuales b) Transferir el oxígeno a través de la interfase gas-líquido para disolverlo en el líquido. c) Transferir

el

oxígeno

disuelto

a

través

del

líquido

hasta

los

microorganismos.

La transferencia de oxígeno va a tener como fuerza impulsora la diferencia de actividad que viene dada por la diferencia de concentración de oxígeno en la interfase líquido-gas y en la fase líquida. Además va a tener un coeficiente de

transferencia de materia. Como la solubilidad del oxígeno en el agua es muy baja, se supone que el proceso total está controlado por la segunda etapa (Winkler, 1987). ♦ Efectos de la temperatura Durante el proceso bioquímico de depuración de la materia orgánica, las constantes de velocidad de la reacción biológica son fuertemente dependientes de la temperatura. La temperatura no sólo influye en las actividades metabólicas de la población microbiana, sino que también tiene un efecto sobre factores tales como la transferencia de gases y sobre las características de sedimentación de los sólidos biológicos. El conjunto de estos factores sobre la velocidad de reacción de un proceso biológico se puede expresar de la siguiente manera:

rT = r20 * θ

(T

−20)

donde:

rT : velocidad de reacción a T °C r20 : velocidad de reacción a 20 °C θ : coeficiente de actividad – temperatura T : temperatura en °C

(Metcalf and Eddy, 1995)

2.2.5 PARÁMETROS DE OPERACIÓN El proceso de tratamiento a través de lodos activos se puede caracterizar a través de ciertos parámetros propios del proceso. Es a través de estos parámetros que se puede llevar un adecuado control del proceso e identificar problemas o regímenes de operación.

Carga Másica Se define la carga másica del reactor biológico a la relación entre la masa de alimentación en un día de materia orgánica al reactor y la masa de lodos contenida en el reactor. La medida de la masa de materia orgánica es a través de la DBO y la de lodos a través de sólidos suspendidos.

Cm=

F M

Cm=



(Alimento)



   (Microorganismos)  m3 g  *    m3 

=



d ia



Q*DBO V*SSLM  g  3 m *    Cm= Q*DBO  1  V*SSLM  dia  

m3   

(Cisterna, 2000) La literatura clasifica según el valor de la carga másica en tres tipos de procesos. Se define el proceso de aireación extendida cuando la carga másica 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

encontrarán en situación

de hambruna,

con lo

que se

fomentará la

descomposición endógena, donde los mas fuertes se comerán a los mas débiles. Así el lodo estará más estabilizado. También se define el proceso de operación convencional cuando la carga másica se encuentra en un rango de 0,2 – 0,4, en el cual los microorganismos disponen de una cantidad moderada de sustrato. Por último se define el proceso de alta tasa

con

cargas másicas

comprendidas

entre

0,4

y

1,5, donde

los

microorganismos contenidos en el reactor biológico disponen de abundante sustrato. Cabe mencionar que esta última variante del proceso entrega lodos menos estabilizados por lo cual se hace necesaria la estabilización de lodos. (Metcalf and eddy, 1995)

 Caudal de Recirculación Para mantener la concentración constante en el reactor es necesario recircular la biomasa que sale del reactor y sedimenta en el clarificador secundario. A través de un balance de masa en el tanque de aireación se puede obtener el caudal de recirculación necesario para mantener la concentración.

Si se observa la figura 1 se puede realizar un balance de masa en el tanque de aireación como se muestra a continuación:

Qentrada *SSentrada + QR * SSR = ( Qentrada + QR ) * SSLM

Despejando QR se tiene

Q =Q R



*

entrada

( SSLM-SSentrada ) ( SSR − SSLM)

Tiempo de residencia hidráulico TR

Este parámetro representa el tiempo que permanece el agua residual en contacto con la biomasa. Se calcula a través de la siguiente expresión:

TR =

Vreactor Q

[T]

entrada

 Tiempo medio de retención celular o edad celular Representa el tiempo que los microorganismos permanecen en el sistema y se calcula de la siguiente manera:

θC =

V * SSLM * SST +Q * SST

Q Purga

Purga

efluente

[T] efluente

De acuerdo al tipo de proceso (aireación extendida, convencional, alta tasa) se establece la edad celular. Por ejemplo, para sistemas de aireación extendida los sólidos biológicos deberían permanecer en el sistema entre 20 a 30 días, en tanto que en un proceso de alta carga los sólidos deberían permanecer entre 5 a 10 días. Así se puede controlar la edad celular a niveles recomendados para el correcto desarrollo de la biodegradación y estabilización de los lodos. (Metcalf and Eddy, 1995)

2.3 SEDIMENTACIÓN SECUNDARIA El proceso de remoción de la contaminación orgánica del agua residual es de vital importancia para el tratamiento biológico tanto como lo es el proceso de sedimentación o separación de la biomasa del clarificado, ya que si este último no ocurre, sólo se habrá transformado la contaminación carbonosa en contaminación biológica y la calidad del efluente se verá afectada sustancialmente.

El proceso de sedimentación gravitacional muchas veces se transforma en una etapa muy engorrosa, mucho más que la remoción de la polución.

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 recirculación sean minimizados.

La máxima eficiencia en la separación del lodo activo del agua residual tratada es necesaria para proteger los cursos receptores de la polución adicional de los efluentes secundarios (post tratamiento biológicos). Los sólidos en suspensión que se escapan del sedimentador secundario no están formados por partículas inertes sino por flóculos de microorganismos vivientes de pequeño tamaño que no

alcanzaron a sedimentar. Esos microorganismos respiran y consumen el oxígeno disuelto de los cuerpos receptores.

Es por esto que requieren especial atención los problemas operativos generados en las plantas de lodos activos. Cabe señalar que no necesariamente son causa del operador sino a cambios en los parámetros característicos de las aguas residuales o la biocenosis del lodo activo.

2.3.1 TIPOS DE SEDIMENTACION En la teoría de sedimentación se describen cuatro tipos de sedimentación, - la sedimentación de partículas discretas, sedimentación floculenta, sedimentación zonal o retardada y la sedimentación por compresión - de los cuales sólo tres son aplicables a los lodos activos o mejor dicho la sedimentación de partículas discretas no es relevante en los lodos activos. Se describen las tres aplicables a los sistemas de lodos activos

 Sedimentación Floculenta Este tipo de sedimentación o etapa de la sedimentación ocurre para partículas que no se comportan como partículas discretas. Por el contrario, tienden a agregarse unas a otras durante el proceso de sedimentación. Es decir se produce la coagulación o coalescencia, o mejor dicho la masa de partículas va aumentando y se deposita a mayor velocidad. Esta parte de la sedimentación ocurre en la parte superior del sedimentador

 Sedimentación Zonal o Retardada En esta etapa de la sedimentación debido a las altas concentraciones de sólidos, el líquido clarificado tiende a ascender por los espacios insterticiales existentes entre las partículas. Como consecuencia de ello, los sólidos que entran en contacto tienden a sedimentar en zonas o capas, manteniendo entre ellas las mismas posiciones relativas. A medida que van sedimentando las partículas se produce una zona relativamente clara por encima de la región de sedimentación. En esta etapa la velocidad de sedimentación es función de la concentración de sólidos y de sus características.

 Sedimentación por Compresión Posterior a las dos etapas descritas, a medida que avanza el proceso de sedimentación comienza a formarse en el fondo del sedimentador una capa de partículas comprimidas. En esta región las partículas forman una estructura en que existe contacto entre ellas. En esta fase los flóculos se comprimen y la sedimentación sólo se produce por la compresión de las partículas a medida que siguen sedimentando partículas en la parte superior del sedimentador.

a la figura 2.5 se ilustran las fases de sedimentación en un cilindro para una En concentración inicial C0 y la curva de sedimentación Altura v/s Tiempo

Profundidad (cm.)

Clarificado Sedimentación Discreta

Sedimentación Floculenta

Sedimentación Retardada o zonal

Zona de compresión

Figura 2.6 Curva deTiempo tipos de s sedimentación (min.) Figura 2.5 Tipos de sedimentación de lodos activos

2.3.2 FORMACIÓN DE FLOCULOS DE LODOS ACTIVOS La formación de flóculos en los lodos activos es muy importante en el proceso de sedimentación, dado que si los microorganismos no floculan, difícilmente sedimentarán gravitacionalmente como partículas discretas. Los flóculos de lodos activos están formados por varias especies de microorganismos llamados formadores de floc (floc-formers). Estos formadores de flóculos están representados principalmente por el género de las Pseudomonas, Achromobacter, Alcaligenes, Citromonas, Flaviobacterium, y Zoogloea. Éstos y muchos otros quimiorganotróficos son capaces de convertir sustratos orgánicos en materia extracelular específico llamado glycocalyx .

El glycocalyx es un polisacárido que contiene una membrana que rodea la membrana extracelular de células Gram negativas y el peptidoglycan en células Gram positivas. Dado que el glycocalyx es un polímero orgánico, éste incrementa la viscosidad del agua, lo que ayuda a las células individuales a formar el medio ambiente necesario para la actividad de las enzimas extracelulares. Este polímero viscoso habilita la unión de células individuales o la unión a agregados de un tamaño mayor. En suma, la floculación es producida gracias a la existencia de este polímero en el licor de mezcla. Sin embargo dependiendo de su concentración dará lugar a una buena o mala sedimentación.

2.4 PROBLEMAS CON LA SEPARACIÓN DEL LODO ACTIVO DEL AGUA TRATADA

Ya conocido el objetivo de la sedimentación secundaria es interesante averiguar qué pasa cuando no se cumple el objetivo principal de este proceso. Si bien el agua residual ya ha sido tratada, es decir la contaminación orgánica 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 separación de la biomasa se manifiestan de formas distintas, por ej.: lodo abultado, ascendente, etc. Esta investigación está referida únicamente 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 DESCRIPCIÓN DEL PROBLEMA Una definición de bulking o fango voluminoso es aquel lodo activo que posee pobres características 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

microorganismos eran llamados sphaerotilus o activated sludge fungi en los primeros estudios de este problema. En la actualidad se han identificado más de treinta clases diferentes de microorganismos que pueden provocar este problema en las plantas de lodos activos. También se identificó el fenómeno de bulking no filamentoso, en el que la causa no era por el crecimiento desmesurado de filamentosas, sino al agua embebida en el flóculo, de forma que las células presentes en el flóculo se hinchan con agua hasta el punto que reducen su densidad y no sedimentan, y por último está el bulking viscoso debido al exceso de biopolímeros (Wanner, 1994).

2.4.2 BULKING FILAMENTOSO Se le llama bulking filamentoso al tipo de bulking que es producido por una población importante de bacterias filamentosas. En condiciones normales la compactación de los flóculos de lodo se produce por la capacidad que tienen de unirse entre sí. Así el agua es repelida por la reducción de los espacios entre ellos por acción de la gravedad. Las filamentosas interfieren con la sedimentación y compactación de dos maneras:



Algunas clases de bacterias filamentosas crecen mejor en el interior de los

flóculos, modificando su forma a una estructura abierta muy difusa. Esos flóculos abiertos proporcionan una porción de espacio al agua, de manera que a pesar de

la agregación individual de los mismos no están mecánicamente impedidos de sedimentar por las bacterias filamentosas, sino que está limitada por demasiada agua capturada en el lodo.

 La segunda forma en que las bacterias filamentosas pueden deteriorar la sedimentación y la compactación de los flóculos de lodos activos es mucho más común. La mayoría de los microorganismos filamentosos observados destacan por su preferencia de flóculos firmes y estables dentro del fluido abultado. Las bacterias filamentosas, que en bajo número forman una estructura o sostén de flóculos firmes y estables, en gran número de ellas son capaces de impedir la compactación de flóculos individuales. Un ejemplo de este tipo de red se muestra en la figura 2.6.

Figura 2.6, Flóculo entrelazado por filamentosas

Este fenómeno llamado bulking filamentoso tiene un gran efecto tanto en la separación del lodo del clarificado como en el espesamiento del lodo. Los efectos que produce sobre el lodo activo son de gran relevancia y difícil manejo. Los efectos conocidos de pobre compactación del lodo son:

 Bajas concentraciones del lodo de recirculación y de purga  Dificultad para mantener la concentración de SSLM en el reactor biológico  Pobre espesamiento del lodo  Susceptibilidad a sobrecargas hidráulicas

Las velocidades de sedimentación del lodo activo se tornan inaceptables para una eficiente separación del lodo.

2.4.3 BULKING VISCOSO Este tipo de bulking corresponde al lodo activo que posee una cantidad excesiva de biopolímeros extracelular, que le concede al lodo activo una consistencia viscosa como jalea. Como los biopolímeros son coloides hidrofílicos, el lodo activo llega a tener una alta retención de agua. Tal es la hidratación que exhibe el lodo que su velocidad de sedimentación y compactación baja. Efectos de este tipo de bulking son:  Efluentes con lodo viscoso  Lodo de recirculación y purga diluidos

Estos dos problemas son realmente causados por la presencia excesiva de biopolímeros en el lodo activo y su presencia es fácil de determinar al microscopio. Cuando el lodo activo es intensamente aireado puede aparecer espuma o eventos de espumas esporádicos. Como intentos de remediar el problema de bulking se agregan dosis de fósforo (siempre cuando la concentración de nitrógeno esté 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 producción de biopolímeros es una reacción de algunas bacterias organotróficas a la falta de nutrientes, micronutrientes, o a la presencia de compuestos tóxicos.

La producción de biopolímeros es característica de la mayoría de los microorganismos formadores de flóculos, pero bajo condiciones normales la cantidad de biopolímeros es justo la necesaria para la formación de flóculos firmes. Una vez que se ha determinado que se está en presencia de bulking viscoso es muy difícil remediar el problema. No se puede agregar peróxido de hidrógeno ni polímeros para remediar el bulking, pero experiencias de van Leeuwen (citado por Wanner, 1994) pronostica buenos resultados adicionando ozono.

2.4.4 IMPACTO DE LA CARENCIA DE NUTRIENTES Anteriormente se mencionó que los microorganismos necesitaban sustratos para su metabolismo, es decir, para el anabolismo que se encarga del crecimiento de nuevas células y la mantención de los tejidos y para el catabolismo que se encarga de la producción de energía para todas las reacciones internas y externas de las células. Además de la fuente de carbono, necesitan nutrientes para la síntesis 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 están de acuerdo con los requerimientos celulares, los compuestos orgánicos provenientes de las aguas residuales no pueden continuamente seguir siendo transformados en biomasa. Dependiendo de las concentraciones de estos nutrientes la síntesis de nueva biomasa puede incluso cesar o su senda bioquímica 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 polímeros y polisacáridos en lugar de proteínas 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 biopolímeros extracelulares.

Más

aún

algunos

microorganismos

filamentosos

crecen

preferentemente bajo condiciones de nutriente limitante. Es por esto la especial observación a la desproporción de nutrientes con la fuente carbónica.

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 sedimentación, espesamiento, espumas, etc. El principio de todos los métodos existentes es obtener información básica acerca de los problemas de separación del lodo. Desafortunadamente esos métodos no proporcionan ninguna alerta temprana de 1

problemas de bulking o foaming . Para cumplir este propósito se debe saber la tendencia de los valores de sedimentación y tiempos periódicos de eventos de foaming, microfotografías de los lodos activos por un periodo de tiempo largo, un esquema de la planta y lo más importante, es estrictamente necesario saber la composición de las aguas residuales. Los métodos que describen las características de separación de los lodos no son universales. Es extremadamente difícil determinar que lodo tiene buenas propiedades de sedimentación y cual malas. Por ejemplo: mientras una planta puede ser operada con un índice volumétrico de lodos de 150-200 ml/g, otra operada con 100-150 ml/g presentará inestabilidad, especialmente con tanques de sedimentación poco profundos.

1

Foaming: espuma causada por ciertos tipos de microorganismos filamentosos.

2.4.5.1 IDENTIFICACIÓN DE BULKING La identificación de fenómenos de bulking se puede hacer de dos maneras: a través del índice volumétrico de lodos o por inspección visual.



Índice Volumétrico de Lodos: Este test de sedimentabilidad es uno de los

más antiguos introducido para la cuantificación de las propiedades de los lodos activos. Dada su simplicidad de realizar ha sido utilizado ampliamente en investigaciones y en la operación de plantas de tratamiento aún cuando los propósitos originales no eran esos. Por tal razón se han introducido muchas variantes a la realización del procedimiento del índice volumétrico original. Este ensayo representa el volumen ocupado por un gramo de lodos.

IVL

 ml    g  

=

Vol30 minutos * 10000 SST

El test se realiza en un cilindro graduado y el volumen sedimentado a los 30 minutos es leído después de dejar sedimentar una muestra homogénea de lodo activo. Dado que este ensayo depende de la concentración de sólidos del licor de mezcla puede inducir a resultados engañosos. Por ejemplo si el volumen sedimentado a los treinta minutos es de 1000 ml, esto puede reflejar dos problemas:

1. Si la concentración del lodo es alta, por lo menos 10000 mg/l el problema se puede encontrar en la compactación del lodo concentrado.

2. Si la concentración del lodo es baja, alrededor de 2000 mg/l representaría un evento de bulking muy severo.

Así altos valores de volúmenes medidos a los treinta minutos pueden llevar a interpretaciones engañosas. Constantemente se han aplicado modificaciones a este ensayo para acortar el periodo de refloculación y eliminado el efecto pared.

 Inspección Visual: En una planta de tratamiento el tacto que se pueda tener es importantísimo para advertir problemas en ellas. La observación frecuente del lodo permite distinguir cambios en él. Para determinar una situación de bulking visualmente se pueden advertir aglomeraciones flotando en el sedimentador o una muy lenta sedimentación en una probeta con muchos sólidos en suspensión o con una muestra al microscopio.



Índice Volumétrico de Lodos Agitado: (SSVI) Este ensayo consiste en un

cilindro estándar 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 flóculos y ayuda a la

compactación. Rachwal (1982) comparó ambos test a diferentes concentraciones. Los resultados se pueden observar en la figura 2.7.

Rachwal afirmó que el test de índice volumétrico de lodos debería medirse según el gráfico 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 concentración, 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.

100 V30 IVL V30 min., % V30 SSVI 50

0 0

5

SSLM, g/l

10

Figura 2.7 Comparación entre IVL y SSVI (Fuente: Rachwal, 1982)

2.4.5.1.1 CLASIFICACION POR SEDIMENTABILIDAD En la literatura de ingeniería de aguas residuales existe una amplia gamma de parámetros y ensayos para clasificar los lodos de acuerdo a su sedimentabilidad. Sin embargo, a pesar de la cantidad de métodos el índice volumétrico de lodos es el más utilizado. De acuerdo al IVL se clasifican los lodos como se muestra en la tabla Nº 3.

Tabla Nº 3, Clasificación de lodos según el índice volumétrico de lodos Tipo de Lodo

IVL (ml/g)

Buena sedimentación

< 100

Ligera

100 – 200

Bulking

> 200

Esta clasificación la entrega Wanner (1994). Generalmente se adopta esta clasificación para clasificar los lodos de acuerdo al IVL. Pero en la práctica se puede apreciar que un valor de lodo mayor a 150 ml/g de IVL ya tiene una muy baja sedimentación y compactación en el sedimentador.

3 DESARROLLO EXPERIMENTAL: PROCESO DE LODOS ACTIVOS A ESCALA DE LABORATORIO

A través de la implementación de un sistema de tratamiento de lodos activos a escala de laboratorio se pretende estudiar el comportamiento del sistema frente a la sensibilización de parámetros de entrada a la planta en la aparición de bulking y así analizar la influencia de las variaciones en la entrada y el efecto que provocan en las características del efluente. El sistema tendrá un régimen continuo, basado en alimentación diaria de agua residual sintética, cuya principal fuente orgánica será la sacarosa, y el aporte de nutrientes básicos para la actividad celular como el nitrógeno y el fósforo. El desarrollo experimental consta de dos etapas: un período de marcha blanca, donde se opera sólo el tanque de aireación, como un sistema SBR – sequencing batch reactors - y otro con el sedimentador acoplado, es decir, como un sistema tradicional de lodos activos.

3.1 Descripción de la planta a escala de laboratorio El sistema de lodos activos a escala de laboratorio cuenta principalmente de un tanque de aireación y un sedimentador secundario, además de otros dispositivos que permiten el correcto funcionamiento del sistema, como:

Tanque de Aireación Corresponde a un cilindro de acrílico transparente, con una altura de 45 cm y un diámetro 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

Aberturas para vaciado del licor

trabajo que se utilizará en la operación.

Figura 3.1 Tanque de aireación

Sedimentador Secundario El sedimentador secundario corresponde a un cilindro acoplado a un cono, fabricados en acrílico transparente, con altura total de 40 cm, y un diámetro interno de 20 cm. El sedimentador posee salidas laterales para el clarificado, ubicadas a distintas alturas, además de poseer una abertura en el fondo que permitirá la recirculación de lodos hacia el tanque de aireación o la purga del excedente producido, como se muestra en la figura 3.2.

Aberturas para el clarificado

Extracción de lodos Figura 3.2 Sedimentador secundario

Dispositivos anexos Además del tanque de aireación y del sedimentador secundario son necesarios otros dispositivos para implementar realmente el sistema. Para lograr una correcta aireación-agitación del licor de mezcla en el tanque de aireación, se usaron 4 bombas de aire, que a través de 8 difusores lograron la homogeneización y aporte de oxígeno necesario para la degradación biológica. Para lograr la recirculación desde el sedimentador secundario al tanque de aireación se utilizó una bomba de membrana, - utilizada para recircular lodo en el tratamiento de aguas residuales de pesqueras y para la mantención de calderas la cual permitía regular el caudal dentro de ciertos límites. La conducción del licor de mezcla y del flujo de recirculación se realizó a través de mangueras transparentes de goma y para el control de la operación fue necesario la utilización de temporizadores, (ver figuras 3.3 y 3.4)

Figura 3.3 Esquema del sistema

Figura 3.4 a) Bomba RAS de membrana con caudal regulable b) Bombas de Aireación

3.2 OPERACIÓN 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 operación de la planta de modo de cumplir con lo programado. Es necesario generar condiciones favorables para el crecimiento y aclimatación de la colonia bacteriana para que puedan así cumplir con el proceso de depuración de las aguas. Esto se logra con una adecuada alimentación y el suministro de oxígeno al reactor. La aclimatación de la colonia bacteriana se logra con un período 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 DISCONTÍNUO (SBR) Durante aproximadamente 60 días el sistema operó bajo el modo operacional SBR, con el propósito de provocar un crecimiento y aclimatación de la biomasa a las nuevas condiciones de operación. La biomasa fue extraída del proceso de recirculación de la planta de tratamiento de aguas residuales Bío Bío, ESSBIO Concepción. El proceso SBR es una variación del proceso de lodos activos, la principal diferencia es que todo el proceso de depuración se realiza dentro del mismo tanque de aireación.

Los reactores de carga secuencial (SBR) son operados en ciclos (sequencing). Cada ciclo consiste en un número de pasos que deben ocurrir en periodos de tiempo determinados. Las principales etapas de este modo de operación son los siguientes: 1)

Llenado: El agua residual es impulsada dentro del reactor. El período de

llenado puede ser estático, mezclado (el lodo activo sedimentado es mezclado bajo condiciones anóxicas con el influente) o siempre aireado. El agua residual comienza a reaccionar con la masa bacteriana.

2)

Aireación: Al licor de mezcla se le suministra aire a través de bombas

impulsoras y difusores, logrando así la oxigenación requerida para la actividad celular y la mezcla para una correcta homogeneización del sistema. 3)

Sedimentación: Se deja de suministrar aire al reactor y esto produce un

estado de reposo que permite la sedimentación de los flóculos. 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 sólidos y de la mejor calidad posible.

Durante el período de marcha blanca, los períodos de llenado, aireación, sedimentación, vaciado,

fueron variando constantemente con el fin de

proporcionar condiciones favorables al crecimiento bacteriano y así cumplir con el principal objetivo de la marcha blanca, crecimiento y aclimatación.

Regularmente se realizaron ensayos de sólidos suspendidos, sedimentabilidad (IVL), pH, temperatura, con el fin de llevar un control minucioso de la evolución del sistema.

3.2.2 ALIMENTACIÓN DEL SISTEMA La alimentación del sistema tanto en la marcha blanca como en el período normal de funcionamiento se realizó con agua residual sintética en base a sacarosa (C12H22O11) que aporta el carbono necesario para la cinética microorganismos y

que ha sido

utilizada

de los

en investigaciones anteriores

(Chavarría,2003 ; Mardones, 2004). Además es indispensable la adición de nutrientes, ya que éstos son claves para el metabolismo celular, para la producción de energía y síntesis de proteínas. En esta experiencia se utilizó sólo el nitrógeno y fósforo como únicos nutrientes, aún cuando son necesarios otros nutrientes como el fierro, calcio, potasio manganeso, molibdeno, zinc, cobre, sodio para la remoción de la DBO. Es válido hacer esta simplificación ya que el nitrógeno y el fósforo son críticos, debido a que son requeridos en mayor proporción que los otros elementos.

En estudios anteriores se ha concluido la DBO requerida para la degradación de la sacarosa. (Henze, 1995)

1

gr

l

C H O ⇒ 1300 12

22

11

mg DBO

l

⇒ 1500

mg DQO

l

La proporción utilizada entre la materia orgánica contenida por el agua residual sintética y los nutrientes contenidos es la que ha demostrado ser la más eficiente en cuanto a la remoción de DBO para agua residuales urbanas (Ammary, 2004)

DBO : N : P = 100 : 5 : 1 Esta relación se utilizó en el período de marcha blanca y en la primera parte de la experiencia, ya que uno de los objetivos de la presente memoria es variar esta relación para ver los efectos sobre el efluente y la sedimentabilidad del lodo.

El aporte de nitrógeno y fósforo se realizó a través de compuestos que demostraron en experiencias anteriores tener buenos resultados como aporte de nutrientes (Mardones, 2004).

El nitrógeno fue proporcionado por el Cloruro de Amonio NH4Cl , mientras la contribución de fósforo por el Tripolifosfato de sodio Na5P3O10 . 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. Así, con lo anterior podemos obtener la cantidad de nitrógeno y fósforo contenida en el Cloruro de Amonio y en el Tripolifosfato de sodio respectivamente.

1 gr C12H22O 11 →

1 gr NH4Cl →

1,3 g DBO

0,2619 g N

1 gr Na5P3 O10

→

0,2525 g P

En consecuencia se puede obtener una relación que permita conocer las cantidades requeridas de Cloruro de Amonio y Tripolifosfato de Sodio para una relación DBO:N:P y una DBO conocida.

X gr C12H22O11 =

X gr NH4Cl =

DBO 1300

N*DBO 26190

X gr Na5P3O10 =

P*DBO 25250

En consecuencia, la variación de la relación DBO:N:P del agua residual sintética se obtiene con estas relaciones. Se aprecia de fácil manera la simplicidad y flexibilidad con que se puede variar la relación DBO:N:P en la tabla 4.

DBO 100 100 100 100 100 100 100 100 100 100 100 100

N 5 2.5 5 5 2.5 5 5 2.5 5 5 2.5 5

P 1 1 0.5 1 1 0.5 1 1 0.5 1 1 0.5

DBO C12H22O11 (g) 1200 0.923 1200 0.923 1200 0.923 1600 1.231 1600 1.231 1600 1.231 2000 1.538 2000 1.538 2000 1.538 2400 1.846 2400 1.846 2400 1.846

NH4Cl (g) 0.229 0.115 0.229 0.305 0.153 0.305 0.382 0.191 0.382 0.458 0.229 0.458

Na5P3O10 (g) 0.048 0.048 0.024 0.063 0.063 0.032 0.079 0.079 0.040 0.095 0.095 0.048

Tabla 4 Algunas dosificaciones de agua residual sintética

3.2.3 EVOLUCIÓN DURANTE LA MARCHA BLANCA

La marcha blanca tiene por objetivo la aclimatación y crecimiento de los microorganismos. Es por esto que durante los casi 60 días de aclimatación se realizó un seguimiento diario de los parámetros de operación característicos de las plantas de lodos activos. Se realizaron ensayos de sólidos 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 SÓLIDOS SUSPENDIDOS DE LICOR DE MEZCLA El seguimiento de este parámetro se realizó en forma periódica para controlar el crecimiento de la biomasa. La determinación de los sólidos 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 determinación de “sólidos suspendidos totales secados” describe una simple metodología para la determinación de sólidos suspendidos totales. El método descrito en la norma consiste en determinar la concentración de sólidos 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 sólidos retenidos en el papel filtro son

secados en un horno a 103 -105 ºC durante una hora y se calculan de acuerdo a la siguiente expresión: SST=

Masasólidos Volumenmuestra

1

[M*V ]

Durante los 57 días de marcha blanca los sólidos suspendidos del licor de mezcla llegaron a un valor piso de 900 mg/l al tercer día de trabajo bajo el modo SBR debido a que los lodos con los que arrancó el sistema provenían de una planta de tratamiento real, donde éstos estaban aclimatados a aguas residuales urbanas, con nutrientes y compuestos que son similares a los presentes en el agua residual sintética.

Evolución de SSLM 5500 5000 4500

SSLM (mg/L)

4000 3500 3000 2500 2000 1500 1000 500 0 0

5

10

15

20

25

30

35

40

45

50

55

60

Tiempo (dias)

Figura 3.4 Evolución de los SSLM en el período de marcha blanca

La formación de flóculos fue casi inmediata, en todo caso durante el vaciado se producía un importante escape de partículas que no sedimentaban y producían una disminución tal de sólidos en suspensión, que podían provocar que el crecimiento diario de microorganismos fuera sacado de la planta y así impedir el aumento de la concentración de sólidos en el reactor biológico. Este problema se resolvió mediante un mayor tiempo de detención del licor, es decir, se detuvo la aireación por un mayor tiempo con lo cual disminuyó la cantidad de sólidos en el efluente. Se observó además durante el período de marcha blanca la formación de cortocircuitos debido a un mal funcionamiento de los difusores ya que se obstruyeron con lodo y a la mala distribución de los mismos. Se resolvió el problema agregando una bomba adicional (4 en total) con 8 difusores con una 2

distribución espacialmente uniforme con el fin de evitar nuevos cortocircuitos . El tiempo de detención fue aumentando a través del tiempo debido a que como aumentaba la cantidad de sólidos suspendidos el manto de fangos se elevaba (el tanque de aireación se convirtió en el sedimentador) produciendo un retraso en la sedimentación de las partículas superiores. Ya aclimatados los sólidos 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 aireación que no es aireada ni agitada y que se transforma en una zona anóxica

3.2.3.2 ÍNDICE VOLUMÉTRICO DE LODOS El índice volumétrico de lodos es un ensayo que se realiza para obtener información de la calidad de sedimentación. 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 cilíndrica por treinta minutos y se hace la lectura del volumen de lodo sedimentado a este tiempo.

El cálculo de este parámetro se realiza a través de la siguiente expresión:



Vol 30 minutos

 ml  IVL   =  g 

ml



  100 ml  

 mg   1 g SST *     l   1000 mg

 1 l



    1000 ml 

 ml  Vol30 minutos * 10000 IVL =  

g



SST



El problema del índice volumétrico de lodos radica en que dos lodos con igual IVL pueden representar propiedades de sedimentación diferentes, como se muestra en la figura 3.41

H (cm.)

30 min Lodo 2

Lodo 1 T (min)

Figura 3.41 Dos lodos con igual IVL Se realizaron ensayos de índice volumétrico de lodos para observar las propiedades de sedimentación del lodo y de manera aproximada el crecimiento bacteriano. La evolución de este parámetro durante la marcha blanca se muestra en el gráfico 3.42

IVL v/s Tiempo 200 180 160

IVL (ml/g)

140 120 100 80 60 40 20 0 Tiempo (dias)

Figura 3.42 Evolución del IVL en el tiempo

A lo largo de la marcha blanca la sedimentabilidad del lodo fue mejorando progresivamente. Los primeros días del periodo de prueba los ensayos de IVL casi lograron los 200 ml/g que indica una pobre sedimentabilidad, lo que se puede traducir en un evento de bulking por su valor, aún cuando la separación de la fase sólido y líquida se apreciaba claramente, pero la causa de este valor se puede atribuir a la aclimatación debido al cambio de alimentación de agua residual urbana a agua residual sintética de los microorganismos. Prueba de ello es que su sedimentabilidad fue mejorando rápidamente y, en 4 días el IVL ya se encontraba bajo los 100 ml/g, valor que se encuentra dentro del rango de buena sedimentabilidad.

3.2.3.3 CARGA MÁSICA Recordamos la relación Alimento/microorganismos  l

Cm = = Q*DBO

*    dia l 

V*SSLM  Cm =

mg 

mg 

 l* l  Q*DBO  1  V*SSLM   dia 

 



La relación alimento/microorganismos fue modificada diariamente, debido no tan solo a la variación de los sólidos suspendidos de licor de mezcla sino a la variación en la carga orgánica principalmente con el objetivo de acelerar el proceso de crecimiento de la biomasa o mejor dicho para inhibir la fase endógena.

Cabe destacar que el variar el caudal de alimentación en un litro la carga másica

se duplicaba, o el aumentar la carga orgánica proporcionaba un aumento proporcional de la carga másica al aumento de la carga orgánica. (Mardones, 2004) A raíz de lo anterior en el gráfico de la figura 3.43 se observan las variaciones en la carga másica debido a estos cambios en la alimentación.

Carga Másica (1/dia)

Carga Másica v/s Tiempo 0.80 0.75 0.70 0.65 0.60 0.55 0.50 0.45 0.40 0.35 0.30 0.25 0.20 0.15 0.10 0.05 0.00 0

10

20

30

40

50

60

Tiempo (dias)

Figura 3.43 Carga másica durante la marcha blanca

Se puede apreciar que durante la marcha blanca mayoritariamente se trabajó bajo un proceso convencional de lodos activos (Cm= 0,2 - 0,4), y se evitó el proceso bajo aireación extendida (Cm=0,05 -0,15).

3.3 SISTEMA DE LODOS ACTIVOS A ESCALA

Una vez alcanzada la concentración techo de sólidos suspendidos de licor de mezcla, definido previamente, se acopló al reactor biológico el sedimentador secundario para que los flóculos provenientes del reactor sedimenten en el clarificador y no en el tanque de aireación, como lo hacían anteriormente bajo la operación reactor secuencial discontinuo . A partir de este momento el tanque de aireación se mantuvo bajo aireación todo el día ininterrumpidamente. Se adicionó también una bomba de membrana especial para fluidos viscosos o con sólidos en suspensión de caudal regulable, con lo cual se podía regular la recirculación al tanque de aireación para compensar la disminución de la concentración de sólidos en el tanque debido al paso del licor al sedimentador. En la siguiente figura se muestra el sistema de lodos activos a escala de laboratorio, (ver figura 3.31)

Figura 3.31 Planta a escala

3.3.1 OPERACIÓN DE LA PLANTA

El funcionamiento de la planta parte con la alimentación del sistema a través de agua residual sintética. La variación periódica de la concentración de nutrientes de esta agua, manteniendo los demás parámetros constantes, permitirá evaluar los efectos en el efluente de este déficit de nutrientes. Como primera parte se operó la planta bajo una relación DBO:N:P=100:5:1. Esta relación de nutrientes es considerada la más eficiente en cuanto a la remoción de materia orgánica y al factor de crecimiento de la biomasa. . Debido a que durante la marcha blanca se operó con esta relación, ésta se mantuvo sólo unos días más con la planta completa.

Posteriormente en la segunda fase de operación se operó bajo la relación DBO:N:P=100:2.5:1, como una condición de déficit de nitrógeno, nutriente estrictamente necesario para la síntesis de proteínas. Es decir se disminuyó en un 50% la cantidad de nitrógeno presente en el agua residual con el objetivo de evaluar el impacto de esta carencia en la biomasa. Una tercera fase con la relación DBO:N:P=100:5:0.5, como una condición de déficit de fósforo, nutriente necesario para la síntesis de nuevos compuestos de la biomasa y energía, el cual se redujo en un 50% de la relación que presenta el mejor desarrollo de la biomasa en cuanto a biodegradación y sedimentación Por último una cuarta fase con la relación DBO:N:P=100:2.5:0.5 como déficit de ambos nutrientes.

Es decir se disminuyeron ambos nutrientes en un 50% para evaluar el efecto sinérgico de éstos en la síntesis de biomasa y compuestos celulares y su impacto en la calidad del efluente y en la sedimentabilidad del lodo. Para cada variación de la relación DBO:N:P se obtuvieron mediciones de la calidad del efluente (SST del efluente), de la concentración del lodo de recirculación

(SST

de

recirculación),

sedimentabilidad

(IVL),

curva

de

sedimentación (altura v/s tiempo). El caudal influente y de recirculación eran determinados en forma previa al periodo de medición y recalculados durante el tiempo. Así es posible conocer en qué tipo de variación del proceso se está operando. Durante la operación de la planta sólo se trabajó bajo dos modalidades, aireación extendida y convencional, cuidando de que la carga másica no fuera tan pequeña, como para que alterara los resultados, ya que cargas másicas bajas también pueden generar bulking. De igual forma, no se pudo trabajar en la modalidad de alta tasa debido a que para generar este modo de operación se necesitaba un caudal muy alto para la planta. En el gráfico 3.32 se observan los distintos modos de operación 5

%DBO

4 3 2 1 0 1

3

5

7

9

11

13

15

17

Tiempo (días)

Figura 3.32, modalidades de operación

19

21

N

P

4 ANALISIS RESULTADOS

Y

4.1 ANÁLISIS CUALITATIVO DE LA MARCHA BLANCA • Formación de flóculos La sedimentación del lodo está basada en la floculación de los microorganismos presentes en el reactor biológico. Si esto no ocurre de buena manera, la separación de la biomasa del agua clarificada no ocurrirá. Los flóculos se formaron a partir del primer día de operación bajo el sistema SBR y así continuó a lo largo de la experiencia. La forma de éstos puede observarse en la figura 4.1.

Figura 4.1 Formación de Flóculos

• Formación de Espuma La presencia de bacterias filamentosas es habitual en la biocenosis de los lodos activos. La formación de espumas en el reactor biológico durante el proceso de aclimatación de

la biomasa se

le

atribuye a

la presencia de

estos

microorganismos. Joel (1994) citado por Mardones (2004) afirma que el crecimiento de las filamentosas es favorecido por la alimentación en base a sacarosa. La espuma formada se puede apreciar en la figura 4.02

Figura 4.02 Espuma en el tanque de aireación

l

• Sólidos Suspendidos en el efluente Debido a la operación de la planta a escala de laboratorio con caudales y diámetros elevados, se generaba turbulencia en el sedimentador secundario, con fuertes efectos sobre el efluente, provocando que éste contuviera una gran cantidad de sólidos suspendidos, como se muestra en la figura 4.03.

Figura 4.03, Sólidos suspendidos en el efluente

La cantidad de sólidos suspendidos en el efluente fue mejorado con la incorporación de válvulas en los conductos de conexión entre el tanque de aireación y el sedimentador secundario y una disminución de los caudales de operación para lograr un balance de masa en la planta.

•

Problemas en la aireación

Durante el período de marcha blanca la planta operó durante aproximadamente cuarenta días con tres bombas de aireación. Al cabo de estos cuarenta días se identificó zonas muertas en el tanque de aireación, es decir, existían zonas que no eran agitadas ni oxigenadas por los difusores. Se remedió este problema incorporando una nueva bomba al sistema de aireación y redistribuyendo los ahora ocho difusores con que cuenta el sistema para una correcta y homogénea aireación del sistema. Así cuando se obtuvieron las mediciones la planta se encontraba con una correcta aireación.

4.2 EVOLUCIÓN DURANTE EL FUNCIONAMIENTO Durante el período de funcionamiento de la planta como un sistema tradicional de lodos activos (tanque de aireación y sedimentador) se realizaron las mediciones de modo de cumplir con los objetivos planteados. Se muestra a continuación la evolución de los parámetros durante la operación ante la variación de la concentración de nutrientes principalmente y las relaciones que se manifiestan entre parámetros medidos de acuerdo a la literatura existente.

4.2.1 CARGA MÁSICA Para lograr los resultados esperados de forma correcta, es decir sin la influencia o variación de otros parámetros, se intentó mantener la mayoría de éstos constantes en el tiempo. La carga másica fue uno de los parámetros en el que se tuvo mayor cuidado.

La evolución de la carga másica se aprecia en el gráfico 4.4

Carga Masica (1/día)

Carga Másica en el tiempo 1.5 1.35 1.2 1.05 0.9 0.75 0.6 0.45 0.3 0.15 0 0

5

10

15

20

25

Tiempo (días)

Figura 4.4, Evolución de la carga másica en el tiempo

Este parámetro se intentó sostener a lo largo de la experiencia para que no influyera mayormente en los resultados. Se operó la planta durante la prueba en el modo de aireación extendida y convencional. Se operó en aireación extendida aproximando el valor de la carga másica a un proceso convencional, debido a que cargas másicas

bajas

tienden

a

generar

bulking,

debido a

que los

microorganismos filamentosos tienen una mayor superficie de contacto en el agua, y por ende un rápido crecimiento al tener mayor cantidad de sustrato disponible para su metabolismo en desmedro de los microorganismos floculantes. Se observa en el gráfico 4.4 que el menor valor de carga másica durante los ensayos correspondió a 0,126 y el mayor valor a 0,257 (1/día), que corresponden a aireación extendida y convencional respectivamente.

4.2.2 CAUDALES DE OPERACIÓN El caudal afluente a la planta también fue controlado constantemente con el propósito de no sobrecargar la planta. Es decir se intentó siempre que los caudales de operación no afectaran la natural sedimentación de los flóculos y no produjeran alteraciones al manto de lodos. Se muestra en la siguiente figura los caudales afluentes durante la etapa de medición.

Caudales de operación

Caudal (l/día)

50 40 30 20 10 0 1 2 3 4 5 6 7 8 9 10 11 12 13 14 15 16 17 18 19 20 21 22 Tiempo (días)

Figura 4.5, Caudales de alimentación

4.2.3 CALIDAD DEL EFLUENTE El efluente evolucionó de manera creciente a lo largo de la experiencia, durante las primeras horas los valores de sólidos eran bajos por la quietud de la planta a pesar que el manto de sólidos en el sedimentador era alto, pero éstos se iban incrementando a lo largo de las horas.

4.3 EVOLUCION DE LA CALIDAD DEL EFLUENTE 4.3.1 Evolución bajo condiciones normales Como se ha mencionado anteriormente, son dos los elementos considerados como nutrientes, el nitrógeno y el fósforo. El nitrógeno como se explicó anteriormente es asimilado en forma de nitratos o amoniaco por las bacterias y es indispensable para las células ya que sirve para la síntesis de proteínas y el fósforo es asimilado en forma de fosfatos y es fundamental para la síntesis celular. La primera evaluación que se realizó fue observar el comportamiento bajo una relación de nutrientes normal, DBO:N:P=100:5:1. Esta es la relación donde se consiguen los mayores rendimientos en la remoción de materia orgánica.

La carga orgánica utilizada corresponde a una carga media, con una DBO de entrada media de 220 mg/l y la dosificación para esta DBO es la siguiente:

Para una DBO de 220 mg/l se tiene 0,169 g/l de C12H22O11 0,042 g/l de NH4Cl 0,008 g/l de Na5P3O10

En la figura 4.6 se muestra la evolución de los sólidos suspendidos del efluente

100 90 80 SSE (mg/l)

70 60 50 40 30 20 10 0 0

2

4 Tiempo (horas)

6

8

1

2

3

Figura 4.06, Evolución del efluente, 100:5:1

En el gráfico se observa que la calidad del efluente fue disminuyendo a lo largo de las horas. En otras palabras, los sólidos suspendidos fueron aumentando conforme las horas. En el gráfico se observa que los sólidos del efluente no sobrepasaron los 100 mg/l, no obstante no cumplieron los estándares de calidad del efluente. Ahora bien, los bajos valores de sólidos suspendidos del efluente durante la primera hora de operación se debieron a la partida de la planta a escala de lodos activos, luego, durante las 8 horas de medición los valores evolucionaron de manera creciente.

En la figura 4.7 se observan fotografías de la planta durante la operación bajo este régimen de nutrientes (100:5:1).

Figura 4.7, Planta operando bajo 100:5:1

Se observa en la figura claramente la separación de la biomasa del clarificado, vale decir, se advierte de fácil manera los lodos acumulados en el fondo del sedimentador en la parte cónica.

a

Figura 4.8, Sedimentador secundario

Se observa en la figura manchas en el sedimentador correspondientes a colonias de microorganismos adheridos a la pared del sedimentador. Estas manchas no superaban un milímetro de diámetro. Sin embargo no fueron determinantes en la calidad del efluente. No obstante, se aprecia claramente la diferencia entre el agua clarificada y el lodo sedimentado.

4.3.2 Deficiencia de Nitrógeno Como primer paso se utilizó la relación universalmente aceptada como la de mejor resultados en la biodegradación de la materia orgánica de las aguas residuales, la relación 100:5:1. Para partir con la variación de nutrientes se eligió el nitrógeno arbitrariamente, pensando en la proporción en que está contenida en la relación DBO:N:P. En esta relación se disminuyó el nitrógeno a la mitad, es decir se trabajo con la relación DBO:N:P=100:2,5:1.

La carga orgánica se mantuvo durante esta modalidad en 220 mg/l de DBO. La evolución de los sólidos se muestra en el gráfico 4.09. Durante los días de operación bajo este modo se aprecia que los sólidos en el efluente evolucionaron de manera creciente, llegando a un máximo de 210 mg/l. Los sólidos del efluente fueron aumentando en su valor a medida que avanzaban los días de estudio y siguiendo la tendencia al crecimiento durante las horas como sucedió en la primera modalidad (100:5:1)

250

SSE (mg/l)

200 150 100 50 0 0

2

4 Tiempo (horas)

6 4 7

8 5 8

6 9 9

Figura 4.09, Evolución del efluente, 100:2,5:1

Como se mencionó anteriormente los sólidos en el efluente al comienzo de la jornada de mediciones fueron bajos; iguales o mayores a los obtenidos bajo la relación 100:5:1.

Se mantiene bajos valores al tiempo inicial para casi todos los días de estudio; ya más adelante se incrementaron estos valores, partiendo de valores superiores a 150 mg/l para los últimos días de medición bajo esta modalidad.

Si consideramos las primeras horas de funcionamiento como una puesta a punto de la planta y nos centramos en los resultados posteriores a estas horas observamos que los sólidos suspendidos del efluente varían desde los alrededores de 150 mg/l hasta valores levemente superiores a 200 mg/l.

En las siguientes fotografías se muestra la evolución en la calidad de la sedimentación cuando se disminuyó la masa de nitrógeno contenida en el agua residual sintética (ver figura 4.10).

Figura 4.10, Evolución de la calidad del efluente bajo 100:2.5:1

Se aprecia en la figura claramente la disminución en la calidad del efluente, se observa la proliferación de lodo abultado en las paredes del sedimentador, cuyo tamaño fue creciente en el tiempo. La figura ilustra la evolución de tres días bajo la deficiencia de nitrógeno en el afluente.

Se observa en la figura 4.11 la red formada por flóculos de baja sedimentabilidad que quedan suspendidos en el clarificado. Se puede suponer que estos flóculos tienen una estructura difusa, similar a la mostrada en la figura 2.7. El tamaño de una red de flóculos alcanza uno o dos centímetros de longitud.

1.8 cm.

Figura 4.11, Estructura del lodo abultado

4.3.3 Deficiencia de Fósforo Siguiendo con la variación de los nutrientes, se procedió a disminuir el fósforo. Este compuesto que tiene vital importancia para la síntesis celular se debiera encontrar en un 1% respecto a la DBO. Es decir, se disminuyó la cantidad de fósforo libre en el agua residual sintética a la mitad y se procedió a estabilizar la cantidad de nitrógeno presente en el agua, es decir se trabajó con la relación 100:5:0.5.

La evolución de los sólidos suspendidos en el efluente se muestra en la figura 4.12. Se puede observar en el gráfico que los sólidos en el efluente siguieron aumentando en el tiempo, tanto en las horas como en los días. Ahora bien, los sólidos en el comienzo de la etapa de medición fueron más altos que en las otras variaciones, debido a que los flóculos quedan suspendidos en el sedimentador, a pesar de la condición de partida del sistema.

260 240

SSE (mg/l)

220 200 180 160 140 120 100 0

2

4 Tiempo (horas)

6 10 13

8 11 14

12 15

Figura 4.12, Evolución del efluente, 100:5:0,5

Se observa además que a la octava hora de medición los sólidos suspendidos superaron los 200 mg/l, dentro de un rango de 190-250 mg/l. Se muestra en las siguientes fotografías la evolución del efluente bajo este régimen de deficiencia de fósforo.

Figura 4.13, Evolución de la calidad del efluente bajo 100:5:0.5

Se observa en la figura 4.13 la evolución del lodo abultado o bulking en el sedimentador secundario. Se aprecia claramente el aumento de tamaño del lodo abultado en el sedimentador. Estas aglomeraciones de lodo eran de gran consistencia y estabilidad. Se encontraban en suspensión y sólo mediante estímulos físicos se podía alterar su reposo.

En la figura 4.14 se observa que el tamaño de las aglomeraciones alcanzaba alrededor de un centímetro. Estas acumulaciones de lodo se tornaron más compactas y estables a simple vista y crecieron en torno a todo el sedimentador.

8 mm.

Figura 4.14, Lodo abultado

Las aglomeraciones de lodo tendieron a separarse. Es decir, no se apreciaba claramente la estructura difusa de los flóculos abultados. Esto es, si bien los aglutinamientos de lodo presentan una estructura difusa propia del bulking por falta de nutrientes, todo el lodo abultado y que permanece en suspensión en el sedimentador secundario perdió esa característica de estructura difusa.

4.3.4 Deficiencia de Nitrógeno y Fósforo Posterior a los ensayos bajo las deficiencias de nitrógeno y fósforo, es interesante averiguar qué impacto tiene sobre el efluente la deficiencia de ambos nutrientes, tanto el nitrógeno como el fósforo. Se disminuyeron en un 50% ambos nutrientes a partir de la relación de estabilidad (100:5:1), es decir, se estudió la planta con una relación de nutrientes 100:2,5:0,5.

La carga orgánica se mantuvo, y la DBO de entrada siguió siendo de 220 mg/l. Se observa en el gráfico 4.15 la evolución de la calidad del efluente bajo este modo de operación de deficiencia de nutrientes.

350 300

SSE (mg/l)

250 200 150 100 50 0 0

1

2

3

Tiempo (horas)

4

5

6

16 20

17 21

7 18 22

8 19

Figura 4.15, Evolución del efluente bajo 100:2,5:0,5

Se aprecia en el gráfico que durante las primeras horas los sólidos del efluente fueron similares a los obtenidos en las otras variaciones de nutrientes; se mantuvieron en un rango de 100-180 mg/l. Si bien son mayores a las otras partidas de la planta son efectos claros de bulking. El desarrollo de estos valores fue absolutamente creciente y se aprecia el fuerte impacto que tiene la carencia de estos nutrientes. La justificación del fuerte desmedro de las condiciones de salida de la planta es la excesiva producción de polímeros como respuesta ante la escasez de nutrientes para la biomasa. Se observa además que a la octava hora de medición los sólidos del efluente se mantuvieron en un rango levemente superior a 230 mg/l e inferior a 330 mg/l.

En la figura 4.16 se ilustra la evolución en el sedimentador secundario ante el estímulo de nutriente limitante.

Figura 4.16, Evolución de la sedimentación secundaria

Se observa el aumento progresivo de las aglomeraciones de lodo en el sedimentador secundario y por lo tanto la disminución de la calidad del clarificado. Las fotografías fueron tomadas a contraluz con una fuente de luz artificial tras el sedimentador de modo de resaltar el bulking. Las tres fotografías representan el desarrollo de bulking en 3 días bajo la deficiencia de ambos nutrientes. El tamaño de los aglomeraciones de lodos alcanzaron más de dos centímetros de longitud y se encontraron totalmente en suspensión, no como una red como se manifestó en la deficiencia de nitrógeno, sino como aglomeraciones de gran tamaño, individuales y de muy baja sedimentabilidad.

En la figura 4.17 se aprecia el tamaño de una aglomeración de lodo en suspensión. También se observa claramente la deficiente separación del clarificado debido a la carencia de nutrientes.

8 mm.

Figura 4.17, Lodo abultado.

4.3.5 Relaciones entre modalidades de operación La evolución de la calidad del efluente para cada variación de nutrientes se observa en los gráficos 4.18 y 4.19. El gráfico 4.18 está formado por la evolución a lo largo de las horas de medición del último día de cada variación de nutrientes con el objetivo de mostrar el efecto real sobre el efluente y poder comparar entre cada deficiencia de nutrientes, mientras que el gráfico 4.19 está formado por la unión de estos gráficos por

separado a lo largo de todo el tiempo que se realizó el experimento para poder visualizar la evolución en el tiempo.

Si observamos el gráfico 4.18 apreciamos que deficiencias tanto de fósforo como de nitrógeno producen una disminución sustancial de la calidad del efluente, alcanzando valores que llegan hasta 250 mg/l. Si bien estas diferencias por si solas afectan de gran manera al efluente, no lo afectan tanto como cuando la deficiencia es de nitrógeno y fósforo a la vez, ya que en este caso lo sólidos del efluente alcanzan valores superiores a 300 mg/l debido a

la escasa

sedimentabilidad producida por estas deficiencias.

350 300

SSE (mg/l

250 200 150 100 50 0 0

1

2

3

Tiempo (horas)

4

5

6

"100:5:1" "100:5:0.5"

7

8 "100:2.5:1" "100:2.5:0.5"

Figura 4.18, Evolución de la calidad del efluente ante variaciones de nutrientes

Ahora si se observa el gráfico 4.19 se aprecia que los sólidos del efluente van aumentando progresivamente en el tiempo, teniendo una mayor influencia la deficiencia de fósforo ante la del nitrógeno, ya que ante la deficiencia de fósforo se producen mayores sólidos en el efluente.

350 300

SSE (mg/l)

250 200 150 100 50 0 0

2

4

6

8

10

12

14

16

18

Tiempo (días)

Figura 4.19, Evolución de la calidad del efluente en el tiempo

20

22

4.4 EVOLUCIÓN DE LA CALIDAD DE LA RECIRCULACIÓN La recirculación es otra parte del sistema de lodos activos que se ve muy afectada por la aparición del bulking. La forma en que se ve afectada por el bulking es en la variación en períodos de tiempo muy cortos de la concentración de los sólidos suspendidos de recirculación. El problema radica principalmente en que bajos valores de concentración de la recirculación generan grandes problemas para mantener la concentración de sólidos suspendidos de licor de mezcla. Si es que esta concentración se puede mantener se deberá aumentar tanto como sea posible el caudal de recirculación para mantener los SSLM y muchas veces sencillamente no se podrá. Si bastara tan sólo con aumentar el caudal de recirculación aumentarían los costos de operación, por el bombeo extra que se haría necesario. De todas formas, bajas concentraciones de recirculación causan tantos problemas como los sólidos suspendidos en el efluente.

4.4.1 Recirculación en condiciones normales De la misma forma que se estudió anteriormente la calidad del efluente se estudiará la calidad de la recirculación. Cuando la planta operó bajo la relación de nutrientes 100:5:1 los sólidos suspendidos de recirculación evolucionaron de manera decreciente al pasar de las horas, lo cual era de esperar debido a la necesidad de mantener lo más constante los sólidos suspendidos del licor de mezcla.

Se aprecia en el gráfico 4.20 como evolucionaron los sólidos de recirculación durante las ocho horas de operación bajo una relación normal de nutrientes,

SSR (mg/l)

100:5:1 a lo largo de los tres días de duración de este modo. 12000 11000 10000 9000 8000 7000 6000 5000 4000 3000 2000 1000 0 0

1

2

3

4

5

Tiempo (horas)

6

7 1

2

8 3

Figura 4.20, Evolución de los SSR bajo 100:5:1

Se observa en el tiempo inicial que los sólidos suspendidos de recirculación eran altos debido al estado de reposo en que estaba el sedimentador durante el resto de día donde no se tomaban muestras. Mientras avanzaban las horas, estos decrecían pero se mantenían al cabo de ocho horas entre 3500 y 6000 mg/l.

En la figura 4.21 se muestra el conducto por el cual se recirculaba el lodo al tanque de aireación. Se puede apreciar que todo el lodo conducido posee una concentración uniforme, es decir no se observan variaciones de color a lo largo del conducto que haga pensar en posibles variaciones de concentración.

Figura 4.21, Conducto de recirculación

4.4.2 Recirculación con deficiencia de nitrógeno Posterior al muestreo bajo la relación 100:5:1, como ya se ha mencionado anteriormente, se disminuyó en un 50% la cantidad de nitrógeno en el agua residual sintética. Es decir bajo la relación 100:2,5:1. El efecto sobre la recirculación de un afluente con ésta relación se aprecia en el gráfico 4.22. Se puede observar que en la primeras horas de funcionamiento bajo esta relación los sólidos suspendidos de recirculación se mantuvieron altos, debido a la compactación por el largo tiempo que se mantuvo sin operar el sedimentador. A medida que avanzan las horas se aprecia una disminución sostenida de los sólidos en la recirculación, llegando a valores piso a partir de la cuarta hora de operación.

En consecuencia, los bajos valores de sólidos suspendidos en la recirculación obligaban a aumentar en gran medida los caudales de recirculación, provocando desbalances de masas en el tanque de aireación que llevaban en ciertas ocasiones a colapsar la planta en cuanto a su capacidad. 6000

SSR (mg/l)

5000 4000 3000 2000 1000 0 0

1

2

3

4

Tiempo (horas)

5

6 4 7

7 5 8

8 6 9

Figura 4.22, Sólidos de recirculación, bajo 100:2.5:1

En la figura 4.23 se presentan dos fotografías que fueron tomadas a la segunda hora de operación en no más de cinco segundos de diferencia y que ilustran la parte inferior del sedimentador secundario. En la parte cónica del sedimentador se puede apreciar por el color oscuro que tiene una alta concentración de lodo. Las fotografías fueron tomadas mientras se estaba recirculando hacia el tanque de aireación. Se observa claramente la diferencia de color en el conducto de recirculación. En la primera, se aprecia un color irregular, esto es, que la manguera transparente conduce lodo pero no demasiado concentrado, entre 2000-3000 mg/l. En la

segunda fotografía se observa el conducto de recirculación transparente, mejor dicho, la recirculación de

ese momento es

extremadamente baja, de

concentraciones que bordean los 400 mg/l, algo inaceptable para la función de la recirculación.

Figura 4.23, Mala recirculación

4.3.2 Recirculación con deficiencia de fósforo La evolución de la recirculación al disminuir la cantidad de fósforo a la mitad del agua residual es mostrada en la figura 4.24. Los valores en el tiempo inicial de sólidos de recirculación se mantuvieron altos, con valores típicos a un sistema de lodos activos. Sin embargo ha sido frecuente la caída de estos valores en pocas horas, cayendo a rangos entre 450 a 1600 mg/l, lo cual es demasiado bajo para la recirculación.

7000 6000

SSR (mg/l)

5000 4000 3000 2000 1000 0 0

2

4 Tiempo (horas)

6 10 13

8 11 14

12 15

Figura 4.24, Sólidos de recirculación, bajo 100:5:0.5

En la figura 4.25 se muestran tres fotografías del conducto de recirculación tomadas en intervalos menores a 10 segundos entre cada fotografía. Se aprecia claramente la diferencia en la concentración de lodo en la recirculación, provocada por la flotación del lodo en el sedimentador secundario. Si bien se aprecia gran cantidad de lodo en el fondo del sedimentador, éste se encuentra poco compactado, provocando grandes problemas en el intento de mantener los sólidos suspendidos del licor de mezcla.

Figura 4.25. Conducto de recirculación.

4.3.3 Recirculación con deficiencia de nitrógeno y fósforo Por último ante las variaciones en un 50% de nitrógeno y fósforo la recirculación se comportó de la misma forma que ante las variaciones de nitrógeno y fósforo por sí solos. La evolución de los sólidos de recirculación se muestra en la figura 4.26. Durante las primeras horas de operación la concentración de lodos de recirculación se mantuvo en un rango de 4000-5000 mg/l. Las concentraciones de la recirculación se tornaron inestables. Por ejemplo, en la primera serie al cabo de dos horas la concentración era de 4460 mg/l, en cambio en la segunda serie a las mismas dos horas la concentración había caído sustancialmente, alcanzando 1325 mg/l. Al término de cada jornada con esta relación de nutrientes la recirculación cayó fuertemente, terminando el día de medición con valores menores a 1000 mg/l, lo

que se traducía en una flotación del lodo en el sedimentador como efecto del bulking generado por la condición de nutriente limitante. 6000

SSR (mg/l)

5000 4000 3000 2000 1000 0 0

1

2

3

Tiempo (horas)

4

5

6 16 20

17 21

7 18 22

8 19

Figura 4.26, Sólidos de recirculación bajo 100:2.5:0.5 En la figura 4.27 se aprecia el conducto inferior del sedimentador secundario y a la derecha se observa una probeta que contiene lodo de recirculación. Se concluye claramente que la probeta posee una concentración muy baja de lodo de recirculación como efecto de bulking

Figura 4.27, Muestra de recirculación

4.3.4 Relaciones entre modalidades de operación

Si graficamos los valores de los sólidos suspendidos de recirculación durante el período de medición ocho de horas, del último día de cada variación de nutrientes se genera el gráfico 4.28. 7000 6000

SSR (mg/l)

5000 4000 3000 2000 1000 0 0

1

2

3

Tiempo (horas)

4

5 6 "100:5:1" "100:5:0.5"

7 8 "100:2.5:1" "100:2.5:0.5"

Figura 4.28, Relaciones entre la recirculación y las variaciones de nutrientes En este gráfico se observa que para todas las relaciones, a excepción de la relación de estabilidad 100:5:1, los sólidos de recirculación caen fuertemente en unas horas y se mantienen a muy bajas concentraciones (menos de 1000 mg/l) como efecto de las deficiencias de nutrientes, provocando un gran problema para mantener la concentración del tanque de aireación.

4.5 INCIDENCIA SOBRE LA SEDIMENTABILIDAD DE LODOS Además de estudiar la calidad del efluente y la recirculación es necesario estudiar el efecto que produce esta variación de los nutrientes en la sedimentabilidad de los lodos. Esto se realiza a través del índice volumétrico de lodos explicado anteriormente y ante curvas de sedimentación (figura 2.6)

4.5.1 Curva de sedimentación En la figura 2.6 ya se ilustró el tipo de curva que se genera al analizar la sedimentación de los lodos. Esta curva se obtiene al medir el descenso del manto de lodos en función del tiempo.

Durante las variaciones de nutrientes se midieron curvas de sedimentación en una probeta de 100 ml y se graficaron contra el tiempo. La figura 4.29 muestra la evolución de la sedimentación a lo largo del experimento.

La curva formada en este ensayo debería mostrar los tipos de sedimentación producidos (discreta, floculenta, retardada o zonal y por compresión). La figura 4.29 no debería faltar a la regla. Se deben apreciar los tipos de sedimentación discreta y floculenta, retarda y por compresión.

Si observamos todas las curvas obtenidas indistintamente, para cualquier concentración de nutrientes podemos observar claramente dos tipos de

sedimentación, la floculenta y la retardada o zonal. Estos dos tipos de sedimentación siguen un patrón, a excepción del día 4 y 5, que corresponde a los dos primeros días de la experiencia bajo una deficiencia de nitrógeno. Estas dos curvas no siguen la regla por tener un valor muy bajo de sólidos suspendidos de licor de mezcla (1390 – 1090 mg/l) y en ellos sólo se aprecia una sedimentación discreta y floculenta y por compresión. En las otras curvas se puede ajustar una recta en dos partes claramente. La recta A que representa la sedimentación discreta y floculenta y la recta B que representa la sedimentación retardada o zonal. La zona de compresión es más bien difusa, varía a lo largo del tiempo, influenciado claramente por el bulking.

18.0

A

16.0 14.0

Altura (cm)

12.0

B

10.0

8.0 6.0 4.0 2.0 0.0 0

5

10

15

Tiempo (minutos)

20 1 15

25 4 18

30 5 21

35 9 22

12

Figura 4.29, Curvas de sedimentabilidad para diferentes días de operación

Si comparamos el día 1 correspondiente a un agua residual con una relación 100:5:1 con el día 15 correspondiente a un agua residual con una relación de nutrientes de100:5:0.5, es decir, ya se operó con deficiencia de nitrógeno y ahora terminando con la deficiencia de fósforo, se observa que la zona de compresión se trasladó. El día 1 tiene una concentración de SSLM de 2970 mg/l mientras que el día 15 una concentración de 2290 mg/l, lo que no se traduce en una mayor altura de lodo para el día 1 a pesar de poseer una mayor concentración, todo esto por efecto del bulking. Se observa además que las curvas son influenciadas también por la concentración del lodo, ya que un lodo con mayor concentración se verá reflejado en una mayor altura en la probeta. De la misma forma un lodo con bulking no tan severo se verá reflejado de la misma forma, a mayor concentración mayor altura.

4.5.2 Índice volumétrico de lodos Otro parámetro que representa la sedimentabilidad de los lodos es el IVL. La evolución de este parámetro se muestra en el gráfico 4.30. Se observa en el gráfico que el índice volumétrico de lodos fue creciente en el tiempo.

Durante los tres primeros días donde se trabajó bajo una relación de nutrientes normal 100:5:1, el IVL presentó buenos valores de sedimentación, menores a 100 ml/g. Cuando se varió la relación de nutrientes a 100:2.5:1, es decir se disminuyó el nitrógeno a la mitad, el IVL aumentó lentamente desde 87 ml/g hasta 116 ml/g desde el cuarto al noveno día. Posterior a esto, bajo la relación de nutrientes 100:5:0.5, o sea una deficiencia de fósforo, el IVL se siguió acrecentando, desde 116 ml/g hasta 133 ml/g. Cuando se disminuyeron los dos nutrientes en un 50%, o sea con una relación de nutrientes 100:2.5:0.5 el IVL alcanzó un máximo de 154 ml/g, que es un nivel de

IVL (ml/g)

sedimentación muy malo. 180 160 140 120 100 80 60 40 20 0

Tiempo (días)

Figura 4.30, Evolución de la sedimentabilidad

4.5.3 Relación entre el IVL y la calidad del efluente Si relacionamos la sedimentabilidad del lodo con la calidad del efluente a través de un gráfico como la figura 4.31, se observa que a medida que aumenta el índice volumétrico de lodos disminuye la calidad del efluente. Esta disminución de la sedimentabilidad es atribuida totalmente al desbalance de nutrientes en el afluente provocando un exceso de polímeros producido por los microorganismos en respuesta a esta carencia.

350

300

SSE (mg/l)

250

200 y = 1.983x - 28.237 2 R = 0.8692

150

100

50

0 0

20

40

60

80

100

120

140

160

180

IVL (ml/g) Figura 4.28, Relación entre la sedimentabilidad del lodo y la calidad del efluente

5 CONCLUSIONES Y RECOMENDACIONES En base a los resultados obtenidos en la planta a escala de laboratorio y la literatura estudiada se generan las conclusiones y recomendaciones.  Se verifica que la relación de nutrientes DBO:N:P=100:5:1 mantiene estable el sistema en cuanto a la calidad del efluente y operación de la planta; y una variación en esta proporción afecta de manera sustancial la calidad de éste.

 Se visualizó que el disminuir en cualquier proporción los nutrientes (N y P) generan un aumento en los sólidos suspendidos del efluente y una disminución de la concentración de los sólidos suspendidos de recirculación.

 Se apreció que una disminución de fósforo en la relación DBO:N:P produce un mayor impacto ante una disminución en la misma proporción de nitrógeno.

 Se comprobó que el disminuir ambos nutrientes genera un mayor impacto que el disminuir uno por si solo.

 Se comprobó que el abultamiento del lodo generado por la falta de nutrientes produce un desplazamiento de la zona de compactación en la curva de sedimentación, traducido en una menor velocidad de sedimentación.

 Se verificó que el aumento del índice volumétrico de lodos esta directamente relacionado con la calidad del efluente por el aumento de los sólidos suspendidos en el efluente.

• Se observa la aparición de bulking viscoso generado por la deficiencia de nutrientes en el sedimentador secundario. Sin embargo, se concluye que la aparición de bulking se manifiesta para valores del índice volumétrico de lodos menores a 200 ml/g. • Se recomienda a los operadores de plantas de lodos activos realizar test de presencia de nutrientes periódicamente, por lo menos una vez cada tres días, ya que durante este período puede proliferar bulking viscoso como se comprobó en la planta a escala de laboratorio.

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WINKLER, M. 1987. Tratamiento de aguas de desecho. Editorial Limusa

ANEXOS Tablas de resultados

Tabla 1, Evolución de parámetros durante la marcha blanca mg/L

FECHA DIA 30-nov 01-dic 02-dic 03-dic 04-dic 05-dic 06-dic 07-dic 08-dic 09-dic 10-dic 11-dic 12-dic 13-dic 14-dic 15-dic 16-dic 17-dic 18-dic 19-dic 20-dic 21-dic 22-dic 23-dic 24-dic 25-dic 26-dic 27-dic 28-dic 29-dic 30-dic 31-dic 01-ene 02-ene 03-ene 04-ene 05-ene 06-ene 07-ene 08-ene 09-ene 10-ene 11-ene

1 2 3 4 5 6 7 8 9 10 11 12 13 14 15 16 17 18 19 20 21 22 23 24 25 26 27 28 29 30 31 32 33 34 35 36 37 38 39 40 41 42 43

g mg/L mL/100mL L/día L Papel Papel Volumen V tanque DBO filtro + SST Q Filtro 30 min. aireación Sólidos 1200 1 9 1200 1 9 1200 1.15 1.24 900 17 1 9 1200 1.14 1.24 1000 18 2 10 1200 1.12 1.25 1300 15 3 12 1200 1.15 1.25 1000 13 4 12 1200 1.15 1.27 1200 12 4 12 1200 4 9.5 1200 4 9.5 1200 1.13 1.27 1400 12 4 9 1200 1.12 1.26 1400 12 3 12 1200 3 12 2400 2400 2400 2400 2400 2400 2400 2400 2400 2400 2400 2400 2400 2400 2400 2400 2400 2400 3600 3600 3600 3600 3600 3600 2400 3600 3600 3600 3600 3600

g

1.13

1.24

1100

10

1.11

1.31

2000

12

1.251

1.672

4210

38

1.225

1.707

4820

46

1.141

1.6

4590

49

4 4 4 4 4 4 4 4 4 4 4 4 4 4 4 4 4 4 4 4 4 4 4 2 2 2 2 2 2 2

12 12 12 12 12 12 12 12 12 12 12 12 12 12 11 12 12 12 12 12 12 12 12 12 12 12 12 12 12 12

IVL F/M d^-1

188.9 180.0 115.4 130.0 100.0

0.148 0.240 0.231 0.400 0.333

85.7 85.7

0.381 0.214

90.9

0.727

60.0

0.400

90.3

0.207

95.4

0.249

106.8

0.131

FECHA DIA DBO 12-ene 13-ene 14-ene 15-ene 16-ene 17-ene 18-ene 19-ene 20-ene 21-ene 22-ene 23-ene 24-ene 25-ene

44 45 46 47 48 49 50 51 52 53 54 55 56 57

Papel Papel filtro + Filtro Sólidos

3600 3600 1.172 1.635 3600 3600 3600 3600 3600 3600 3600 3600 3600 3600 3600 3600 1.25 1.723

SST

Volumen 30 min.

4630

35

4730

36

Q 2 2 2 2 2 2 2 2 2 2 2 2 2 2

V tanque IVL F/M d^-1 aireación 12 12 12 12 12 12 12 12 12 12 12 12 12 12

75.6

0.130

76

0.127

Tabla 2, Sólidos suspendidos del efluente "100:5:1" Enero hora \ fecha (día) 28 (1) 29 (2) 30 (3) 0 20 20 41 1 40 50 60 2 50 60 60 3 60 50 70 4 50 61 80 5 50 70 70 6 51 60 79 7 71 80 8 90 90 79

"100 : 2.5 : 1" Febrero 31 (4) 1 (5) 2 (6) 3 (7) 4 (8) 90 40 60 90 160 80 60 80 90 170 100 110 120 180 140 90 141 200 150 160 180 190 130 190 170 210 140 160 180 200 150 210 180 200 170 150 190 210

5 (9) 160 150 200 190 210 210

" 100 : 5 : 0.5 " " 100 : 2.5 : 0.5 " Febrero Febrero hora \ fecha (día) 6 (10) 7 (11) 8 (12) 9 (13) 10 (14) 11 (15) 12 (16) 13 (17) 14 (18) 15 (19) 16 (20) 17 (21) 18 (22) 0 120 130 160 140 140 150 110 120 140 150 180 140 150 1 130 150 130 2 160 190 200 170 180 230 210 200 210 220 200 3 190 210 200 4 170 210 190 210 240 230 270 260 310 320 5 180 210 200 190 200 6 220 240 200 260 250 280 300 330 7 210 200 230 210 220 250 8 200 190 220 250 240 250 240 240 250 260 240 290 310

Tabla 3 Sólidos suspendidos de recirculación "100:5:1" Enero hora \ fecha (día) 28 (1) 29 (2) 30 (3) 0 10833 5820 6180 1 4337 5500 2 7180 3 4340 4840 4 7300 3450 5 3449 6 7600 3260 7 3460 8 6000 3520 3980

31 (4) 4635 2840 2075 535 1571 2140 580 1580

"100 : 2.5 : 1" Febrero 1 (5) 2 (6) 3 (7) 4 (8) 5404 4520 4330 4038 4420 4337 3500 1720 2140 507 2230 429 714 520 1200 1140 512 480 431 1320 739 710 1720 1240 460

5 (9) 3400 4337 2634 534 476 482

" 100 : 5 : 0.5 " " 100 : 2.5 : 0.5 " Febrero Febrero hora \ fecha (día) 6 (10) 7 (11) 8 (12) 9 (13) 10 (14) 11 (15) 12 (16) 13 (17) 14 (18) 15 (19) 16 (20) 17 (21) 18 (22) 0 3900 4200 4700 4310 6260 4730 5200 4100 4153 4979 4240 4731 4150 1 4337 2 4122 3843 2740 1160 2030 4460 1325 3154 4165 3598 3489 1684 3 790 4 2146 760 795 1960 1010 1430 743 990 579 798 387 620 5 1870 876 460 6 816 1376 1115 3450 500 346 1130 324 1354 590 1541 510 7 546 8 1430 1400 710 1490 956 460 740 940 584 311 1740 645 690

Tabla 4 Sólidos suspendidos del licor de mezcla "100:5:1" Enero 29 (2) 30 (3) 2300 2700 2890 2460 3200 2640 2110 3030 3160 2310 2080 3100 2130 2970 2980

hora \ fecha (día) 28 (1)

0 1 2 3 4 5 6 7 8

"100 : 2.5 : 1" Febrero 31 (4) 1 (5) 2 (6) 3 (7) 4 (8) 5 (9) 2100 2200 2010 1980 2000 2420 2230 1500 1990 2040 2540 1980 1750 1590 980 1490 1300 2030 1640 1640 1440 1840 1410 1730 1530 1390 1090 1190 1700 1600 1540

" 100 : 5 : 0.5 "

" 100 : 2.5 : 0.5 "

Febrero Febrero hora \ fecha (día) 6 (10) 7 (11) 8 (12) 9 (13) 10 (14) 11 (15) 12 (16) 13 (17) 14 (18) 15 (19) 16 (20) 17 (21) 18 (22) 0 1 2 3 4 5 6 7 8

1930 2320 900 2330 1500 2050 2780 1760 1390 1840 2210 1110 2230 1750 1980 670 2100 1680 1450 980

1980 2010 2060 2150 1880 1950 1870 1980 1220 2190 3450 2510 1780 2340 2250 2350 2740 2630 2370 2980 2620 1540 1750 2960 1840 2680 1990 1990 2760 2100

990

1910 2290 1780 2340

1320 1860 1430 1740 2130 990

2010 1130 1320 1760

Enero

Tabla 5 Índice volumétrico de lodos día 28 29 30 31 1 2 3 4 5 6 7 8 9 10 11 12 13 14 15 16 17 18

día 1 2 3 4 5 6 7 8 9 10 11 12 13 14 15 16 17 18 19 20 21 22

ml/g IVL 61.53 63.89 76.64 87.77 93.97 98.56 104 103.8 116 116.2 121.1 132.2 138.1 136.6 133 136.3 142.8 144.1 150.3 154.1 150.8 152.3

Tabla 6 Curvas de sedimentación 28-ene (día 1) 31-ene (día 4) 01-feb (día 5) H (cm) T (min) H (cm) T (min) H (cm) T (min) 16.5 0 16.5 0 16.5 0 10.6 1 6.9 1 11.6 1 6.3 3 3.8 2 2.1 2 4.6 4 2.0 3 1.8 3 3.6 5 2.0 4 1.8 4 3.6 6 2.0 7 1.8 5 3.5 7 2.0 9 1.7 6 3.5 8 2.0 14 1.7 7 3.5 9 2.0 18 1.7 8 3.4 10 2.0 27 1.7 9 3.4 13 2.0 30 1.7 15 3.1 15 1.7 20 3.1 18 1.7 25 3.1 22 1.7 30 3.1 25 1.7 35 3.1 27 1.7 40 3.1 30 1.7 52 05-feb (día 9) 08-feb (día 12) 11-feb (día 15) H (cm) T (min) H (cm) T (min) H (cm) T (min) 16.5 0 16.5 0 16.5 0 14.3 0.5 15.7 0.5 11.4 1 12.3 1 14.7 1 9.7 2 9.0 2 8.7 2 8.4 3 4.5 3 6.6 3 7.1 4 3.9 4 5.6 4 6.6 5 3.4 6 4.9 6 6.1 6 3.4 7 4.8 7 5.8 7 3.2 8 4.8 8 5.6 8 3.1 10 4.8 10 5.4 9 3.0 12 4.6 12 5.3 10 3.0 14 4.6 14 5.3 11 3.0 16 4.6 16 5.1 13 3.0 20 4.6 21 5.1 15 3.0 27 4.5 26 5.1 18 3.0 30 4.5 30 5.1 20 3.0 36 4.5 35 5.1 24 3.0 45 4.5 42 5.1 26 5.1 28 5.1 30

14-feb (día 18) 17-feb (día 21) 18-feb (día 22) H (cm) T (min) H (cm) T (min) H (cm) T (min) 16.5 0 16.5 0 16.5 0 11.9 1 10.9 1 12.0 1 10.1 2 8.7 2 9.7 2 8.3 3 7.1 3 7.6 3 7.1 4 6.6 4 6.9 4 5.9 5 5.9 5 6.4 5 5.1 6 5.4 6 5.9 6 4.6 7 5.0 7 5.6 7 4.1 8 4.8 8 5.3 8 3.8 9 4.5 9 5.0 9 3.5 10 4.3 10 4.6 10 3.0 12 3.9 12 4.6 11 2.6 14 3.6 14 4.5 13 2.5 16 3.6 16 4.5 15 2.3 18 3.5 18 4.5 18 2.2 20 3.4 20 4.5 20 2.2 24 3.3 24 4.5 24 2.2 26 3.3 26 4.4 26 2.2 28 3.3 28 4.4 28 2.2 30 3.3 30 4.4 30