remocion de fosforo y nitrogeno en aguas residuales

XXVIII Congreso Interamericano de Ingeniería Sanitaria y Ambiental
Cancún, México, 27 al 31 de octubre, 2002
REMOCION DE FOSFORO Y NITROGENO EN AGUAS RESIDUALES UTILIZANDO
UN REACTOR DISCONTINUO SECUENCIAL (SBR).
“ MARIA LUISA PEREZ”
UNIVERSIDAD DE CARABOBO. Ingeniero Químico, graduada en la Universidad de
Carabobo en el año 1984, ha participado y coordinado diversos trabajos en la linea de
investigación con SBR en el área de tratamiento de efluentes en industria metalmecánica,
papel y alimentos. Consultor independiente, Presidente de Grupo Nueve Ingeniería.
RAFAEL DAUTANT
UNIVERSIDAD DE CARABOBO
ANTONIA CONTRERAS
UNIVERSIDAD DE CARABOBO
HUBERT GONZALEZ.
UNIVERSIDAD DE CARABOBO
FOTOGRAFIA
del
AUTOR
PRINCIPAL
del
TRABAJO
Dirección: Urb. El Trigal Centro. Av. Pocaterra. Qta Los Corales# 88-20 (al lado de la plaza El Trigal). Tel.: 005802414254381. Fax. 0058-(0245)5717625. e-mail: [email protected]
RESUMEN
El trabajo que se presenta a continuación, tiene como objetivo estudiar el proceso de remoción de fósforo y
nitrógeno en aguas residuales utilizando un reactor de cargas secuenciales (SBR) a escala laboratorio. Este trabajo
fue realizado en la empresa Diseños Ambientales C.A (Disa). Para poder llevar a cabo esta investigación se dividió
el estudio en dos fases principales. La primera referida a la asesoría y acondicionamiento del reactor tipo SBR. En
la segunda fase, se realiza la evaluación y determinación de los parámetros operativos. El estudio se fundamentó en
la obtención de estos parámetros en cada una de las etapas del proceso a saber: anóxica con un tiempo de duración
de dos horas, aeróbica con tres horas y sedimentación con un periodo de una hora. Los parámetros a medir son los
siguientes: temperatura, pH, oxígeno disuelto, demanda química de oxígeno, demanda bioquímica de oxígeno,
sólidos suspendidos volátiles, fósforo y nitrógeno total.
Como fuente de alimentación se usó un agua residual sintética con las siguientes concentraciones: una DBO de
(200±25) mg/l, nitrógeno total (17±5) mg/l, fósforo total (20±4) mg/l. La eficiencia del sistema de lodos activados
en este reactor SBR mostró el siguiente comportamiento: nitrógeno total con una remoción entre 29,3 y 52,3 %, el
fósforo entre 24,8 y 57,7 %, la DBO se situó entre 94,2 y 98,6 % y DQO entre 73,3 y 90,2%.
Palabras Clave: Remoción biológica de nutrientes, nitrógeno, fósforo, Reactor discontinuo secuencial, SBR.
INTRODUCCION
Para lograr el objetivo de descontaminar el agua se usan diversos procesos biológicos usando lodos activados:
aerobios, anaerobios y/o anóxicos en forma individual o simultanea, dependiendo del objetivo final tanto en calidad
exigida como en cantidad o carga contaminante.
La función de los sistemas de tratamiento con lodos activados se ha expandido progresivamente para incluir la
remoción de nutrientes. Esta expansión no solo incrementa la complejidad de la configuración de los tratamientos
sino también su operación y aumenta el número de variables involucradas en el proceso. Con tal complicación, el
diseño basado en experiencias o métodos semiempíricos no llega a dar resultados óptimos, por ello es fundamental
realizar diseños basados en el comportamiento real.
Para cumplir con los requerimientos de obtener patrones de comportamientos reales en el diseño, en las últimas
décadas se han desarrollados modelos basados en la conceptualización del comportamiento de los sistemas de lodos
activados. Estos modelos han incluido progresivamente remoción de DBO y nitrificación (Marais y Ekama, 1.976,
Barker et al. 1991), desnitrificación anóxica y Remoción Biológica de fósforo con procesos
anaeróbico/anoxico/aeróbico. Estos modelos han establecido condiciones de diseño y parámetros operacionales y
cuantifican un comportamiento esperado del sistema.
Uno de los procesos con lodos activados usados para la remoción de DBO5, y nutrientes es el llevado a cabo en un
reactor discontinuo secuencial o reactor por carga secuencial, del cual obtiene su nombre: Proceso SBR (siglas en
ingles de Sequencing batch reactor).
En su forma más simple el SBR consiste en un tanque, cuyo funcionamiento se basa en la secuencia de tratamiento
llevada a cabo en ciclos de llenado, tratamiento y vaciado. Los procesos unitarios que intervienen son los mismos
de un proceso típico de lodos activados. En ambos ocurren la aireación, mezcla, reacción, sedimentaciónclarificación, con la diferencia que en el proceso de lodos activados los procesos se llevan a cabo en tanques
separados y en un sistema SBR, el tratamiento ocurre secuencialmente en el mismo tanque.(USEPA, 1.986).
El SBR también permite la remoción de nutrientes, incorporando un mezclado anaeróbico-anóxico en la etapa de
llenado del reactor y/o cambiando on-off el soplador durante la etapa de reacción.
Sin embargo, aún cuando existe información de los mecanismos y modelos matemáticos que avalan este proceso,
muy poca información se encuentra de la optimización y exploración de combinaciones de tiempos de operación en
países tropicales y trabajando sin adición de una fuente de carbono externa.
En Venezuela nos encontramos aún desarrollando líneas de investigación en los sistemas de tratamiento y adaptando
tecnologías, lo que puede incurrir en comprometer las eficiencias del tratamiento y costos de diseño, construcción,
puesta en marcha y operación. Solo existe en la UC un sistema de reactores secuenciales a escala laboratorio en el
que se estudia la remoción de nitrógeno. Con miras a realizar una contribución en el campo de trabajo de los
sistemas SBR, desde el año 1.998, en la empresa Diseños Ambientales, C.A: se construyo un reactor de 60 lts. que
ha servido para la realización de diversos estudios. Con este reactor se ha evaluado la eficiencia de remoción de
DBO, fósforo y nitrógeno, sin embargo no se ha estudiado la remoción combinada de nitrógeno y fósforo.
Este trabajo estudiará la remoción conjunta de fósforo y nitrógeno, proceso comúnmente denominado NDEBPR
(Siglas en ingles de nitrification-denitrificación enhanced biological phosphate removal) y será usado para evaluar
un efluente típico de aguas sanitarias de tal manera de identificar parámetros importantes de diseño y operación.
NITRIFICACION Y DESNITRIFICACION SIMULTANEA
De acuerdo al concepto tradicional de remoción de nitrógeno es imposible alcanzar nitrificación y desnitrificación
en forma simultanea ya que la nitrificación se realiza en presencia de oxígeno y la desnitrificación requiere ausencia
de oxígeno molecular.
Si la velocidad de nitrificación y desnitrificación en un mismo tanque son similares a la que ocurre en sistemas
separados, se eliminaría la necesidad de otro tanque o al menos se reduciría el tamaño del reactor . Estudios indican
que este proceso ocurre y especialmente el fenómeno de desnitrificación aeróbica ( Munch, 1.996, Pochana, 1.999).
La explicación de este fenómeno tiene naturaleza física y biológica. Como se indica en la figura Nº 3, la razón física
es que ocurre como consecuencia de un gradiente de concentración dentro del floculo del microorganismo o en la
biopelícula debido a las limitaciones di fusiónales.
aerobico
Perfil de Oxigeno disuelto
dentro del floculo
aerobico
Figura 1. Difusión de oxígeno de un floculo de lodo activado de
acuerdo al tamaño. Fuente. Pochana,1.999.
anoxico
Difusión de Oxígeno
Esto significa que los organismos nitrificantes existen en una región con concentración alta de oxígeno disuelto
mientras que los desnitrificantes prefieren activarse en regiones con concentraciones bajas de oxígeno disuelto. La
explicación biológica tiene que ver con la existencia de organismos desnitrificantes aerobios así como nitrificantes
heterotróficos.
REMOCIÓN CONJUNTA DE NITRÓGENO Y FÓSFORO.
La remoción conjunta de nutrientes (BNR, siglas en ingles de biológica Nutriente removal) es un proceso
económicamente factibles. Un gran numero de procesos se han desarrollado y en la última década se han propuesto
varios modelos bioquímicos( Comeau et al, Mino et al, 1.987, Wentzel et al, 1.996), sin embargo estos no son
completamente conocidos (Gujer et al., 1.995).
En un proceso BNR típico el lodo activado se expone a condiciones anaeróbicas, anóxicas y aeróbicas. En la fase
anaeróbica, el lodo activado libera fósforo el cual se almacena como poli fosfatos y acumula polihidroxialcanoatos
(PHA), subsecuentemente en la fase aeróbica los organismos acumuladores de poli fosfatos toman los poli fosfatos
y también ocurre la nitrificación y oxidación del sustrato. En la fase anóxica ocurre desnitrificación. De esta forma
puede eliminarse simultáneamente los nutrientes.
METABOLISMO PRELIMINAR PARA LA REMOCIÓN SIMULTANEA DE FÓSFORO EN
CONDICIONES ANOXICAS.
La inhibición de los nitratos en la remoción de fósforo es un factor importante en los procesos BNR. El nitrato
reduce la liberación de fosfatos en la fase anaeróbica, disminuyendo así su captura en la etapa aeróbica (Hascoet et
al, 1.985; Comeau et al. 1.987).
Esto puede deberse a que liberación y captura de poli fosfatos ocurren simultáneamente (Gerber et al 1.987, Mino et
al, 1.995), en presencia de nitratos, debido a la existencia de bacterias desnitrificantes y removedoras de fosfatos
(DPB, siglas en ingles), que tienen capacidad de usar nitrato y PHA como un aceptor y donante de electrones
respectivamente. Kuba, et al (1.994), reporta que el lodo DPB aparentemente obtiene poder reductor y energía del
proceso de desnitrificación, como también de la degradación de los poli fosfatos en condiciones anóxicas.
La cantidad de bacterias involucradas en la remoción de fósforo y nitrógeno, complica el proceso y dificulta la
obtención de relaciones cinéticas y bioquímica en los procesos combinados de remoción de estos nutrientes. Shunhsing Chuang, et al (1.996), señalan que la remoción de fósforo en condiciones anóxicas depende de la presencia de
sustrato orgánico disponible y propone un modelo metabólico basado en la fuente de carbono disponible
1. DESCRIPCION DEL PROCESO.
1.1. AGUA A TRATAR
Para tener un control de los parámetros de diseño del sistema, se decidió utilizar como líquido afluente una solución
sintética standard de condiciones constantes de DBO, nitrógeno y fósforo. De esta forma se puede evaluar más
fácilmente la eficiencia del sistema, ya que son conocidos los parámetros a la entrada del reactor. Esto también es
ventajoso al momento de realizar las mediciones en el laboratorio, porque permite saber que diluciones hay que
tomar en los ensayos.
El agua a tratar en el sistema es una solución patrón con una DBO aproximada de 200 ± 37 mg/l, un contenido de
nitrógeno de (17 ± 5) mg/l, fósforo de (20 ± 4) mg/l. Debido a que el tanque de almacenamiento tiene capacidad de
200 litros se pesaron 60 gr de azúcar, 7 grs. de urea Urea al 49 %, con lo que se obtiene un afluente al reactor con
una carga de nitrógeno total KHJELDAL (NTK) de 35± 5 mg/l. y 14 grs. de fosfato ácido disodico .
1.2 ACLIMATACION DEL SISTEMA
Para llevar a cabo este sistema de tratamiento se realizo el arranque cargando 5 lts de lodo activado del proceso
anóxico de la empresa Chrysler, con bacterias desnitrificantes que fueron aclimatadas por espacio de un mes hasta
estabilizarse el sistema. El efluente en esta etapa En el El lodo crudo tenía , en el momento de ser agregado al
reactor, una concentración de sólidos suspendidos volátiles de 15000 mg/l.
Finalizado los dos primeros meses de aclimatación, se observó que la biota se adaptó bastante bien al tipo de
sustrato suministrado ya que el color y la decantación que presentaba el lodo eran los adecuados.
1.3.OPERACIÓN DEL SBR PARA ELIMINACIÓN DE NITRÓGENO Y FOSFORO.
Las etapas utilizadas para la remoción de fósforo y nitrógeno en el reactor tipo SBR, se describen en la tabla 1. Se
realizaron dos experimentos en el primero se cargo solo azúcar y urea de acuerdo a las cantidades establecidas. En el
segundo experimento se cargo lodo anaeróbico al reactor en la semana 02-09-01 previamente aclimatado con el
efluente típico, se aclimato durante dos semanas adicionales y al comenzar a aumentar la concentración de sólidos se
realizaron las mediciones establecidas.
Se uso un reactor de 60 litros existente. El tiempo total del ciclo usado fue de 6 horas . Durante el día ocurrían 4
ciclos y el volumen de efluente alimentado en cada ciclo fue de 15 litros, por lo que el caudal fue de 60 litros por
día. Para lograr mantener los niveles de llenado y vaciado se utilizo un controlador de nivel por electrodos, que
indicaban el nivel mínimo (de vaciado) y máximo (de llenado) del tanque. Estos electrodos estaban conectados a
un interruptor electrónico que mandan señal al PLC cuando llega a un nivel mínimo y cuando el nivel de agua es
máximo. Las etapas anóxicas, aeróbicas y sedimentación son controladas directamente por el controlador lógico
programable (PLC.,
TABLA 1. Descripcion de las diferentes fases de funcionamiento del para remoción de nutrientes.
Fase de
funcionamiento
Llenado
Fase anóxicaanaerobia
Descripción
El objetivo de esta fase es la adición de substrato
(agua residual bruta o efluente primario) al
reactor..
Este
proceso
suele
llevar
aproximadamente el 25 por 100 de la duración
total del ciclo. En ese caso la duración es de 10
seg.
El propósito de esta fase es que se completen las
reacciones de desnitrificación y acumulación de
fósforo iniciadas durante la fase de llenado. El
licor mezclado se agita por un tiempo específico
hasta alcanzar la máxima eficiencia que permite la
comunidad microbiológica, las condiciones de
trabajo y diseño.
Objetivo/
Operación
Duración
de etapa
Agua a tratar
LLENADO
5”
Aire
On/Off
Adición de
Sustrato
Aire
Off/Ciclo
2 horas
Agitación
mecánica
Tiempo de
Reacción
aire
Fase aeróbica
SEDIMENTACION
Sedimentación
En esta fase se realiza la remoción de DBO,
nitrificación y captura de fósforo.
El licor mezclado se airea y en presencia de
oxígeno ocurren las reacciones aeróbicas. El
tiempo de duración de esta fase depende de la
eficiencia requerida y de la capacidad de el cultivo
microbiológico de realizar los procesos
involucrados.
Se detiene la aireación y los sólidos se sedimentan
en el fondo del tanque. El objetivo de esta fase es
permitir la separación de sólidos, para conseguir
un sobrenadante clarificado como efluente. En un
reactor de este tipo, este proceso suele ser mucho
más eficiente que un reactor de flujo continuo
debido a que el contenido del reactor está
completamente en reposo.
El propósito de esta fase es la extracción del agua
clarificada del reactor. Actualmente se emplean
muchos métodos de decantación siendo los más
empleados los vertederos flotantes o ajustables.
Vaciado
Aire
On
3 horas
Tiempo de
Reacción
Aire
Off
1 hora
FASE INACTIVA
Aire
Off
15 “
2. RESULTADOS
En el seguimiento de la investigación se evaluaron cada una de las etapas mediante la captación de muestras al
inicio y al final de las etapas anóxica, aerobia y sedimentación y medición de los parámetros: pH, temperatura,
oxigeno disuelto, concentración de microorganismos (SSV), DBO, DQO, fósforo y nitrógeno.
El sistema SBR a escala laboratorio estuvo operando durante seís meses sin observarse fallas en el proceso. El
equipo solo presento alteraciones de fallas de energía eléctrica, en estos casos el ciclo de tratamiento arrancaba
desde el principio independientemente del tiempo transcurrido antes dela interrupción del proceso. Los resultados
obtenidos durante el funcionamiento del SBR son los siguientes:
9
7,2
8
7
7
6,8
6
6,6
5
6,4
4
pH
Oxígeno Disuelto (mg/l)
2.1 pH y OXÍGENO DISUELTO.
El comportamiento del pH se mantuvo aproximadamente estable en los puntos de entrada, salida y cada una de las
etapas del proceso del reactor SBR cuyos valores oscilaron entre 6,1 y 7,0 (ver figura 2. ). La concentración de
oxigeno disuelto tuvo un comportamiento típico en las diferentes etapas del proceso, los valores en la parte anóxica
resultaron ser cero y en la etapa aeróbica los valores oscilaron entre 6,4 y 7,2 mg/l. (ver figura 2).
6,2
3
6
2
5,8
1
0
5,6
07/01
07/01
07/01
08/01
08/01
Fecha
OD etapa anoxica
pH etapa anoxica
09/01
09/01
10/01
11/01
11/01
OD etapa aerobia
pH etapa aerobia
Figura 2: Comportamiento de pH y Oxígeno disuelto en la etapa anoxica y aerobia
2.2 DEMANDA BIOQUÍMICA DE OXIGENO (DBO).
Los valores obtenidos para la demanda bioquímica de oxigeno en la alimentación del sistema SBR oscilaron entre
205 y 225 mg/l, estando por encima del valor teórico establecido en las características del influente a tratar que es de
200 mg/l. En la descarga del sistema de tratamiento la concentración oscilo entre 3 y 12 mg/l, el valor promedio
obtenido es de 7 mg/l. El porcentaje de remoción estuvo comprendido entre 95 y 98%, lo que ratifica que el SBR es
muy eficiente para la eliminación de materia orgánica, cumpliéndose a cabalidad los mecanismos anabólicos y
catabólicos de las bacterias. (ver figura 3)
2.3 DEMANDA QUÍMICA DE OXIGENO (DQO).
La demanda química de oxigeno en la entrada del reactor variaron entre 440 y 530 mg/l. A la salida del reactor los
valores obtenidos variaron entre 71 y 123 mg/l, con una eficiencia de remoción entre 73 y 80 % . En cada una de
las etapas anóxica y aeróbica, la concentración fue disminuyendo en mayor cantidad en la primera etapa que la
segunda, hasta llegar a la etapa de sedimentación de lodo.
DQO(mg/l)
500
464
520
530
250
500
440
DBO (mg/l)
600
400
300
200
71
100
100
123
120
71
205
225
222
216
210
200
150
100
50
c
11
6
8
9,7
3
0
0
07-01
08-01
09-01
10-01
07/01
11-01
08/01
MES
ALIMENTACION
DESCARGA
MES
09/01
10/01
11/01
ALIMENTACION
DESCARGA
Figura 3: Comportamiento de DBO Y DQO en la alimentación y descarga del SBR.
2.4 SÓLIDOS SUSPENDIDOS VOLATILES (SSV).
La concentración de sólidos suspendidos volátiles tuvo un comportamiento ascendente durante las cuatro primeras
semanas de muestreo, fecha en que se empezó hacer los análisis después de haberse estabilizado o aclimatado el
sistema, posteriormente se comenzo a purgar lodo a razón de 3.5 lcada dos días para mantener la concentración
entre 3500-4500 mg/l. La purga de lodos que se establecio realizarlas en la tarde durante la fase anoxica
diariamente (ver tabla 2).
2.5. PARÁMETROS OPERATIVOS : INDICE VOLUMÉTRICO DE LODOS Y RELACION ALIMENTOMICROORGANISMOS (F/M)
Se establecieron los parámetros operativos del SBR a saber: Indice Volumétrico de lodos: que son los sólidos
sedimentables (Ssed) o ml /l de lodo sedimentado por gramo de sólidos suspendidos por litro.; Relación F/M.
TABLA 2. Parámetros operativos del SBR para remoción de nutrientes.
FECHA Q alim. SSV Ssed (ml/l)
l/ día (mg/l)
1-07-01
2-07-01
3-07-01
4-07-01
1-08-01
1-08-01
1-09-01
2-09-01
3-409-01
1-10-01
2-10-01
3-10-01
4-10-01
60
60
60
60
60
60
60
60
60
60
60
60
60
3150
3733
4050
4250
4075
3417
3520
3740
4700
4575
4650
4700
3700
DBO
(mg/l)
DQO
(mg/l)
IVL
(ml/gr)
350
430
500
520
500
400
340
450
204
204
206
225
230
220
200
220
469
447
489
450
530
510
540
520
111
115
123
122
123
117
97
120
550
570
570
410
216
210
218
221
490
485
510
515
120
123
121
111
OBSERVACIONES
F/M
Se cargo lodo, se alimento efluente con
0,065 azúcar y urea.
0,055
0,051 Purga cada dos días de 3.5 litros
0,053
0,056
0,064 Purga díaria de 3.5 litros
0,057
0,059
Carga de lodos anaeróbico aclimatado.
0,047
0,045
0,046
0,060
* Se cargaron 2 litros de lodo anaeróbico, aclimatado con el efluente típico. Secomenzo a alimentar con azúcar, urea y fosfato ácido de sodio
2.6 NITRÓGENO TOTAL.
Los diferentes tipos de formas de nitrógeno que contenía el afluente y efluente eran nitrógeno orgánico, nitrógeno
amoniacal, nitrato y nitrito. En el afluente la concentración de nitrógeno total oscilo entre 20,5 y 23,5 mg/l, estando
por encima del valor estimado que es de 17 mg/l , hay que tener en cuenta que el agua cruda contenía nitratos. En
la descarga del sistema el efluente presento su concentración entre 9,5 y 14,5 mg/l, . En el primer experimento se
obtuvo porcentaje de remoción de 48%, aumentando progresivamente hasta obtener un promedio de 53% y
disminuyendo a 30% al agregar fósforo en la segunda parte de esta investigación lo que demuestra una competencia
entre el sistema de bacterias nitrificantes y acumuladoras de fosfatos. En el influente las concentraciones de nitratos
variaron entre 3,2 y 6,4 mg/l y nitritos en pequeñas cantidades con valores comprendidos entre 2,7*10-3 y 8*10-3
mg/l. En la descarga del sistema el efluente presento concentraciones de nitratos cuyos valores e muestran en la
tabla 3 y además de nitritos en pequeñas cantidades..
Al inicio de la etapa anóxica ocurría una desnitrificación instantánea, disminuyendo las concentraciones de nitrato
y nitrito. En la etapa aeróbica aumentaban un poco dichas concentraciones, en la etapa de sedimentación de lodo se
reducían ambas.
Como se observa en la tabla 3 la reducción que ocurre de nitrógeno total khjeldal (NTK) es importante lo que
indica una muy buena nitrificación alcanzando valores de hasta 91%, no siendo así para la desnitrificación que se
esperaba mayor en la primera fase de ese experimento. Esto parece indicar que debe considerarse el aumento del
tiempo de reacción y la alimentación con una fuente externa de carbono.
2.7 FÓSFORO TOTAL.
La concentración de fósforo total en la etapa de alimentación tuvo un valor promedio de 21,6 mg/l, oscilando los
valores entre 18,6 y 24,1 mg/l, estando estos valores cercano a la concentración de fósforo total estimado en las
características del agua a tratar.
La concentración de fósforo total en la descarga del reactor, estuvo por encima
del rango establecido por la norma ambiental Venezolana (1 mg/l), obteniéndose una remoción promedio en el
sistema estudiado de 28%.
También se midió la concentración al inicio y final en cada una de las etapas anóxicas y aeróbicas, resultando en la
primera un aumento pobre del fósforo total y en la segunda una disminución de este, en la etapa de sedimentación
de lodo ocurrió una disminución de dicha concentración. (ver tabla 3). La remoción de fósforo fue de 58% al
agregar el lodo anaeróbico y luego disminuye con el tiempo, adicionalmente se observa muy poca desnitrificación y
baja eficiencia de remoción de fósforo, lo que refuerza la hipótesis de competencia entre bacterias, adicionalmente
se agrega fósforo sin aumentar el tiempo de reacción ya que el experimento así fue planteado Es de interés
considerar la alimentación de una fuente de carbono externa para promover la liberación de fosfatos y garantizar con
esto la acumulación de los mismos en la siguiente fase aerobia.
25
23,5
20,5
22
21,5
20,8
25
15
20
14,5
11,4
11,2
10
11,2
9,5
P(mg/l)
N (mg/l)
20
23,8
19,4
18,2
16,1
17,3
4-10-01
1-11-01
13,8
15
10
18,6
8,2
9,3
5
5
0
0
08-01
08-01
09-01
1-10-01
MES
2-10-01
1-10-01
2-10-01
ALIMENTACION
DESCARGA
3-10-01
SEMANA
ALIMENTACION
DESCARGA
Figura 2: Comportamiento de Nitrógeno (n) y fósforo(P) en la alimentación y descarga del SBR.
TABLA 3. Comportamiento de los parámetros evaluados en cada una de las etapas del proceso SBR.
MES
INICIAL
09/01
08//01
PARÁMETRO (mg/l).
ETAPA ANOXICA
FINAL
INICIAL
FINAL
Fósforo Total
Nitrato
Nitrito
Nitrógeno Total Khjeldal
DQO.
10/01
22,98
17,5
2,5
3,1
0,01 -3
9,34*10
17
14,8
520
530
ETAPA AERÓBICA
17,8
2,5
3,1
-2 -3
8,2*10
1,52*10
3,1
3,2
101 80
-
17,8
2,5
3,1
-2 -3
8,2*10
1,52*10
3,1
3,2
101 80
16,9
10,5
12,5
-3 -6
8,6*10
4,4*10
1,55
0,45
63
47
Fósforo Total
Nitrógeno Total Khjeldal
19,8
15,7
20,4
2,9
20,4
2,9
17,2
1,55
DQO.
370
120
120
94
CONCLUSIONES.
ƒ El reactor discontinuo secuencial (SBR),tiene como ventaja que todas las etapas del proceso funcionan en
el mismo tanque, poseen un fácil control en cada una de las etapa por medio un controlador lógico
programable (PLC), además disminuye los costos de instalación de obras civiles y eléctricas
ƒ EL agua a tratar se le agregaron nutrientes como nitrógeno y fósforo para tener un afluente residual
sintética fuera de limite permisible. Este afluente al presentar dichas concentraciones aseguró el
crecimiento adecuado de las bacterias o microorganismos en la comunidad biológica de los lodos.
ƒ La eficiencia de remoción de la demanda bioquímica de oxigeno (DBO), resultaron ser mayores que la
demanda química de oxigeno(DQO), esto es debido a que es mayor el numero de compuestos que puede
oxidarse por vía química que biológica.
ƒ Para mantener las condiciones en la etapa anoxica, ésta deberá carecer de concentraciones de oxigeno
disuelto,(OD) y deberá existir una alcalinidad para asegurar que el pH del sistema no descienda por debajo
de 6,0 ya que algunas bacterias anaeróbicas no actúan por debajo de dicho punto. En el caso estudiado se
consiguieron estos valores sin embargo como se observa en los resultados al agregar fósforo disminuyo de
inmediato la remoción de nitrógeno lo que indica la competencia de las bacterias acumuladoras de fosfato y
desnitrificantes.
ƒ Para poder llevar a cabo la remoción de fósforo total es una condición necesaria que prevalezcan las
condiciones anaeróbicas, en este caso se observa una remoción instantánea de nitratos y nitritos en el inicio
de la fase anoxica, pero la presencia de nitratos y en menor cantidad nitritos, pudiese haber inhibido la
liberación de fósforo, para que esta última ocurra se requiere de una fuente de carbono disponible que en
este caso es muy limitada, también el agregar fósforo al efluente sin aumentar el tiempo de ciclo no parece
ser una condición muy favorable que promueva la liberación de fósforo.
ƒ El proceso de nitrificación biológica por vía aerobica resulto ser muy eficaz para la eliminación de
nitrógeno orgánico y amoniacal, obteniéndose un a conversión muy eficiente . Sin embargo no fue así para
las formas oxidadas de nitritos y nitratos, por lo que se requiere aumentar el tiempo de la etapa anoxicaanaerobia.
ƒ En la etapa anóxica la concentración de fósforo total mostró un comportamiento ascendente, debido a que
las bacterias acumuladoras consumen con un aceptor de electrones (nitrato) la materia orgánica
almacenada, obteniendo energía, parte de la cual la almacenan en forma de polifosfato
ƒ La etapa aeróbica funciono como una oxidación progresiva de la materia orgánica, también como una
aeración flash comportándose de una manera que el nitrógeno y los óxidos de nitrógenos producidos sean
liberados y favorecen la regeneración completa de las bacterias acumuladoras de fósforo.
RECOMENDACIONES.
Se pueden citar las siguientes recomendaciones:
ƒ Estudiar la remoción de fósforo y nitrógeno variando los tiempos de las etapas anoxica-anaerobia y aerobia
ƒ Evaluar la posibilidad de realizar la alimentación en un mayor tiempo al usado (5 segundos) tiempo para
promover la desnitrificación en la etapa anoxica-anaerobia.
ƒ Usar una fuente de carbono externa y aumentar el tiempo de reacción anoxico-anaeróbico.
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