el potencial de la digestión anaerobia en el tratamiento de aguas

EL POTENCIAL DE LA DIGESTIÓN ANAEROBIA EN EL TRATAMIENTO DE AGUAS
RESIDUALES URBANAS Y EFLUENTES DE BAJA CARGA ORGÁNICA
Isabel Ruiz, Juan Antonio Álvarez y Manuel Soto
Universidade da Coruña. Facultade de Ciencias. Campus da Zapateira s/n, 15071 A Coruña
Resumen
Los tratamientos aerobios y anaerobios constituyen las dos grandes alternativas de
depuración biológica de aguas residuales y residuos orgánicos fermentables. Sin embargo, el
hecho de no necesitar aireación y la generación de biogas, que se puede utilizar en la misma
planta con finalidades energéticas, hacen que la digestión anaerobia resulte mucho más
favorable económicamente, permitiendo en muchos casos la autonomía o autosuficiencia de
las plantas de tratamiento. Otro aspecto muy ventajoso es que la generación de lodos en
exceso es mucho menor en el proceso anaerobio que en el aerobio, por lo que también se
reducen los costes de tratamiento de los lodos. Por todo esto, la digestión anaerobia se
presenta como el método más ventajoso en el tratamiento de augas residuales de media y
alta carga orgánica.
En el caso de efluentes diluídos, estas ventajas parecen menos importantes, por la baja
producción de gas esperada, sin embargo algunos autores indican reducciones en los
costes de operación del 30 al 60% cuando se introduce una o más etapas anaerobias en los
sistemas de depuración. Este tratamiento, a temperaturas superiores a 20ºC, permite
eficacias de depuración del 55-75% en la eliminación de DQO, del 65-80% en la eliminación
de DBO5 y del 67-81% en la eliminación de SS. La temperatura es una de las variables que
más influyen en el proceso, cuya eficacia decrece por debajo de 15ºC. Por esta razón, el
proceso anaerobio está teniendo una especial importancia en los paises de clima cálido,
destacando Brasil que cuenta con mas de 200 instalaciones de este tipo. Igualmente, el
potencial de esta tecnología es elevado para su aplicación en muchas áreas europeas de
clima templado, especialmente en las áreas próximas al litoral.
En este trabajo se realiza una descripción del proceso de depuración anaerobia y de sus
particularidades cuando se utiliza para el tratamiento de aguas residuales urbanas, así como
de las tecnologías empleadas y de las diferentes variables que afectan a la viabilidad y
eficacia de este tratamiento.
Introducción
En la depuración de aguas residuales urbanas, actualmente, se aplican los llamados
tratamientos físico-químicos de coagulación-floculación y sobre todo los procesos biológicos
basados en la tecnología aerobia, como el sistema de lodos activos, los lechos bacterianos
o los biodiscos. El núcleo del tratamiento con lodos activos lo constituye el digestor
biológico, donde suministrando aire u oxígeno puro, un cultivo bacteriano oxida la materia
orgánica. Una parte de ésta es convertida en CO2 y agua, y otra parte es asimilada para el
crecimiento de la masa microbiana. Esta masa microbiana tendrá que ser separada,
mediante un decantador secundario, obteniendose un lodo biológico o lodo secundario.
El proceso de lodos activos requiere otras etapas de tratamiento previas o posteriores. Con
la finalidad de adecuar el influente al tratamiento biológico, éste es sometido a un
pretratamiento y a una decantación primaria para eliminar una parte de los sólidos
decantables, que constituyen el lodo primario. Tanto el lodo primario como el secundario
están insuficientemente estabilizados, razón por la que han de ser tratados antes de ser
aprovechados como abono agricola, depositados en un vertedero controlado o incinerados.
Por otra parte el efluente procedente del decantador secundario también puede necesitar
etapas adicionales de tratamiento para eliminar nutrientes, nitrógeno y fósforo y de
desinfección. De las características del sistema aerobio de tratamiento de aguas residuales
se desprenden algunos de sus principales inconvenientes:
•
•
•
Elevado gasto energético en el suministro de aire al sistema de lodos activos.
Generación de una elevada candidad de lodo primario y secundario que requiere
posterior tratamiento.
Necesidad de plantas de gran tamaño, lo que aumenta los costes de instalación.
Por estas razones, se ha propuesto introducir la digestión anaerobia como etapa
fundamental del tratamiento, o por lo menos como pretratamiento. El proceso anaerobio no
permite conseguir la calidad de efluente que se puede alcanzar en una planta de lodos
activos y otros sistemas aerobios, pero sí permite eliminar gran parte de los SS y de la DQO
y/o DBO5, incluso en una sola etapa, que sustituiría al decantador primario, al digestor de
lodos activos (aerobio) y al digestor anaerobio de estabilización de lodos. Las ventajas de
este tratamiento son (Schellinkhout, 1993; Lettinga et al, 1993):
•
•
•
•
No se requiere consumo de oxígeno, ahorrando la energía de bombeo de aire.
Se generan cantidades de lodo muy inferiores a las producidas en el proceso
aerobio, y en un mayor grado de mineralización, concentración y fácil
deshumidificación.
Existe la posibilidad de trabajar a TRH inferiores, o lo que es igual, se necesitan
menores volúmenes de instalación, abaratando las inversiones.
Se puede recuperar cierta cantidad de energía en forma de biogas.
En la Tabla 1 (Sperling, 1996) se presenta un resumen comparativo de las principales
alternativas de tratamiento de aguas residuales, con relación a aspectos económicos y de
eficacia.
Bases del proceso anaerobio
El proceso de degradación anaerobia se lleva a cabo en ausencia de oxígeno. Un gran
número de microorganismos que trabajan en serie o en serie-paralelo, degradan la materia
orgánica en sucesivas etapas. En una aproximación general, podemos diferenciar tres
etapas fundamentales, la de hidrólisis-acidogénesis, la de homoacetogénesis-acetogénesis
y por último la de metanogénesis.
En el proceso anaerobio, sólo una pequeña cantidad de la energía contenida en el sustrato
es utilizada en el mantenimiento y crecimiento celular, quedando una gran parte en los
productos, en forma de biogas. Esto hace que el tiempo de crecimiento sea lento, lo que
condiciona el diseño y la operación de los digestores anaerobios. En la Tabla 2 (Lema et al.,
1992, adaptada de Henze e Harremoës, 1983) se presentan los parámetros cinéticos
correspondientes a diferentes grupos tróficos. Los parámetros son: la velocidad específica
máxima de crecimiento (µm), que informa sobre la velocidad de crecimiento en condiciones
favorables donde no hay limitación por sustrato; el rendimiento celular (YXS), que inidca la
fracción de sustrato destinada al crecimiento celular; la constante de afinidad (KS) o
saturación, que indica la avidez de un grupo por un determinado sustrato; y la actividad
específica máxima (rS), que indica la cantidad máxima de sustrato utilizada, por unidad de
biomasa, en la unidad de tiempo.
Se observa que las velocidades de crecimiento son pequeñas y que, dado el bajo
rendimiento celular, la conversión de sustrato en masa celular es también pequeña, por lo
60-80
70-90
UASB
Tanque séptico-Filtro anaerobio
60-99
60-99.9
60-96
60-99
10-25
10-25
10-20
10-20
60-90
60-90
30-40 (a) 30-45 (a) 60-90
30-40 (a) 30-45 (a) 60-90
0
0
1.0-1.7
1.0-1.7
0.2-0.6
0.5-1.0
0.05-0.10 0
0.2-0.4
0
0.5-0.7
0.3-0.45
0.2-0.3
1.5-2.8
0.25-0.35 2.5-4.0
0.2-0.3
1.5-4.0
2.0-5.0
1.5-3.5
0.25-0.5
0.2-0.5
20-40
30-80
50-90
40-70
60-120
40-80
50-80
10-30
10-25
10-25
10-25
0.3-0.5
1.0-2.0
NA
NA
0.4-0.6
0.8-1.2
0.4-1.2
15-30
12-24
3-9
4-9
0.07-0.1
0.07-0.1
0.4-0.6
1.1-1.5
1.1-1.5
0.7-1.2
0.7-1.5
Notas: En los requerimientos de energía no se incluye el bombeo de las aguas residuales brutas. NA: no aplicable. (a) Se puede conseguir una
eliminación mayor de nutrientes modificando el proceso.
Referencia: von Sperling (1996)
85-93
80-90
Trickling filter de baja velocidad
Trickling filter de alta velocidad
20-60
20-60
20-60
20-60
0
10-20
P
30-40 (a) 30-45 (a) 60-90
15-30 (a) 10-20 (a) 65-90
30-40 (a) 30-45 (a) 60-90
30-50
30-50
30-50
30-50
75-85
75-90
75-90
aireación75-90
85-93
93-98
85-95
0
10-25
N
0-5
35-40
DBO
Lodos activados convencional
Aireación prolongada (flujo en continuo)
Sequencing batch reactor
Tratamiento Preliminar
Tratamiento Primario
Estanque Facultativo
Estanque anaerobio-Estanque facultativo
Laguna aireada facultativa
Estanque de mezcla completa de
sedimentación
SISTEMAS DE TRATAMIENTO
EFICACIA DE ELIMINACIÓN (%)
TIEMPO DE CANTIDAD
REQUERIMIENTOS COSTES DE RETENCIÓN LODOS
CONSTRUC
Terreno Potencia ($ US/hab) HIDRAÚLICO (m3/hab.añ
Colifor
2
(días)
(m /hab) (W/hab)
o)
0
< 0.001
0
2-8
30-40
0.03-0.05 0
20-30
0.1-0.5
0.6-1.3
Tabla 1. Características típicas de los principales sistemas de tratamiento de aguas.
que la velocidad de generación microbiana es lenta. Esto representa una de las
ventajas del proceso porque de esta manera la producción de lodo es baja, pero por
otra parte supone tiempos de puesta en marcha más largos para conseguir la
suficiente cantidad de biomasa, cuando no se inocula el reactor. Además es
necesario mantener una elevada concentración de biomasa debido
a la
relativamente baja actividad espécifica máxima que presenta una población
anaerobia, 0,5-2,5 g DQO/g SSV.d, sobre todo si se quiere operar a elevadas
velocidades de carga orgánica.
Tabla 2. Parámetros cinéticos y estequiométricos característicos de diferentes
especies y grupos tróficos en procesos de digestión anaerobia comparados
con los de otros microorganismos genéricos.
Ks
rs
Yxs
µm
g SSV/g DQO
g DQO/l
g DQO/g SSV.d
(d-1)
Acidogénicos (APOH)
2.0
0.15
0.2
13
Metanogénicos
(Acetoclastos)
Methanotrix sp.
0.16
0.05
0.037
2
Methanosarcina sp.
0.45
0.05
0.350
9
Sulfato-reductoras (BSR)
4-6
0.10
0.007
50
Biomasa
digestor 0.1-0.45
0.18
0.1-1.4
0.5-2.5
anaerobio*
Bacterias (genérico)
2.4-40
0.50
Levaduras (aerobio)
48-80
0.5-0.8
(*) Valores típicos para la biomasa de un digestor anaerobio que trate efluentes
complejos.
Debido a la gran candidad de microorganismos que intervienen en el proceso
anaerobio, hay que delimitar las condiciones ambientales óptimas de cada uno de
ellos, para optimizar el proceso globalmente.
Tecnología de la digestión anaerobia
En los últimos 25 años se ha progresado mucho en el conocimiento del proceso
anaerobio en el tratamiento de residuos líquidos (en FA y UASB), sin embargo su
implantación no es tan rápida como se esperaba por parte de los investigadores. Las
posibles razones de este retraso pueden encontrarse en la bajada de los precios de
la energía, en algunas experiencias negativas, en la necesidad de un posttratamiento y en las grandes inversiones hechas en los sistemas aerobios
(Switzwnbaum, 1995).
Los primeros reactores anaerobios que se utilizaron fueron el digestor de mezcla
completa y el proceso de contacto anaerobio. En el primero el tiempo de retención
de los sólidos era igual al tiempo de retención hidraúlico y en el segundo se
incorporó un decantador después del tanque para clarificar el efluente y recircular los
lodos con lo que se consiguió aumentar el tiempo de retención de los sólidos en este
diseño. En los procesos modernos, denominados de alta velocidad, la característica
común a todos ellos es la retención de la biomasa dentro del reactor, de manera que
el tiempo de retención de los sólidos es mucho mayor que el tiempo de retención
hidraúlico por lo que se consigue aumentar la eficacia del proceso (Lettinga, et al.
1983).
La clasificación de los reactores anaerobios de alta velocidad, se puede hacer en
función de la manera en la que retienen la biomasa:
•
•
•
Los que retienen la biomasa en los intersticios de un material de soporte y
en la superficie del soporte, como el FA (Filtro Anaerobio)
Los lechos de lodos UASB (Upflow Anaerobic Sludge Blanket), en los que
la biomasa queda retenida por sedimentación en la parte baja del reactor
en forma de gránulos o flóculos
Los que se basan en la inmovilización de la biomasa sobre superficies
fijas como en el AFF (Anaerobic Fixed Film), o sobre partículas móviles
como en el AAFEB (Anaerobic Attached Film Expanded Bed) (Jewell et
al., 1981).
En el filtro anaerobio la biomasa se adhiere a un relleno que ocupa todo el reactor.
Como relleno se utilizan todo tipo de materiales: cantos rodados, piedra caliza,
granito, trozos de ladrillo, conchas de mejillón, y gran variedad de anillos plásticos.
En realidad el filtro es un reactor mixto de fangos suspendidos y fangos
inmovilizados. En la superficie del relleno se forma una biopelicula, mientras que en
los huecos la biomasa puede quedar suspendida. Tiene la ventaja de que permite
tratar todo tipo de efluentes, la puesta en marcha es más rápida, puede tratar
elevadas VCO (Velocidades de Carga Orgánica), hasta 10 kg DQO/m3.d y es muy
resistente a las perturbaciones de carga. Presenta los incovenientes de la formación
de caminos preferenciales en el lecho, la colmatación por sólidos, la dificultad de
mezcla de los lodos, la pérdida de volumen de reactor y el coste adicional del relleno
(Lettinga et al., 1983).
Los reactores de película fija se desarrollaron partiendo del FA, buscando eliminar
los problemas de colmatación del relleno. Para ello se sustituye el relleno al azar por
un relleno ordenado, y sobre su pared se adhiere y desarrolla la biopelícula. La
alimentación se realiza por la parte superior del reactor.
Los reactores de lecho expandido/fluidizado tienen el mismo fundamento. Las
bacterias son inmovilizadas sobre pequeñas partículas de soporte sólidas, y lo único
que varía es el grado de expansión del lecho. Cuando se parte de un lecho poroso, y
se aumenta la velocidad superficial del fluído, se alcanza unha situación inicial
característica por el alargamiento del lecho, aún existe contacto físico entre
partículas, la porosidad aumenta y se obtiene un lecho expandido. Si la velocidad
superficial del fluído continúa aumentando, el grado de expansión del lecho es tal
que las partículas dejan de estan en contacto entre sí, desplazandose arriba y abajo
en un movimiento típico de lecho fluidizado. Con este sistema se consigue que la
totalidad de la película bacteriana esté en contacto con el agua a tratar, aumentando
la eficacia del sistema.
El reactor UASB, fue desarrollado en Holanda por Lettinga y sus colaboradores en
los años 70. El diseño de un reactor UASB consiste en unha zona de reacción en la
parte inferior, en la que se acumula la biomasa, la de mejor sedimentabilidad en el
fondo y encima los lodos más ligeros, formando todo el lecho de lodos. Un
separador gas-sólido-líquido en la parte superior, impide la salída de los sólidos del
reactor, separándolos del gas producido y del efluente líquido.
Las grandes concentraciones de biomasa con elevada actividad que se consiguen,
permiten el funcionamiento a altas velocidades de carga orgánica con buenas
eficacias de eliminación. Esta biomasa puede estar en forma de gránulos compactos
o en forma de lodos floculentos con buena sedimentabilidad. El reactor UASB está
siendo experimentado con éxito en el tratamiento de aguas residuales muy diversas,
de procesados alimenticios, industriales, urbanas y lixiviados (Hulshoff Pol and
Lettinga, 1988).
Una modificación del UASB es el EGSB (Expanded Granular Sludge Bed), en el que
sólo se puede usar lodo granular debido a las elevadas velocidades superficiales a
las que opera, superiores a 4 m/h. Estas velocidades se consiguen por recirculación
del efluente o aumentando la relación altura/diámetro en el reactor. Este diseño se
está utilizando para aguas de baja carga incluso a temperaturas inferiores a 10ºC.
También parece un sistema adecuado para tratar sustratos tóxicos (Lettinga, 1996).
Características de las aguas residuales urbanas
Los efluentes urbanos son una mezcla de aguas residuales domésticas y de
industrias situadas en zona urbana. Las aguas residuales domésticas proceden de
las viviendas y las instalaciones comerciales e incluyen aguas fecales (aguas
negras) y aguas de lavabos, duchas, lavadoras, lavavajillas y cocinas
fundamentalmente. Estos efluentes presentan cargas orgánicas variables, pero al
mezclarse entre sí y con los demás efluentes urbanos, dan como resultado unas
aguas de baja carga orgánica y complejas en cuanto a su composición.
Se consideran efluentes de baja carga aquellos que presentan una DQO inferior a
los 2000 mg/l. Las aguas residuales urbanas presentan concentraciónes
generalmente por debajo de los 1000 mg DQO/l, encontrándose habitualmente entre
300 y 700 mg DQO/l. La concentración orgánica depende de diversos factores,
siendo fundamental si la red de saneamiento tiene separación de pluviales o no, así
como el consumo per cápita de agua potable, determinado por los hábitos de la
población.
Las aguas residuales urbanas presentan un contenido de materia en suspensión
variable, entre 100 y 400 mg SS/l, que pueden contribuir en un 30-70% a la DQO.
Otro parámetro importante es la DBO, que se situa en torno a un 40-60% de la DQO.
Otros contaminantes presentes son los elementos nutrientes, como el nitrógeno y el
fósforo y la carga bacteriana de origen fecal, que incluye diferentes tipos de
microorganismos patógenos. La eliminación de nitrientes y la desinfección se lleva a
cabo mediante tratamientos terciarios.
La digestión anaerobia aplicada al tratamiento de aguas residuales urbanas.
El tratamiento anaerobio de efluentes domésticos fue aplicado desde finales del siglo
XIX, con el desarrollo de la fosa séptica (1895) y del tanque Imhoff (1905). El
denominado tanque “biolítico” fue utilizado por primera vez en 1910, siendo
analizado de nuevo en los años 50, y constituyendo el modelo previo de los actuales
digestores UASB. Estas primeras versiones del UASB fueron combinadas con filtros
para mejorar el tratamiento global, consiguiendo buenos resultados, que sin
embargo no permitieron asentar la tecnología (Jewell, 1987),
Switzenbaum y Grady (1986) presentaron una prospección del tratamiento
anaerobio de efluentes residuales domésticos, basada en la documentación
aportada en una reunión internacional, celebrada en la Universidad de
Massachusetts en Junio de 1985, donde se afirmaba el potencial de la digestión
anaerobia, especialmente en los paises tropicales. Se apuntaba que el proceso de
conversión de un sustrato complejo como las aguas domésticas podía presentar
como etapas limitantes la hidrólisis y la fermentación antes que la metanización. La
eliminación de coloides y partículas dependería de la capacidad de sedimentación
en el interior de los digestores, y se llamaba la atención sobre las posibles
interferencias que los sulfatos podrían causar.
Lettinga et al. (1993) presenta un analisis de la viabilidad del tratamiento anaerobio
en paises de clima tropical (principalmente en reactores UASB), concluyendo que
ofrece una interesante alternativa de saneamiento en los paises en vias de
desarrollo. Dicha viabilidad se deduce de los resultados obtenidos en digestores
industriales utilizados en Colombia (Cali, 1983-89; Bucaramanga, 1990), en la India
(Kampur, 1989), en Brasil (Campina Grande, 1990), que son aplicaciones de
investigaciones de laboratorio y planta piloto desarrolladas por el grupo de Lettinga
desde 1976 en Holanda (van der Last y Lettinga, 1992).
Los resultados obtenidos permiten establecer las siguientes conclusiones:
•
La puesta en marcha de una planta UASB a temperatura superior a 20ºC
puede llevarse a cabo a un TRH de 5 h dentro de un periodo de 6 a 12
semanas, sin necesidad de inóculo. Si el efluente domestico es muy
fresco (poco séptico, contendrá muy pocos microorganismos anaerobios),
la puesta en marcha es más lenta, resultando conveniente interrumpir la
alimentación durante algunos días, lo que favorece el desarrollo del lodo
metanogénico.
•
La eficacia del tratamiento a un TRH medio de 5-6 horas, como
porcentaje de eliminación, es la siguiente: DQOt = 55-75%; DQOs = 5060%; DBO5 = 65-80%; SS = 67-81%; eliminación de patógenos alrededor
del 70%; eliminación de huevos de helmínticos superior al 90%. La
eficacia resulta ligeramente mejor cuando se opera a un TRH bajo (2-3 h)
durante el día y a TRH más elevados (10-12 h) durante la noche,
situación que coincide con la oscilación normal del caudal residual de tipo
urbano.
Bogte el al. (1993) estudiaron la aplicación de los digestores UASB de pequeña
escala (1.2 m3, considerado suficiente para 5 personas), al tratamiento de efluentes
domésticos en diferentes zonas rurales o carentes de intalaciones de saneamiento
colectivas en Holanda. La eficacia de estos digestores depende fuertemente de la
temperatura; por debajo de 12ºC la depuración se debe fundamentalmente a la
sedimentación, mientras que por encima de 12ºC la biodegradación se incrementa.
En la Figura 1 se muestran los esquemas de reactores UASB utilizados a gran
escala y a pequeña escala.
Figura 1. Esquemas de dos reactores UASB diseñados para operar a gran
escala (izquierda) y a pequeña escala (derecha). Sacado de Lettinga et al. 1993.
Aspectos económicos
La digestión anaerobia constituye principalmente un método de pretratamiento de
gran interés. En algunos casos incluso puede ser un tratamiento completo cuando
no es preciso conseguir un efluente de alta calidad, y no se requiere la eliminación
de nutrientes. Así, el proceso anaerobio, basado en un digestor UASB que funciones
con TRH entre 10 y 14 horas, con un decantador adecuado a la salida, puede
alcanzar los objetivos de depuración fijados por la UE para el vertido en zonas
normales, esto es, conseguir una eliminación de DQO del 75% y de SS del 90%, o
bien un elfuente con una calidad determinada por una concentración máxima de 25
mg/l de DBO5, 125 mg/l de DQO y 35 mg/l de SS.
Las ventajas económicas del tratamiento anaerobio de efluentes residuales urbanos
son consecuencia fundamentalmente del ahorro energético en relación al consumo
necesario en los tratamiento aerobio para bombear el aire o el oxígeno y la
generación de una menor cantidad de lodos más estabilizados y de más fácil
tratamiento.
Gran parte de los estudios han sido realizados en paises tropicales, por la mayor
eficacia del tratamiento a temperaturas por encima de 20ºC y por la sencillez y
economía de estos sistemas (sobre todo el reactor UASB) que es una gran
alternativa de tratamiento en paises con muy bajos presupuestos. Sin embargo en
los últimos años tambien están aumentando los estudios a temperaturas más bajas
(Elmitwalli et al. 1999; Uemura y Harada, 2000; Agrawal et al. 1997; Bodík et al.
2000) para poder aplicar el tratamiento anaerobio a aguas residuales urbanas en
paises en los que la temperatura de las aguas varía entre 12 y 20ºC.
El tratamiento anaerobio además presenta una gran versatilidad puediendo aplicarse
a gran escala o a muy pequeña escala. Alaerts et al. (1993) evaluan la aplicación de
digestores UASB en tres ámbitos distintos: a) en el tratamiento in situ de efluentes
domésticos procedentes de un número pequeño de casa aisladas (5-10) sin
necesidad de redes de recogida y transporte; b) en el pretratamiento de efluentes de
villas o ciudades pequeñas; c) en el tratamiento externo a gran escala.
El aprovechamiento del biogas producido en los digestores sólo presenta interés
económico cuando se trata de grandes plantas. Su convesión en electricidad resulta
interesante en el caso de plantas de capacidad equivalente a 20.000 habitantes
equivalentes. En pequeñas instalaciones, la utilización del gas plantea problemas de
manejo y de seguridad (Alaerts et al, 1993). Lettinga et al. (1993) consideran
interesante el aprovechamiento del biogas, indicando que puede satisfacer
necesidades básicas, en comunidades pequeñas, como cocinar o el alumbrado.
Estudios realizados en Galicia
En ciudades del interior de Galicia, como Santiago de Compostela, la
temperatura de las aguas residuales durante el verano se situa en 19-20ºC, pero
decrece hasta los 15ºC o menos en los meses más frios. Esta baja temperatura
dificulta la puesta en marcha de un digestor anaerobio y reduce la eficacia de
tratamiento. Otro factor que juega en contra es la alta dilución del influente como
consecuencia de la entrada de agua de lluvia en la red de alcantarillado. Por todo
ello, la aplicación de la digestión anaerobia como tratamiento secundario en nuestro
pais todavia requiere de investigación, sobre todo a escala piloto, aunque la
aplicación en las zonas litorales estaria menos limitada.
En los últimos años se han desarrollado investigaciones a nivel de laboratorio y
actualmente en una planta piloto de 30 m3 de capacidad, situada en la estación
depuradora de aguas residuales de Santiago, gestionada por la empresa Aquagest,
la cual colabora en el proyecto.
En el laboratorio, a una temperatura de 20ºC, el tratamiento anaerobio de
efluentes residuales urbanos de concentración media-alta (700 mg DQO/l) permite
conseguir buenos resultados de depuración: 80% de eliminación de DQO y 90% de
SS. Aproximadamente el 30% de la DQO eliminada es recuperada como metano en
la corriente de biogas.
La planta piloto muestra una elevada eficiencia en la retención de SS (60-90%).
Esto permitió conseguir altas concentraciones de lodo en el interior del digestor. Sin
embargo la baja actividad del mismo limita la eliminación de fracciones solubles,
situándose la eliminación de DQO entre el 40 y el 70% y la de DBO5 entre el 40 y el
80%. El objetivo actual de las investigaciones consiste en optimizar el proceso de
depuración, para lo cual se instalará un digestor de lodo concentrado que opere a
una temperatura supeiror, y finalmente se estudiará la operación en un sistema de
doble etapa.
Agradecimientos
Los estudios en planta piloto están financiados por el proyecto Feder IFD 19970473 de la UE.
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