pequeño resumen de lodos activados
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es un sistema de tratamiento con lodos activados para estudiantes de ing civilTRANSCRIPT
U N I V E R S I D A D D E L B I O - B I OFACULTAD 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 elTítulo de Ingeniero Civil
RODRIGO ARELLANO ORELLANA
Prof.Guía: Pedro Cisternas Osorio
Concepción, Marzo de 2005
2
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
3
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 AESCALA 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
... 115
4
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
5
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”.
13
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
14
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.
15
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. Por esta razón es
necesaria la comprensión de las actividades bioquímicas de estos
microorganismos que participan en la depuración de las aguas y en la elección de
los procesos en que ellos forman parte.
17
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
18
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.
19
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.
InfluenteDBO - DQO
BiodegradableDBO - DQO
No BiodegradableDBO - DQO
Soluble (Rápidamente
Biodegradable)
Particulada (Lentamente
Biodegradable)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.
• 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
SustratoParticulado
Hidrólisis extracelular
SustratoSoluble
Productos de la Hidrólisis
Pared Celular
Metabolismo IntracelularCATABOLISMO 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
SOLUBLENO BIODEGRADABLE
PARTICULADANO 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
Nitr
ifica
ción
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)
N2 amoniacal
O2
Descomposición bacteriana e Hidrólisis
N2 Orgánico(Células bacterianas)
N2 Orgánico(Crecimiento Neto)
Nitrito (NO2-)
Lisis y Autooxidación
O2
Nitrato (NO3-) Desnitrificación Nitrógeno gas
Carbono Orgánico
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
de polifosfatos en contrapeso con iones Ca2+, Mg2+ 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 activosFF: microorganismo con forma de floc
FIL: microorganismo filamentoso
GrupoMetabólico
Forma requerida de
Carbono
Fuente deEnergía
Aceptor de electrones
Forma de crecimiento
Organotróficos OrgánicoOxidación
Oaeróbica 2 FF,FIL. Fermentación
AnaeróbicaOrgánico Fermentación C orgánico FF
Denitrificadoras OrgánicoOxidación
anaeróbica
Nitrificadoras InorgánicoOxidación
aeróbica NH4
NO3
O2
FF,FIL
adheridas
Poly-P Orgánico PP y OSP -/O2 Clusters, FIL
S Oxidación InorgánicoOxidación
Oaeróbica 2
Oxidación
FIL, FF
SO4 reducidoras Orgánico AnaeróbicaSO4 - S FF
• 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 CelularEn 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)
donde rg : tasa de crecimiento bacteriano, [M*L *T-1].
µ : tasa de crecimiento específico,[T-1].
X : concentración de microorganismos, [M*L-3]
m
♦ 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.
Sµ = µm * (Metcalf and Eddy, 1995)KS + Sdonde
µ = Tasa específica de crecimiento [ T-1]µ = Tasa específica máxima de crecimiento [ T-1]S = Concentración en la solución del sustrato limitante del crecimiento [M∗L-3]KS = Constante de velocidad media, concentración del sustrato en la mitad de la velocidad máxima de crecimiento, [M∗L-3]
Ve
loci
dad
espe
cífic
a de
, µcr
ecim
ient
o
En la figura 2.4 se ilustra el efecto de la concentración de substrato sobre la
tasa de crecimiento específico.
µmáx
KM=[S], cuando µ= ½ µmáx
½ µmáx
Concentración de Sustrato o , [S]KM nutriente limitante
Figura 2.4Efecto sobre la velocidad específica de crecimiento por la existencia de un
nutriente o substrato limitante(Fuente, Rittmann)♦ Crecimiento celular y utilización del
sustratoEn 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)
g
d
-
-
donde:
r : tasa de crecimiento bacteriano [M*L-3]
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 *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 *T-1]
k : coeficiente de descomposición endógena, [T-1]
X : concentración de células, [M*L-3]
♦ 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 temperaturaDurante 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)
(Metcalf and Eddy, 1995)
donde:
rT : velocidad de reacción a T °C
r20 : velocidad de reacción a 20 °Cθ : coeficiente de actividad – temperatura
T : temperatura en °C
⎝ ⎠
⎝ ⎠
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 ⎛ (Alimento) ⎞M
⎜ (Microorganismos)
⎟⎛ m3⎜⎜ g ⎞
* ⎟m3 ⎟
Cm= = Q*DBO
⎝ d i a ⎠V*SSLM ⎛ g ⎞⎜ m3 * ⎟⎜ m3 ⎟⎝ ⎠
Cm= Q*DBO ⎛ 1 ⎞V*SSLM ⎜
dia ⎟ (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 *(SSLM-SSentrada )
R entrada (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:
θ =C Q * SST
V * SSLM+ Q * SST[T]
Purga Purga efluente 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.
En la figura 2.5 se ilustran las fases de sedimentación en un cilindro para una
concentración inicial C0 y la curva de sedimentación Altura v/s Tiempo
Figura 2.6 Curva de tipos de sedimentación
Pro
fund
idad
(cm
.)
Clarificado
Sedimentación Discreta
Sedimentación Floculenta
Sedimentación Retardada o zonal
Zona de compresión
Tiempo (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
problemas de bulking o foaming1.
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 ⎞
=Vol30 minutos * 10000⎜
g ⎟
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 min., %
V30 IVL
V30 SSVI
50
00 5 10
SSLM, g/l
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:
Abe
rtur
as p
ara
vaci
ado
del l
icor
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
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.
Ext
racc
ión
de lo
dos
Ab
ertu
ras
par
a e
l cl
arif
ica
do
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 de los
microorganismos y que ha sido utilizada 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
C H O ⇒ 1300
mg DBO ⇒ 1500
mg DQO
l 12 22 11
l 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 C12H22O11 → 1,3 g DBO
1 gr NH4Cl → 0,2619 g N
1 gr Na5P
3O
10
→ 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 C12
H22
O11
=DBO
1300
X gr NH4Cl =N*DBO
26190
X gr Na5P
3O
10 =
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 N P DBO C12H22O11 (g) NH4Cl (g) Na5P3O10 (g)
100 5 1 1200 0.923 0.229 0.048100 2.5 1 1200 0.923 0.115 0.048
100 5 0.5 1200 0.923 0.229 0.024100 5 1 1600 1.231 0.305 0.063100 2.5 1 1600 1.231 0.153 0.063
100 5 0.5 1600 1.231 0.305 0.032100 5 1 2000 1.538 0.382 0.079100 2.5 1 2000 1.538 0.191 0.079
100 5 0.5 2000 1.538 0.382 0.040100 5 1 2400 1.846 0.458 0.095100 2.5 1 2400 1.846 0.229 0.095
100 5 0.5 2400 1.846 0.458 0.048
Tabla 4 Algunas dosificaciones de agua residual 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
SS
LM
(m
g/L
)
secados en un horno a 103 -105 ºC durante una hora y se calculan de acuerdo a
la siguiente expresión:
SST=Masasólidos
Volumenmuestra
[M*V1 ]
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
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
distribución espacialmente uniforme con el fin de evitar nuevos cortocircuitos2.
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⎛ ml ⎞⎛ ml ⎞ 30 minutos ⎜
100 ml ⎟
IVL ⎜ ⎟ = ⎝ ⎠ ⎝ g ⎠ ⎛ mg ⎞ ⎛ 1 g ⎞ ⎛ 1 l ⎞SST ⎜ ⎟ * ⎜ ⎟ ⎜ ⎟⎝ l ⎠ ⎝ 1000 mg ⎠ ⎝ 1000 ml ⎠⎛ ml ⎞
IVL =Vol
30 minutos * 10000
⎜ 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
IVL
(m
l/g
)
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
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 mg ⎞*⎜ ⎟
Cm = =Q*DBO
⎜ dia l ⎟Cm =
V*SSLM ⎜ 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
Ca
rga
Más
ica
(1/d
ia)
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 v/s Tiempo
0.800.750.700.650.600.550.500.450.400.350.300.250.200.150.100.050.00
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.
%D
BO
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
4
3
2
1
0
1 3 5 7 9 11 13 15 17 19 21
Tiempo (días) N P
Figura 3.32, modalidades de operación
4 ANALISIS Y RESULTADOS
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
• 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.
Ca
rga
Ma
sic
a (1
/día
)
La evolución de la carga másica se aprecia en el gráfico 4.4
Carga Másica en el tiempo
1.51.351.2
1.050.9
0.750.6
0.450.3
0.150
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.
Ca
ud
al
(l/d
ía)
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
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
SS
E (
mg
/l)
En la figura 4.6 se muestra la evolución de los sólidos suspendidos del efluente
100
90
80
70
60
50
40
30
20
10
0
0 2 4 6 8
Tiempo (horas) 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.
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)
4 5 67 8 9
SS
E (
mg
/l)
250
200
150
100
50
0
0 2 4 6 8
Tiempo (horas)
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.
SS
E (
mg
/l)
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
220
200
180
160
140
120
100
0 2 4 6 8
Tiempo (horas) 10 11 1213 14 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.
SS
E (
mg
/l)
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
250
200
150
100
50
0
0 1 2 3 4 5 6 7 8
Tiempo (horas) 16 17 18 1920 21 22
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
SS
E (
mg
/l
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
250
200
150
100
50
0
0 1 2 3 4 5 6 7 8
Tiempo (horas) "100:5:1" "100:2.5:1" "100:5:0.5" "100:2.5:0.5"
Figura 4.18, Evolución de la calidad del efluente ante variaciones de nutrientes
SS
E (
mg
/l)
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
250
200
150
100
50
0
0 2 4 6 8 10 12 14 16 18 20 22
Tiempo (días)
Figura 4.19, Evolución de la calidad del efluente en el tiempo
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.
SS
R (
mg
/l)
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,
100:5:1 a lo largo de los tres días de duración de este modo.
120001100010000
900080007000600050004000300020001000
0
0 1 2 3 4 5 6 7 8
Tiempo (horas)1 2 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.
SS
R (
mg
/l)
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
5000
4000
3000
2000
1000
0
0 1 2 3 4 5 6 7 8
Tiempo (horas) 4 5 67 8 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.
SS
R (
mg
/l)
7000
6000
5000
4000
3000
2000
1000
0
0 2 4 6 8
Tiempo (horas) 10 11 1213 14 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
SS
R (
mg
/l)
que se traducía en una flotación del lodo en el sedimentador como efecto del
bulking generado por la condición de nutriente limitante.
6000
5000
4000
3000
2000
1000
0
0 1 2 3 4 5 6 7 8
Tiempo (horas) 16 17 18 19
20 21 22
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
SS
R (
mg
/l)
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
5000
4000
3000
2000
1000
0
0 1 2 3 4 5 6 7 8
Tiempo (horas) "100:5:1" "100:2.5:1" "100:5:0.5" "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
Alt
ura
(cm
)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
A16.0
14.0
12.0
B10.0
8.0
6.0
4.0
2.0
0.0
0 5 10 15 20 25 30 35
Tiempo (minutos) 1 4 5 9 1215 18 21 22
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.
IVL
(m
l/g
)
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
sedimentación muy malo.
180
160
140
120
100
80
60
40
20
0
Tiempo (días)
Figura 4.30, Evolución de la sedimentabilidad
SS
E (
mg
/l)
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
250
200
150 y = 1.983x - 28.237
R2
= 0.8692
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.
6 BIBLIOGRAFÍA
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wastewater treatment. African journal of biotechnology 3(4):236-238
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11. WINKLER, M. 1987. Tratamiento de aguas de desecho. Editorial Limusa
A N E X O STablas de resultados
Tabla 1, Evolución de parámetros durante la marcha blancamg/L g g mg/L mL/100mL L/día L
FECHA DIA DBOPapelFiltro
Papel filtro + Sólidos
SSTVolumen30 min.
QV tanque aireación
IVL F/M d^-1
30-nov 1 1200 1 901-dic 2 1200 1 902-dic 3 1200 1.15 1.24 900 17 1 9 188.9 0.14803-dic 4 1200 1.14 1.24 1000 18 2 10 180.0 0.24004-dic 5 1200 1.12 1.25 1300 15 3 12 115.4 0.23105-dic 6 1200 1.15 1.25 1000 13 4 12 130.0 0.40006-dic 7 1200 1.15 1.27 1200 12 4 12 100.0 0.33307-dic 8 1200 4 9.508-dic 9 1200 4 9.509-dic 10 1200 1.13 1.27 1400 12 4 9 85.7 0.38110-dic 11 1200 1.12 1.26 1400 12 3 12 85.7 0.21411-dic 12 1200 3 1212-dic 1313-dic 14 2400 1.13 1.24 1100 10 4 12 90.9 0.72714-dic 15 2400 4 1215-dic 16 2400 4 1216-dic 17 2400 1.11 1.31 2000 12 4 12 60.0 0.40017-dic 18 2400 4 1218-dic 19 2400 4 1219-dic 20 2400 4 1220-dic 21 2400 4 1221-dic 22 2400 4 1222-dic 23 2400 4 1223-dic 24 2400 4 1224-dic 25 2400 4 1225-dic 26 2400 4 1226-dic 27 2400 4 1227-dic 28 2400 1.251 1.672 4210 38 4 11 90.3 0.20728-dic 29 2400 4 1229-dic 30 2400 4 1230-dic 31 2400 4 1231-dic 32 3600 4 1201-ene 33 3600 4 1202-ene 34 3600 4 1203-ene 35 3600 4 1204-ene 36 3600 1.225 1.707 4820 46 4 12 95.4 0.24905-ene 37 3600 2 1206-ene 38 2400 2 1207-ene 39 3600 1.141 1.6 4590 49 2 12 106.8 0.13108-ene 40 3600 2 1209-ene 41 3600 2 1210-ene 42 3600 2 1211-ene 43 3600 2 12
FECHA DIA DBOPapelFiltro
Papel filtro + Sólidos
SSTVolumen30 min. Q
V tanque aireación
IVL F/M d^-1
12-ene 44 3600 2 1213-ene 45 3600 1.172 1.635 4630 35 2 12 75.6 0.13014-ene 46 3600 2 1215-ene 47 3600 2 1216-ene 48 3600 2 1217-ene 49 3600 2 1218-ene 50 3600 2 1219-ene 51 3600 2 1220-ene 52 3600 2 1221-ene 53 3600 2 1222-ene 54 3600 2 1223-ene 55 3600 2 1224-ene 56 3600 2 1225-ene 57 3600 1.25 1.723 4730 36 2 12 76 0.127
Tabla 2, Sólidos suspendidos del efluente
"100:5:1" "100 : 2.5 : 1"
hora \ fecha(día)
Enero Febrero
28 (1) 29 (2) 30 (3) 31 (4) 1 (5) 2 (6) 3 (7) 4 (8) 5 (9)
0 20 20 41 90 40 60 90 160 1601 40 50 60 80 60 80 90 170 1502 50 60 60 100 110 1203 60 50 70 180 140 90 141 200 2004 50 61 80 150 160 180 1905 50 70 70 130 190 170 210 1906 51 60 79 140 160 180 2007 71 80 150 210 180 200 210
8 90 90 79 170 150 190 210 210
" 100 : 5 : 0.5 " " 100 : 2.5 : 0.5 "
hora \ fecha(día)
Febrero Febrero
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 1501 130 150 1302 160 190 200 170 180 230 210 200 210 220 2003 190 210 2004 170 210 190 210 240 230 270 260 310 3205 180 210 200 190 2006 220 240 200 260 250 280 300 3307 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" "100 : 2.5 : 1"
hora \ fecha(día)
Enero Febrero
28 (1) 29 (2) 30 (3) 31 (4) 1 (5) 2 (6) 3 (7) 4 (8) 5 (9)
0 10833 5820 6180 4635 5404 4520 4330 34001 4337 5500 2840 4038 4420 4337 43372 7180 2075 3500 1720 21403 4340 4840 535 507 2230 26344 7300 3450 1571 429 714 520 5345 3449 1200 1140 512 4806 7600 3260 2140 431 4767 3460 580 1320 739 710
8 6000 3520 3980 1580 1720 1240 460 482
" 100 : 5 : 0.5 " " 100 : 2.5 : 0.5 "hora \ fecha
(día)Febrero Febrero
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 41501 43372 4122 3843 2740 1160 2030 4460 1325 3154 4165 3598 3489 16843 7904 2146 760 795 1960 1010 1430 743 990 579 798 387 6205 1870 876 4606 816 1376 1115 3450 500 346 1130 324 1354 590 1541 5107 5468 1430 1400 710 1490 956 460 740 940 584 311 1740 645 690
Tabla 4 Sólidos suspendidos del licor de mezcla
"100:5:1" "100 : 2.5 : 1"hora \ fecha
(día)Enero Febrero
28 (1) 29 (2) 30 (3) 31 (4) 1 (5) 2 (6) 3 (7) 4 (8) 5 (9)
0 2300 2700 2890 2100 2200 2010 1980 2000 24201 2460 2230 15002 3200 2640 1990 2040 2540 19803 2110 17504 3030 3160 1590 980 1490 13005 2310 2030 16406 2080 3100 1640 1440 1840 14107 2130 1730 15308 2970 2980 1390 1090 1190 1700 1600 1540
" 100 : 5 : 0.5 " " 100 : 2.5 : 0.5 "hora \ fecha
(día)Febrero Febrero
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 1930 2320 900 2330 1980 2010 2060 2150 1880 1950 1870 1980 12201 15002 2050 2780 1760 2190 3450 2510 1780 2340 2250 2350 2740 26303 13904 1840 2210 1110 2370 2980 2620 1540 1750 2960 1840 2680 19905 22306 1750 1980 670 1990 2760 2100 990 1320 1860 1430 1740 21307 21008 1680 1450 980 1910 2290 1780 2340 990 2010 1130 1320 1760
Tabla 5 Índice volumétrico de lodos
ml/gdía día IVL
Ene
ro
28 1 61.5329 2 63.8930 3 76.6431 4 87.77
Feb
rero
1 5 93.972 6 98.563 7 1044 8 103.85 9 1166 10 116.27 11 121.18 12 132.29 13 138.1
10 14 136.611 15 13312 16 136.313 17 142.814 18 144.115 19 150.316 20 154.117 21 150.818 22 152.3
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 16.5 010.6 1 6.9 1 11.6 16.3 3 3.8 2 2.1 24.6 4 2.0 3 1.8 33.6 5 2.0 4 1.8 43.6 6 2.0 7 1.8 53.5 7 2.0 9 1.7 63.5 8 2.0 14 1.7 73.5 9 2.0 18 1.7 83.4 10 2.0 27 1.7 9
3.4 13 2.0 30 1.7 153.1 15 1.7 203.1 18 1.7 253.1 22 1.7 303.1 25 1.7 353.1 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 16.5 014.3 0.5 15.7 0.5 11.4 112.3 1 14.7 1 9.7 29.0 2 8.7 2 8.4 34.5 3 6.6 3 7.1 43.9 4 5.6 4 6.6 53.4 6 4.9 6 6.1 63.4 7 4.8 7 5.8 73.2 8 4.8 8 5.6 83.1 10 4.8 10 5.4 9
3.0 12 4.6 12 5.3 103.0 14 4.6 14 5.3 113.0 16 4.6 16 5.1 133.0 20 4.6 21 5.1 153.0 27 4.5 26 5.1 183.0 30 4.5 30 5.1 20
3.0 36 4.5 35 5.1 24
3.0 45 4.5 42 5.1 265.1 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 16.5 011.9 1 10.9 1 12.0 110.1 2 8.7 2 9.7 28.3 3 7.1 3 7.6 37.1 4 6.6 4 6.9 45.9 5 5.9 5 6.4 55.1 6 5.4 6 5.9 64.6 7 5.0 7 5.6 74.1 8 4.8 8 5.3 83.8 9 4.5 9 5.0 9
3.5 10 4.3 10 4.6 103.0 12 3.9 12 4.6 112.6 14 3.6 14 4.5 132.5 16 3.6 16 4.5 152.3 18 3.5 18 4.5 182.2 20 3.4 20 4.5 20
2.2 24 3.3 24 4.5 24
2.2 26 3.3 26 4.4 262.2 28 3.3 28 4.4 28
2.2 30 3.3 30 4.4 30