COMPARACIÓN DEL DESEMPEÑO DE DOS CONFIGURACIONES DE LODOS …

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COMPARACIÓN DEL DESEMPEÑO DE DOS CONFIGURACIONES DE LODOS ACTIVADOS PARA LA REDUCCIÓN DE MATERIA ORGÁNICA CARBONÁCEA Y

NITRÓGENO AMONIACAL TOTAL

YULI PAOLA GÓMEZ RODRÍGUEZ

UNIVERSIDAD DEL VALLE FACULTAD DE INGENIERÍA

ESCUELA DE INGENIERÍA DE RECURSOS NATURALES Y DEL AMBIENTE PROGRAMA ACADÉMICO DE INGENIERÍA SANITARIA Y AMBIENTAL

SANTIAGO DE CALI 2014

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COMPARACIÓN DEL DESEMPEÑO DE DOS CONFIGURACIONES DE LODOS ACTIVADOS PARA LA REDUCCIÓN DE MATERIA ORGÁNICA CARBONÁCEA Y

NITRÓGENO AMONIACAL TOTAL

YULI PAOLA GÓMEZ RODRÍGUEZ

TRABAJO DE GRADO PARA OPTAR AL TÍTULO DE INGENIERA SANITARIA Y AMBIENTAL

DIRECTORA ING. JENNY ALEXANDRA RODRÍGUEZ VICTORIA, Dra.

CODIRECTORA

ING. NANCY VÁSQUEZ SARRIA, M.Ing.

UNIVERSIDAD DEL VALLE FACULTAD DE INGENIERÍA

ESCUELA DE INGENIERÍA DE RECURSOS NATURALES Y DEL AMBIENTE PROGRAMA ACADÉMICO DE INGENIERÍA SANITARIA Y AMBIENTAL

SANTIAGO DE CALI 2014

COMPARACIÓN DEL DESEMPEÑO DE DOS CONFIGURACIONES DE LODOS ACTIVADOS PARA LA REDUCCIÓN DE MATERIA ORGÁNICA CARBONÁCEA Y NITRÓGENO AMONIACAL TOTAL

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Nota de Aceptación: _____________________________________________

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Firma del presidente del Jurado

Firma del Jurado

Firma del Jurado


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DEDICATORIA

A Dios, por iluminar mi camino, permitirme cumplir este sueño y ser mi fortaleza.

A mis padres, pilares fundamentales en mi vida, con mucho amor, les dedico todo mi esfuerzo.

A mi tía Esperanza por su cariño y apoyo incondicional.

A mis ahijadas, Alejandra y Maryi por ser mis grandes alegrías.


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AGRADECIMIENTOS

A mi Directora, Jenny Alexandra Rodríguez, por la confianza depositada en mí y su paciencia, y especialmente, por su dedicación, compromiso, conocimiento y experiencia que hacen posible formar excelentes profesionales. A mi Codirectora, Nancy Vásquez, por su apoyo incondicional durante la elaboración de este trabajo, por su carisma y comprensión en todo momento, por sus valiosas enseñanzas como persona y profesional. A todos mis profesores que desde su especialidad dirigieron mi formación académica. A los monitores Eddy Amorocho, Nataly Bonilla y Diego Sánchez por su apoyo en el laboratorio. A mis compañeros y amigos, Laura, Miguel, Dumar, Devi, Yenny, Lissette, Alejo, Betza, Diego, Nilson, Marisol, Julie, Camilo, Norman, Jesús David, Sheyla, Gerardo, Iris, Ronni, Leo, entre otros. Por su profundo cariño y amistad y sus ánimos en momentos de dificultad durante mi proceso de formación como Ingeniera Sanitaria y Ambiental. A la Fundación Zoológico de Cali, especialmente a Igino Mercuri y Orlando Salcedo, por ser una de mis principales fuentes económicas para mi sostenimiento durante mi carrera, por su confianza, sus enseñanzas y por contagiarme de “pasión por la vida”. Y por último, hago un extenso agradecimiento a todas aquellas personas que de una u otra manera contribuyeron al desarrollo satisfactorio de este proyecto.


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LISTA DE ABREVIATURAS

%: Porcentaje ±: Más o menos A/M: Relación Alimento/Microorganismos Alc.: Alcalinidad ARD: Agua Residual Doméstica ARS: Agua Residual Sintética C/N: Carbono/ Nitrógeno C1: Configuración 1 C2: Configuración 2 CaCO3: Carbonato de Calcio cm: Centímetro cm2: Centímetro cuadrado COV: Carga Orgánica Volumétrica d: Día DBO5: Demanda Bioquímica de Oxígeno DQO: Demanda Química de Oxígeno Efl.: Efluente FBN: Fijación Biológica del Nitrógeno g: Gramo h: Hora kg: Kilogramo L: Litro m3: Metro Cúbico mg: Miligramo min: Minuto mL: Mililitro N: Nitrógeno NAT: Nitrógeno Amoniacal Total NO2-: Nitrito NO3-: Nitrato NTK : Nitrógeno Total Kjeldahl ºC: Grados centígrados OD: Oxígeno Disuelto P: Fósforo pH: Potencial de Hidrógeno PTAR: Planta de Tratamiento de Aguas Residuales Q: Caudal R: Porcentaje de recirculación de lodo RC: Reactor de contacto RE: Reactor de estabilización s: Segundos SLAEC: Sistema de Lodos Activados en la modalidad de Estabilización por Contacto SS1: Sedimentador Secundario 1 SS2: Sedimentador Secundario 2 SST: Sólidos Suspendidos Totales


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SSV: Sólidos Suspendidos Volátiles SSVLM: Sólidos Suspendidos Volátiles del Licor Mixto TRC: Tiempo de Retención Celular TRH: Tiempo de Retención Hidráulico V: Volumen α: Factor de distribución de lodos


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TABLA DE CONTENIDO 1 INTRODUCCIÓN ........................................................................................................................ 14

2 OBJETIVOS ............................................................................................................................... 15

2.1 Objetivo General .................................................................................................................................... 15

2.2 Objetivos Específicos ............................................................................................................................. 15

3 MARCO REFERENCIAL ............................................................................................................ 16

3.1 Carbono y nitrógeno en agua residual doméstica .................................................................................. 16

3.2 Eliminación biológica de materia orgánica carbonácea ......................................................................... 19

3.3 Ciclo del nitrógeno en sistemas de tratamiento de agua residual .......................................................... 19

3.4 Variables que influyen en los procesos de transformación de carbono y nitrógeno ............................... 23

3.5 Sistema de lodos activados .................................................................................................................... 26

3.5.1 Experiencias con sistemas de lodos activados para la reducción de materia orgánica carbonácea y nitrógeno ................................................................................................................................................... 29

3.6 Sistemas híbridos para el tratamiento de agua residual doméstica ....................................................... 30

3.6.1 Experiencias con sistemas híbridos para el tratamiento de agua residual domestica ..................... 32

4 METODOLOGÍA ......................................................................................................................... 36

4.1 Generalidades del estudio ...................................................................................................................... 36

4.2 Agua residual ......................................................................................................................................... 36

4.3 Descripción de la unidad experimental ................................................................................................... 38

4.5 Inoculación ............................................................................................................................................. 40

4.6 Arranque Inoculación ............................................................................................................................. 41

4.7 Operación del sistema ............................................................................................................................ 42

4.8 Seguimiento y control del sistema .......................................................................................................... 42

4.9 Análisis estadístico ................................................................................................................................. 44

5 ANALISIS Y DISCUSIÓN DE RESULTADOS ........................................................................... 46

5.1 Calidad del agua residual afluente ......................................................................................................... 46

5.2 Desempeño del sistema en la reducción de DQO y la transformación de nitrógeno ............................. 50

5.2.1 Configuración 1 (C1) ........................................................................................................................ 50

5.2.1 Configuración 2 (C2) ........................................................................................................................ 66

5.3 Comparación de las dos configuraciones C1 y C2 ............................................................................ 85

6 CONCLUSIONES ....................................................................................................................... 88

7 RECOMENDADACIONES ......................................................................................................... 90

8 BIBLIOGRAFÍA .......................................................................................................................... 91

9 ANEXOS .................................................................................................................................. 103


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LISTA DE TABLAS

Tabla 3.1 Comparación de las características de los procesos de nitrificación y desnitrificación .................... 22

Tabla 3.2 Modalidades del sistema de lodos activados ................................................................................... 27

Tabla 3.3 Parámetros de operación y diseño para la reducción de materia orgánica carbonácea en sistemas de lodos activados convencinales ................................................................................................................. 3-28

Tabla 3.4 Condiciones operacionales de los sistemas híbridos ....................................................................... 34

Tabla 4.1 Características fisicoquímicas del agua residual sintética ................................................................ 37

Tabla 4.2 Solución de Elementos Traza (1 Litro) ............................................................................................. 37

Tabla 4.3 Preparación de la Solución Madre (1 L) ........................................................................................... 37

Tabla 4.4 Descripción de unidades de C1 y C2 ................................................................................................. 40

Tabla 4.5 Condiciones operacionales de C1 ..................................................................................................... 42

Tabla 4.6 Condiciones operacionales de C2 ..................................................................................................... 42

Tabla 4.7 Variables fisicoquímicas para la caracterización, seguimiento y control del sistema ....................... 43

Tabla 5.1 Características del agua residual afluente ........................................................................................ 46

Tabla 5.2 Variables operacionales C1 ............................................................................................................. 51

Tabla 5.3 Variables Ambientales C1 ................................................................................................................. 57

Tabla 5.4 Variables evaluadas para el desempeño de la reducción de materia orgánica carbonácea ............ 60

Tabla 5.5 Variables evaluadas para el desempeño de la reducción del material nitrogenado ......................... 63

Tabla 5.6 Variables operacionales C1 .............................................................................................................. 67

Tabla 5.7 Parámetros cinéticos y de transporte de materia adoptados ........................................................... 69

Tabla 5.8 Variables Ambientales C2 ................................................................................................................. 75

Tabla 5.9 Variables evaluadas para el desempeño de la reducción de materia orgánica carbonácea - C2 ..... 78

Tabla 5.10 Variables evaluadas para el desempeño de la reducción del material nitrogenado– C2 ................ 81

Tabla 5.11 Resumen del desempeño de las configuraciones .......................................................................... 85

Tabla 5.12 Resumen de las pruebas estadísticas ............................................................................................ 85


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LISTA DE FIGURAS Figura 3.1 Fraccionamiento de la DQO del Agua Residual doméstica ............................................................ 16

Figura 3.2 Distribución de las formas de nitrógeno en agua residual doméstica. ............................................ 17

Figura 3.3 Porcentaje de NH4+ y NH3 en función del pH a 25°C ...................................................................... 18

Figura 3.4 Ciclo del Nitrógeno .......................................................................................................................... 19

Figura 3.5 Proceso convencional de lodos activados ...................................................................................... 27

Figura 3.6 Proceso biológico de estabilización por contacto ........................................................................... 29

Figura 3.7 Clasificación de los tratamientos biológicos de agua residual. ....................................................... 31

Figura 4.1 Ubicación del proyecto .................................................................................................................... 36

Figura 4.2 Unidades del sistema ...................................................................................................................... 38

Figura 4.3 Esquema Configuración 1(C1) ........................................................................................................ 38

Figura 4.4 Esquema en planta Configuración 1 (C1) ........................................................................................ 39

Figura 4.5 Esquema Configuración 2 (C2) ....................................................................................................... 39

Figura 4.6 Esquema en planta Configuración 2 (C2) ........................................................................................ 40

Figura 4.7 Difusor tipo piedra difusora ............................................................................................................. 40

Figura 4.8 Difusor tipo PVC perforado ............................................................................................................. 40

Figura 4.9 Montaje de material de soporte ..................................................................................................... 42

Figura 4.10 Puntos de muestreo Configuración (C1)........................................................................................ 43

Figura 4.11 Puntos de muestreo Configuración (C2)........................................................................................ 44

Figura 4.12 Partes del diagrama de Cajas y alambres .................................................................................... 44

Figura 5.1 Comportamiento del pH del ARS durante la evaluación de los sistemas ....................................... 46

Figura 5.2 Comportamiento de la alcalinidad bicarbonática y total del ARS .................................................... 47

Figura 5.3 Comportamiento de la DQO del ARS durante la evaluación de los sistemas ................................. 48

Figura 5.4 Comportamiento del NAT del ARS durante la evaluación de los sistemas ..................................... 49

Figura 5.5 Comportamiento de la relación C/N durante la evaluación de los sistemas ................................... 50

Figura 5.6 Comportamiento del TRC neto - C1 ................................................................................................ 51

Figura 5.7 Comportamiento del TRHNeto - C1 ................................................................................................... 53

Figura 5.8 Comportamiento de los SSVLM - C1 ............................................................................................... 53

Figura 5.9 Comportamiento del Factor α - C1 .................................................................................................. 55

Figura 5.10 Comportamiento de la COV - C1 ................................................................................................... 55

Figura 5.11 Comportamiento de la relación A/M - C1 ....................................................................................... 56

Figura 5.12 Comportamiento del pH en los efluentes - C1 ............................................................................... 57


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Figura 5.13 Comportamiento de la alcalinidad en los efluentes - C1 ................................................................ 58

Figura 5.14 Comportamiento del OD - C1 ........................................................................................................ 59

Figura 5.15 Comportamiento de la carga de DQO -C1..................................................................................... 61

Figura 5.16 Comportamiento de la concentración DQO y eficiencias de reducción de DQO – C1 .................. 61

Figura 5.17 Comportamiento de SST y SSV en el efluente - C1 ...................................................................... 62

Figura 5.18 Comportamiento de las diferentes cargas de NAT - C1 ................................................................ 63

Figura 5.19 Comportamiento de la concentración de NAT y eficiencias reducción - C1 ................................. 64

Figura 5.20 Comportamiento de los N-NO2 y N-NO3 en el efluente - C1 .......................................................... 65

Figura 5.21 Comportamiento de la producción de NO3- en el efluente - C1 .................................................... 66

Figura 5.22 Comportamiento del TRC neto - C2 .............................................................................................. 68

Figura 5.23 Comportamiento del TRH Neto - C2 ................................................................................................ 70

Figura 5.24 Comportamiento de los SSVLM - C2 ............................................................................................. 71

Figura 5.25 Comportamiento del Factor α - C2 ................................................................................................ 72

Figura 5.26 Comportamiento de la COV - C2 ................................................................................................... 73

Figura 5.27 Comportamiento de la relación A/M - C2 ....................................................................................... 74

Figura 5.28 Comportamiento del pH en los efluentes - C2 ............................................................................... 75

Figura 5.29 Comportamiento de la alcalinidad en los efluentes - C2 ................................................................ 76

Figura 5.30 Comportamiento del OD - C2 ........................................................................................................ 77

Figura 5.31 Comportamiento de la carga de DQO –C2 .................................................................................... 79

Figura 5.32 Comportamiento de la concentración y eficiencias de reducción de DQO – C2 ........................... 79

Figura 5.33 Comportamiento de SST en los efluentes– C2 .............................................................................. 80

Figura 5.34 Comportamiento de las diferentes cargas de NAT – C2 ............................................................... 82

Figura 5.35 Comportamiento de la concentración y eficiencias reducción de NAT – C2 ................................ 83

Figura 5.36 Comportamiento de los N-NO2 y N-NO3 en el efluente – C2 ......................................................... 84

Figura 5.37 Comportamiento de la producción de NO3- en el efluente – C2 ................................................... 84

Figura 5.38 Comparación del desempeño de las dos configuraciones – DQO ................................................ 86

Figura 5.39 Comparación del desempeño de las dos configuraciones – NAT ................................................. 86

Figura 5.40 Comparación del desempeño de las dos configuraciones – N-NO3- ............................................. 87


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LISTA DE ANEXOS ANEXO 1. DATOS DE LA CALIDAD DEL AFLUENTE

ANEXO 2.DATOS VARIABLES OPERACIONALES – C1

ANEXO 3. DATOS VARIABLES AMBIENTALES – C1

ANEXO 4. DATOS DEL DESEMPEÑO DEL SISTEMA PARA LA REDUCCIÓN DE LA MATERIA ORGANICA CARBONACEA – C1

ANEXO 5. DATOS DEL DESEMPEÑO DEL SISTEMA PARA LA REDUCCIÓN DEL NITRÓGENO – C1

ANEXO 6.DATOS VARIABLES OPERACIONALES – C2

ANEXO 7. DATOS VARIABLES AMBIENTALES – C2


ANEXO 9. DATOS DEL DESEMPEÑO DEL SISTEMA PARA LA REDUCCIÓN DEL NITRÓGENO – C2

ANEXO 10. PRUEBAS ESTADISTICAS PARA LA COMPARACIÓN DE C1 Y C2


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RESUMEN Debido a que las fuentes superficiales de agua están recibiendo descargas de agua residual con concentraciones de nitrógeno que superan la capacidad que los ecosistemas pueden soportar, y que existe la necesidad de implementar sistemas de tratamiento que se ajusten a las condiciones socioeconómicas y ambientales del país, en este trabajo se compara el desempeño de dos nuevas configuraciones de lodos activados para la reducción de la materia orgánica carbonácea (DQO) y el nitrógeno amoniacal total (NAT) de un agua residual . Este estudio fue desarrollado a escala laboratorio en las instalaciones de la Universidad del Valle, con prototipos elaborados en acrílicos que simularon dos nuevas configuraciones (C1 y C2) de lodos activados teniendo como base de proceso la modalidad de estabilización por contacto, durante la operación se utilizó agua residual sintética con las características del agua residual doméstica de la ciudad de Cali. Los resultados mostraron, que las dos configuraciones evaluadas obtuvieron eficiencias de reducción de DQO y NAT superiores al 80% y la calidad de los efluentes mostró la afinidad de la biomasa del sistema con el agua residual a tratar. Ambas configuraciones se caracterizaron porque en la primera Etapa de tratamiento, se presentó la mayor eliminación de la carga de DQO y NAT, estimulando procesos de reducción de carbono y nitrógeno de forma simultánea, y en la segunda Etapa de tratamiento, aunque fue operada con bajos valores de Tiempo de Retención Hidráulico (TRH), Tiempo de Retención Celular (TRC) y Sólidos Suspendidos del Licor Mixto (SSVLM), las condiciones de carga aplicada y ambientales, favorecieron el crecimiento de bacterias autótrofas que promovieron procesos de nitrificación. Teniendo en cuenta que no se encontraron diferencias estadísticamente significativas en las eficiencias de reducción de DQO y NAT obtenidas en C1 y C2, pero que en la C2, se presentó una mayor transformación de los subproductos derivados de los procesos de nitrificación (N-NO3- ), se concluyó que C2 ofrece un mejor desempeño debido a que su configuración de unidades de tratamiento, favorecieron procesos de asimilación del NAT, nitrificación y desnitrificación, potencializando los procesos de reducción de nitrógeno y mejorando la calidad del efluente. Palabras claves: Lodos activados, sistemas híbridos, tratamiento biológico, materia orgánica carbonácea, nitrógeno, nitrificación, desnitrificación


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1 INTRODUCCIÓN Son numerosos los impactos ambientales que causan en las fuentes superficiales de agua, el vertimiento de agua residual sin adecuado tratamiento. La materia orgánica carbonácea, el nitrógeno y los patógenos son uno de los principales contaminantes de las fuentes hídricas. El exceso de materia orgánica es la principal causante de la disminución del oxígeno disuelto, dado que los microorganismos que oxidan los desechos requieren oxígeno para realizar dicho proceso (von Sperling, 2012), altas concentraciones de nitrógeno produce eutroficación, reducción de la concentración de oxígeno disuelto y toxicidad para la vida acuática, entre otros (Roldan y Ramírez, 2008). Para reducir estos efectos es necesaria la implementación de sistemas de tratamiento de agua residual adecuados. Entre las alternativas más viables para la eliminación de nutrientes del agua residual se encuentran los sistemas biológicos, estos se pueden clasificar en dos grupos, de crecimiento suspendido y crecimiento adherido (Rittman y McCarty, 2001; Ferrer y Seco, 2008). El proceso biológico con biomasa suspendida más utilizado es el sistema de lodos activados, donde el agua residual se mezcla con microorganismos aerobios para que ocurra la adsorción, floculación y oxidación de la materia orgánica (Rittman y McCarty, 2001; Metcalf y Eddy, 2003; Orozco, 2005). En el sistema de lodos activados se pueden encontrar varias modificaciones, entre ellas la modalidad de estabilización por contacto, la cual se ha caracterizado por obtener elevadas eficiencias en la reducción de materia orgánica carbonácea, y se ha evidenciado algunos beneficios para la transformación de nitrógeno (Gujer y Jenkis, 1975; Al-Saéd y Zimmo, 2004, Vásquez et al., 2010). En la búsqueda por mejorar el rendimiento de los sistemas convencionales de lodos activados, surgen los sistemas híbridos (El-Fadel et al., 2002), en los cuales se aprovechan las bondades de los sistemas de crecimiento suspendido y adherido, al combinarlos en un solo reactor o en unidades separadas. Entre sus ventajas se encuentran que pueden ser incorporados a las plantas de tratamiento biológicas existentes para la eliminación de nitrógeno (Muller, 1998), al igual que diseñar plantas más compactas y en consecuencia reducir los costos de implementación y operación (Santos, 2007; Lamego, 2008). En Latinoamérica, las principales causas de abandono de las Plantas de Tratamiento de Agua Residual – PTAR (PTAR) son precisamente los altos costos de operación y la imposición de sistemas con base a decisiones a corto plazo y sin considerar al operador ni al usuario del servicio. Dadas las condiciones de clima tropical, la necesidad de infraestructura para el tratamiento de agua residual y los escasos recursos financieros en la región es importante que se realicen propuestas innovadoras y sostenibles (Noyola, 2003), que permitan una mayor reducción de la materia orgánica carbonácea y nitrógeno. De acuerdo con lo anterior, este trabajo compara el desempeño de dos configuraciones del sistema de lodos activados para la reducción de DQO y Nitrógeno. El estudio se desarrolló a escala de laboratorio en el marco del proyecto de investigación doctoral “Nueva Configuración del sistema de lodos activados en la modalidad de estabilización por contacto para la reducción de materia orgánica carbonácea y material nitrogenado” de la línea de investigación en tratamiento de agua residual del Grupo de Investigación Estudio y Control de la Contaminación Ambiental (ECCA) y fue financiado por la Universidad del Valle, el Instituto Colombiano de Ciencia, Tecnología e Innovación - COLCIENCIAS y la International Foundation for Science de Suecia (IFS).


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2 OBJETIVOS

2.1 Objetivo General

Evaluar a escala de laboratorio el desempeño de dos configuraciones del sistema de estabilización por contacto para la reducción de materia orgánica carbonácea y nitrógeno

2.2 Objetivos Específicos • Determinar la eficiencia de reducción de DQO y Nitrógeno amoniacal total de dos configuraciones del

sistema de estabilización por contacto • Seleccionar la configuración del sistema de estabilización por contacto que presente mejor desempeño

en términos de reducción de DQO y Nitrógeno amoniacal total


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3 MARCO REFERENCIAL 3.1 Carbono y nitrógeno en agua residual doméstica

Se denomina agua residual doméstica al agua generada a partir de las diferentes actividades al interior de las viviendas, colegios, establecimientos comerciales, etc. En general, el ARD está compuesta de aproximadamente un 99.9% de agua y un 0.1% de sólidos, del porcentaje de sólidos presentes, el 70% constituyen sustancias orgánicas y el 30% restante de sustancias inorgánicas (Arenas, sales y metales) (Tebbutt, 1998). La materia orgánica presente en el agua residual es una característica de primordial importancia porque es la principal causante del problema de la contaminación de los cuerpos de agua: consumo de oxígeno disuelto por los microorganismos en sus procesos metabólicos de utilización y estabilización de la materia orgánica (von Sperling, 2012). Las principales sustancias orgánicas contenidas en el ARD son los compuestos de proteínas, carbohidratos, las grasas y aceites, y en menor cantidad la urea, surfactantes, fenoles, pesticidas y otros. Debido a la gran variedad de sustancias orgánicas presentes, usualmente para la cuantificación de la materia orgánica se utilizan parámetros indirectos (Demanda bioquímica de oxígeno – DBO y Demanda Química de Oxígeno – DQO) y directos (Carbono Orgánico Total – COT), siendo la DBO y DQO los parámetros más empleados para la medición del material orgánico (von Sperling, 2012). La propiedad que permite hacer un fraccionamiento de la materia orgánica del agua residual es su velocidad de degradación, la Figura 3.1 muestra las fracciones en que puede ser dividida la DQO del agua residual doméstica en función de esta propiedad (Villaseñor, 2011).

Figura 3.1 Fraccionamiento de la DQO del Agua Residual doméstica

Adaptado de Henze (1992) citado por Villaseñor (2001) De acuerdo con el modelo bi-sustrato propuesto por Dold et al. (1980) citado por Rodas y Brand (2011), la DQO biodegradable se divide a su vez en dos fracciones: rápida o lentamente biodegradable. Además, como en la DQO biodegradable se encuentra un gran número de compuestos con diferentes rangos de biodegradación, tamaños y naturaleza, también se pueden clasificar según su fracción hidrolizable en rápida o lentamente hidrolizable.

Iner

te (2

.5%

)Fá

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(15%

)

Fácil

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(25%

)

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(27%

)

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15%

)

Iner

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0%)

Soluble En Suspensión

Autó

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(0.5

)


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La DQO soluble fácilmente biodegradable (15%) se compone de ácidos grasos volátiles, hidratos de carbono, alcoholes, aminoácidos y peptonas, los cuales son absorbidos y metabolizados rápidamente por los microorganismos (Contreras, 2006). La DQO soluble fácilmente hidrolizable (25%) corresponde a moléculas superiores que pueden hidrolizarse de forma rápida (Villaseñor, 2001). La DQO suspendida lentamente hidrolizable (27%) comprende moléculas cuya hidrólisis es lenta y que generalmente pasan por una serie de procesos antes de ser metabolizados (Rodas y Brand, 2011). Esta puede presentar velocidades de degradación muy distintas según el producto de que se trate y puede inducir a más subdivisiones (Villaseñor, 2001). La DQO en forma de biomasa (20.5%) comprende principalmente los microorganismos heterótrofos (desnitrificantes y no desnitrificantes) y autótrofos. La fracción no biodegradable total se subdivide en DQO soluble inerte (2.5%) y DQO particulada inerte (10%). La primera corresponde a la fracción soluble que pasa por el sistema sin sufrir alteraciones debido a que está compuesta por compuestos solubles que no puede ser biodegradados por su naturaleza refractaria dentro de un plazo razonable y sale en el efluente (Dulekgurgen et al., 2006). Mientras que la segunda se encuentra ligada al proceso de respiración endógena o decaimiento bacteriano, esta generalmente queda atrapada y acumulada en el lodo saliendo del sistema por medio de la purga (Pire et al., 2011). Otra característica importante del ARD es el material nitrogenado, del nitrógeno contenido en el agua residual aproximadamente el 60% está en forma orgánica como ácidos aminos, proteínas y urea, y el 40% restante se presenta en forma inorgánica como ion amonio (N-NH4+). A través de la acción de los microorganismos, las proteínas se transforman en aminoácidos y estos a su vez son usados por organismos amonificantes para formar el nitrógeno amoniacal (Avendaño, 2011). La urea y el nitrógeno amoniacal son los principales compuestos nitrogenados en el agua residual doméstica (Marín, 2003). Del nitrógeno total en el agua residual doméstica, se tiene que la suma del nitrógeno asociado a los compuestos orgánicos y la forma amoniacal se le conoce como Nitrógeno Total Kjeldahl (N-NTK), y la suma de nitrito (N-NO2-) y nitrato (N-NO3-) se le denomina N-NOx. El N-NTK se puede dividir en dos fracciones: Soluble dominada por el amoniaco y Particulada asociada a los sólidos en suspensión orgánicos (Figura 3.2).

Figura 3.2 Distribución de las formas de nitrógeno en agua residual doméstica.

Adaptado de von Sperling (2012)

De acuerdo con Fernández et al. (2008) el nitrógeno amoniacal se produce por la hidrólisis de la urea (Ecuación 3.1) y otras sustancias proteínicas presentes en el agua residual doméstica, este proceso es tan rápido que produce una cantidad excesiva de amoniaco.

N total NTK

NOX

N Org

NOX

Amonio NTK

Soluble

NTK Particulado

NOX


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(𝑁𝐻2)2𝐶𝑂 + 𝐻2𝑂 → 𝐶𝑂2 + 2𝑁𝐻3 Ecuación 3.1 La descomposición da como productos NH3 (amoniaco disuelto) y NH4+ (ión amonio), el amoniaco está en equilibrio con el ión amonio (Ecuación 3.2) en función del pH de la solución (Fernández et al., 2008). 𝑁𝐻3 + 𝐻2𝑂 → 𝑁𝐻4+ + 𝑂𝐻− Ecuación 3.2 Cuando el pH es superior a 7, el equilibrio se desplaza a la izquierda predominando NH3, mientras que sí el pH es inferior a 7 unidades, predomina el NH4+ (Fernández et al., 2008). En la Figura 3.3 se muestra la distribución de las formas de amoniaco ionizado y libre según el pH a una temperatura de 25°C.

Figura 3.3 Porcentaje de NH4+ y NH3 en función del pH a 25°C

Adaptado de von Sperling (2012) El nitrógeno en el agua residual también se presenta en formas reducidas e influye de diferentes maneras (Camargo y Alonso, 2007; Rodriguez, 2011):

• El NH3 es muy tóxico para los animales acuáticos, en especial para los peces, mientras que NH4+ es apreciablemente menos tóxico, con niveles elevados de Na+ y Ca2+ en el medio acuático pueden reducir la susceptibilidad de los animales a la toxicidad del NH3

• Los procesos bioquímicos de conversión de amoníaco a nitrito y de este a nitrato, implica un consumo de oxígeno disuelto en el agua que puede afectar la vida acuática.

• El nitrato está asociado a enfermedades como la metahemoglobinemia (síndrome del bebé azul) • El NH4+ que reacciona con cloro en agua tratada forma cloraminas y tricloruro de nitrógeno

reduciendo la desinfección del agua potable • El nitrógeno en sus diferentes formas causa eutroficación

De acuerdo con Roldan y Ramírez (2008) en cuerpos de agua dulce, concentraciones de nitrógeno amoniacal superiores a 0,25 mg.L-1 afectan el crecimiento de los peces, y superiores a 0,5 mg.L-1 se consideran letales.

0102030405060708090

100

6.5 7 7.5 8 8.5 9

%

pH

NH3

NH4+


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3.2 Eliminación biológica de materia orgánica carbonácea La reducción de la materia orgánica carbonácea en sistemas de tratamiento aerobio se relaciona con dos procesos metabólicos: 1) Catabolismo que es la transformación química de la materia orgánica a CO2

para la obtención de energía y 2) Anabolismo donde se produce la síntesis de nuevo material celular. Los procesos de catabolismo y anabolismo son interdependientes debido a que el anabolismo requiere energía y los microorganismos la obtienen a través de la oxidación catabólica y sin catabolismo el mantenimiento de los microorganismos y su propio metabolismo sería imposible (van Haandel y Marais, 1999). En la ecuación (3.3) se presenta la reacción de oxidación y síntesis celular que intervienen en la eliminación del carbono (Knobelsdorf, 2005):

𝑀𝑂 + 𝑂2 + 𝑁𝑢𝑡𝑟𝑖𝑒𝑛𝑡𝑒𝑠 𝐵𝑎𝑐𝑡𝑒𝑟𝑖𝑎𝑠 𝑎𝑒𝑟𝑜𝑏𝑖𝑎𝑠�⎯⎯⎯⎯⎯⎯⎯⎯⎯⎯⎯⎯⎯� 𝐶𝑂2 + 𝑁𝐻3 + 𝐶5𝐻7𝑁𝑂2 + 𝑜𝑡𝑟𝑜𝑠 𝑝𝑟𝑜𝑑𝑢𝑐𝑡𝑜𝑠

Ecuación 3.3 Donde MO es la materia orgánica, C5H7N02 es la nueva biomasa formada y se observa que en esta reacción se produce N-NH3 aumentado el contenido de N en el agua residual. En la ecuación (3.4) se representa la forma en que las bacterias aerobias utilizan el oxígeno disuelto para la oxidación bioquímica de su contenido de MO a dióxido de carbono, generando energía. 𝐶5𝐻7𝑁𝑂2 + 5𝑂2 → 5𝐶𝑂2 + 2𝐻2𝑂 + 𝑁𝐻3 + 𝐸𝑛𝑒𝑟𝑔í𝑎 Ecuación 3.4 3.3 Ciclo del nitrógeno en sistemas de tratamiento de agua residual El ciclo del nitrógeno considera los diferentes caminos donde el nitrógeno es procesado en la biosfera por la intervención biológica de algunos organismos como plantas, hongos o bacterias, por medio de reacciones químicas (Jaffe, 2000; Warakomski et al., 2007). Las bacterias son de especial interés en el proceso de reducción del nitrógeno en agua residual (Warakomski et al., 2007). En sistemas de tratamiento de agua residual los procesos de transformación de nitrógeno más usados son la nitrificación y la desnitrificación (Lin et al., 2009). En la Figura 3.4 se presenta el ciclo del nitrógeno en la biosfera.

Figura 3.4 Ciclo del Nitrógeno

Adaptado de Warakomski et al. (2007)


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El ciclo de nitrógeno inicia con la reducción del nitrógeno atmosférico (N2) a ión Amonio (N-NH4+) (Ecuación 3.5), proceso que se denomina Fijación de N2, esta puede ser biológica (FBN-Fijación Biológica de Nitrógeno), catalizada por descargas eléctricas (rayos) o de forma artificial para la fabricación de fertilizantes (Travers, 2007). N2 + 8H+ + 8H− → 2NH4

− + H2 Ecuación 3.5 La FBN está presente en muchas procariotas (Eubacteria y Arquea) y cianobacterias (Pérez, 2006); en ambientes acuáticos, las cianobacterias son los principales organismos fijadores de nitrógeno (Atlas y Bartha, 2002), la FBN se realiza por medio de la enzima nitrogenasa responsable de reducir los triples enlaces de la molécula de N2 a NH4+ (Frioni, 1999; Baca et al., 2000), el complejo de la enzima nitrogenasa tiene dos coproteínas, una que contiene hierro y molibdeno, y otra que solamente contiene hierro (Atlas y Bartha, 2002). Para el funcionamiento de la nitrogenasa se requiere de grandes cantidades de ATP y se inactiva en presencia de oxígeno (Travers, 2007). Una vez fijado el N-NH4+ en el suelo o sistemas acuáticos, hay dos caminos principales a seguir: 1) ser oxidado a nitrito/nitrato ó 2) ser asimilado por un organismo para su síntesis celular (Jaffe, 2000). Tanto el N-NH4+ como el N-NO3- pueden ser convertidos en compuestos orgánicos nitrogenados para la síntesis celular, a esto se le denomina Asimilación del Nitrógeno, la forma de N más utilizada en la asimilación es NH4+

(Vymazal, 2007). Otro proceso que se desarrolla en el ciclo del nitrógeno es la amonificación, donde el nitrógeno orgánico se convierte en ión amonio o amoniaco, luego, el ión amonio puede ser asimilado por numerosas plantas y microorganismos que lo incorporan en sus aminoácidos y a otros compuestos bioquímicos que contienen nitrógeno (Atlas y Bartha, 2002). En el agua residual, la liberación de nitrógeno amoniacal ocurre por compuestos nitrogenados simples como la urea. Cuando se presenta la oxidación de N-NH4+ a N-NO3- ocurre la Nitrificación (Pacheco et al., 2002), esta puede ser desarrollada por bacterias nitrificantes autótrofas o heterótrofas. En la nitrificación autótrofa, la acción catalítica de las bacterias se inhibe cuando existen condiciones de anoxia o una alta acidez (Massol, 1994) y es un proceso exotérmico (Atlas y Bartha, 2002). Se distinguen dos etapas:

(1) Nitritación: Es la oxidación del NH4+ a NO2 (Ecuación 3.6) por bacterias que pertenecen a las β-Proteobacterias, de los cuales se pueden mencionar Nitrosomonas, Nitrosococcus, Nitrosopira, Nitrosovibrio y Nitrosolobis (Jetten et al 1997; Ahn, 2006). La oxidación del amonio se realiza cuando la enzima amonio mono-oxigenasa transforma al amonio en hidroxilamina (Ecuación 3.7), y luego se convierte en nitrito, por medio de la hidroxilamina óxido-reductasa (Ecuación 3.8), esta etapa ocurre en ambientes con baja concentración de materia orgánica carbonácea y alto contenido de materia orgánica nitrogenada (Carrera, 2001), se produce el mayor consumo de oxígeno y el crecimiento bacteriano es muy bajo (Cervantes et al., 2000). 𝑁𝐻4+ + 1.5 𝑂2 → 𝑁𝑂2

− + 2𝐻+ + 𝐻2𝑂 Ecuación 3.6 𝑁𝐻4+ + 1

2𝑂2 → 𝑁𝐻2𝑂𝐻 + 𝐻+ Ecuación 3.7

𝑁𝐻2𝑂𝐻 + 𝐻+ + 𝐻2𝑂 → 𝑁𝑂2− + 𝐻2𝑂 + 𝐻+ Ecuación 3.8

(2) Nitratación: Es la oxidación del nitrito a nitrato (Ecuación 3.9) para la obtención de energía, intervienen géneros como Nitrospira, Nitrospina, Nitrococcus, Nitrocystis y Nitrobacter (Jetten et al.,


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1997; Ahn, 2006). La transformación de nitrito a nitrato se realiza mediante la acción de la enzima nitrito oxido-reductasa. 𝑁𝑂2− + 1

2𝑂2 → 𝑁𝑂3− Ecuación 3.9

Existen microorganismos heterótrofos como hongos (Aspergillus sp.) y bacterias (Arthrobacter sp. y Thiosphaera pantotroph), que pueden oxidar parcialmente el N-NH4+ a N-NO3- (Bitton, 1994; Jetten et al., 1997), en este proceso no ocurre la generación de energía acoplada como si ocurre en la nitrificación autótrofa; por lo tanto, la nitrificación heterótrofa es dependiente de la oxidación de sustratos orgánicos (Traver, 2007) y no ha sido muy destacada porque en comparación con la nitrificación autótrofa es más lenta (Bitton, 1994; Jetten et al., 1997; Atlas y Bartha, 2002), se recomienda cuando el agua residual tiene una relación DQO/N >1 (López y Torres, 2011). En ausencia de oxígeno los iones de nitrato (NO3-) pueden actuar como aceptores finales de electrones, este proceso se conoce como respiración del nitrato o reducción desasimilatoria de nitrato, donde el NO3- es reducido a N2 ó NH4+. Los tipos de reducción desasimilatoria de nitrato son: Desnitrificación heterótrofa, reducción desasimilatoria del nitrito y desnitrificación autótrofa (Atlas y Bartha, 2002). En la desnitrificación, el nitrato proveniente de la nitrificación puede pasar a nitrito nuevamente, luego se reduce a óxidos gaseosos como óxido nítrico (NO) y óxido nitroso (N2O), los cuales se pueden reducir a nitrógeno molecular (N2), se lleva a cabo por algunas bacterias aerobias obligadas en ausencia de oxígeno (Parés y Juárez, 1999; Jaffe, 2000, Kim et al., 2005). La primera desnitrificación completa con fósforoalta concentración de Oxígeno Disuelto (OD) fue observada en especies de Paracoccus. La desnitrificación aeróbia es una ventaja potencial porque ocurre en bioreactores aireados con la presencia de materia orgánica fácilmente biodegradable (Ahn, 2006; Bernat y Wojnowska-Baryla, 2007). Los factores limitantes para la desnitrificación aerobia son el oxígeno disuelto, la relación C/N, el pH y la temperatura; en especial los dos primeros (Bernat y Wojnowska-Baryla, 2007). Los desnitrificadores más aerobios son los organismos heterótrofos (Ahn, 2006). En la desnitrificación heterótrofa un sustrato orgánico, como metanol, etanol, ácido acético, glucosa, etc. actúa como fuente de energía (donador de electrones) y fuente de carbono, y en la desnitrificación autótrofa, la fuente de energía es inorgánica, como hidrógeno o compuestos reducidos de azufre, ácido sulfhídrico (H2S) o tiosulfato (S2O32-), la fuente de carbono también es inorgánica, este es el CO2 (Gonzáles, 2007; Decheco, 2011). La desnitrificación heterótrofa ha sido muy utilizada por su alta eficiencia y bajo costo; sin embargo, el carbono residual de este proceso causa diversos problemas para el tratamiento del agua potable, lo que convierte a la desnitrificación autótrofa en una buena alternativa (Decheco, 2011). En la desnitrificación autótrofa se desarrollan dos reacciones simultáneamente; la reducción de N-NO3 a N2 y la oxidación de compuestos de azufre (S2-, S2O32- o S0) a SO42-. Hay muchos microorganismos que pueden usar los compuestos de azufre como las bacterias reductoras de sulfato (Desulfovibrio, Desulfobacter, Desulfococcus,etc), pero pocos tiene la capacidad de llevar a cabo la desnitrificación autótrofa usando la reducción de compuestos de azufre como donador de electrones y el nitrato o nitrito como aceptor de electrones (Fajardo, 2011). Entre los microorganismos estudiados para la desnitrificación autótrofa se encuentran Thiobacillus denitrificans y Thiomicrospira denitrificans (Koenig et al., 2005), los cuales pueden llevar a cabo la sulfoxidación en condiciones aeróbias o anóxicas; también se reporta Thioalkalivibrio denitrificans que crece


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en ambientes anaerobios y básicos, utilizando el nitrito como aceptor de electrones (Decheco, 2011). Recientemente se conoce que Thiobacillus thiophilus es una bacteria que usa el tiosulfato y el nitrato para la desnitrificación autótrofa (Fajardo, 2011). A diferencia de la desnitrificación heterótrofa, la desnitrificación autótrofa elimina la necesidad de la adición de fuentes de carbono orgánico, consume alcalinidad y genera altas concentraciones de sulfato (Koenig y Lui, 2001). Para la eliminación del nitrógeno en agua residual, los procesos biológicos de nitrificación y desnitrificación se han presentado como alternativas muy efectivas, sostenibles y económicamente viables (Cervantes et al., 2000). En el tratamiento de agua residual los factores más importantes que afectan la nitrificación son la concentración de amonio/nitrito, el oxígeno, la temperatura, el pH y la relación DBO5/NTK, mientras que los factores que alteran la desnitrificación son la concentración de nitratos, las condiciones de anóxicas, la presencia de materia orgánica, la temperatura y los metales trazas (Pérez, 2006). En la Tabla 3.1 se observan las principales características que permiten diferenciar el proceso de nitrificación y desnitrificación en el tratamiento del agua residual. Tabla 3.1 Comparación de las características de los procesos de nitrificación y desnitrificación

Característica Nitrificación Desnitrificación Tipo de microorganismos Autótrofos Heterótrofos Velocidad de crecimiento d-1 h-1

Tipo de respiración Aerobia Anóxica Cambio de pH durante el proceso

Tendencia a la acidificación Tendencia a la alcalinización

Factores limitantes en el proceso

Baja concentración de O2, presencia de materia orgánica

Presencia de O2 en el medio, baja concentración de materia orgánica

(Fuente de electrones) Fuente: Cervantes et al. (2000) La oxidación anaerobia del N-NH4+ (ANAMMOX) es un proceso que consiste en la oxidación anaerobia del N-NH4+ a N2 en presencia del N-NO2- (Schmidt et al., 2003), es realizado por un solo microorganismo que produce gas dinitrógeno. Broad en 1977 basándose en cálculos termodinámicos predijo la existencia de una bacteria quimilitoautotrofa capaz de oxidar el amonio usando el nitrito como aceptor de electrones (Mulder et al., 1995; Fux et al., 2002; Fernández, 2010); luego, Mulder et al. (1995) confirmó la existencia del proceso ANAMMOX, el cual fue descubierto en una planta piloto desnitrificante con un reactor de lecho fluidizado. La estequiometria del proceso fue establecido de la siguiente manera (Ecuación 3.10) (Fux et al., 2002; Pozo et al., 2008): 1𝑁𝐻4+ + 1.32𝑁𝑂2− + 0.0666𝐻𝐶𝑂3− + 0.13𝐻+ → 1.02𝑁2 + 0.26𝑁𝑂3− + 0.066𝐶𝐻2𝑂0.5𝑁0.25 + 2.03𝐻2𝑂 Ecuación 3.10 Desde su descubrimiento, ANAMMOX ha sido ampliamente investigado como un método prometedor para la eliminación de nitrógeno, se ha aplicado exitosamente a escala de laboratorio, piloto y/o real para el tratamiento de agua residual con elevadas concentraciones de nitrógeno amoniacal como lixiviados, sobrenadante de lodos digeridos, industria porcina y farmacéutica, entre otras (Shalini y Kurian, 2012). Las bacterias ANAMMOX pertenecen al grupo monofilético de los planctomycetales, los cuales tienen lento crecimiento con tiempos de generación de semanas (Pérez, 2006). Se han identificado cinco bacterias del orden “Brocadiales”: Candidatus Kuenenia, Candidatus Brocadia, CandidatusJettenia, Candidatus Scalindua y Candidatus Anammoxoglobus. Muchos estudios han demostrado que las bacterias ANAMMOX existen en diferentes sistemas artificiales y naturales con poco oxígeno reducido, N-NO3- y NO2- disponibles, como


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sistemas de tratamiento de agua residual, ecosistemas marinos y continentales e incluso, en el hielo del mar. Por lo tanto, las fuentes de bacterias ANAMMOX son fáciles de encontrar (Jin et al., 2012). 3.4 Variables que influyen en los procesos de transformación de carbono y nitrógeno Carbono. Los compuestos orgánicos están formados generalmente por una combinación de carbono, hidrógeno y oxígeno, otros compuestos que pueden estar presente son el nitrógeno, el fósforo, el hierro, entre otros (Metcalf y Eddy, 2003). La reducción de carbono en ambientes aerobios está relacionada con los procesos de catabolismo y anabolismo. La eliminación de carbono es realizada por organismos quimioheterótrofos los cuales oxidan un compuesto orgánico para obtener energía, generan CO2

y, en ciertos casos, otros productos (Contreras, 2006). De la disponibilidad de carbono orgánico depende el proceso de desnitrificación realizada principalmente por las bacterias heterótrofas, pues este compuesto sirve como fuente de energía y donador de electrones; por lo tanto, una amplia variedad de carbono orgánico puede satisfacer los requisitos de desnitrificación. La selección del carbono orgánico en el diseño del proceso de desnitrificación depende de tres factores: Disponibilidad del carbono orgánico, la velocidad de reacción, y los costos (Lin et al., 2009). La fuente de carbono más usada ha sido el metanol debido a su bajo costo y su alta velocidad de desnitrificación (Komorowska et al. 2006; Lin et al., 2009) Relación C/N. El contenido de carbono-nitrógeno en el agua residual determina el tipo de bacteria que predominará en el sistema. La relación C/N en un agua residual domestica típica está entre 5 y 10 gDQO.gN-1

(Contreras, 2006). Cuando la porción de nitrógeno aumenta se favorece el crecimiento de microorganismos autótrofos y disminuyen los microorganismos heterótrofos (Villaseñor, 2001; Carrera, 2001). La relación C/N es uno de los factores críticos que inciden en la eficiencia de la nitrificación, ya que el aumento de la relación C/N puede retrasar la acumulación de las bacterias nitrificantes, especialmente oxidantes de NO2, las cuales a su vez pueden generar un largo periodo de arranque para la estabilización de la nitrificación completa, debido a la competencia por el oxígeno disuelto y espacio en la biopelícula (Lin et al., 2009). Nitrógeno. En los sistemas de tratamiento biológico de agua residual es indeseable la acumulación de nitrito, debido a la mayor actividad de bacterias oxidantes de nitrógeno amoniacal que las bacterias oxidantes de nitrito (Vadivelu et al., 2007; Breisha y Winter, 2010). Se ha encontrado que factores como el pH, la temperatura, concentraciones de metales pesados, OD y CO2 influyen en la acumulación de nitrito; sin embargo, se considera que el NH3 Libre es la causa principal de la acumulación de nitrito. De igual forma se ha reportado que tanto la oxidación del amonio como el nitrito son inhibidas por el NH3 Libre. La inhibición de la oxidación de nitrito por Nitrobacter comienza con una concentración entre 0,1 y 1,0 mg NH3 Libre.L-1; mientras, la oxidación de nitrógeno amoniacal por Nitrosomonas se inhibe entre 10 y 150 mg NH3 Libre.L-1, lo que permite la inhibición selectiva de la oxidación de nitrito en un intervalo de 1,0 y 10 mg NH3 Libre.L-1 (Breisha y Winter, 2010). Vadivelu et al. (2007) señala que el NH3 Libre tiene un efecto inhibidor sobre la capacidad respiratoria de Nitrobacter. El exceso de la concentración de nitratos afecta el proceso de desnitrificación porque inhibe la formación de N2, causando que el proceso termine con la formación de N2O. La desnitrificación biológica en agua residual con alta concentración de nitrato es un proceso lento. Para aumentar la tasa de desnitrificación, se deben optimizar parámetros tales como pH, temperatura, relación DQO/N-NO3 y concentración de biomasa. La aclimatación del lodo para agua residual con altos contenidos de nitratos es uno de los métodos utilizados para lograr un adecuado tratamiento. En esta aclimatación se manipulan las tasas de crecimiento de las bacterias tolerantes (Respiradoras de nitrato y desnitrificadoras) e intolerantes al nitrato, para obtener el


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equilibrio de las comunidades microbiológicas deseadas sometiéndolas a una concentración de nitrato controlada (Breisha y Winter, 2010). Fósforo. El fósforo (P) es un nutriente esencial para el crecimiento de algas y bacterias, la forma más usual de este compuesto en el agua residual son ortofosfato, polifosfatos y fosfatos orgánicos (Romero, 2000; Villaseñor, 2001; Metcalf y Eddy, 2003). Las especies de ortofosfatos como PO4-3, HPO4-, HPO4-2 y H3PO4 son aptas para el metabolismo microbiano. Los Polifosfatos pueden sufrir hidrólisis a ortofostatos en soluciones acuosas, pero de forma lenta. En el agua residual domestica el fósforo orgánico es de poca importancia pero en agua residual industrial puede adquirir mucha importancia (Metcalf y Eddy, 2003; Orozco, 2005). La eliminación biológica del fósforo se logra combinando una fase aerobia y otra anaerobia, lo cual hace que se reduzca simultáneamente el fósforo y la materia orgánica. También se pueden combinar procesos de nitrificación-desnitrificación (Ferrer y Seco, 2008); sin embargo, la presencia de nitratos en condiciones anaerobias hace que la liberación de P se vea inhibida debido a que actúa como aceptor de electrones y produce una respiración aerobia a base de nitratos generando la bioacumulación de fósforo, lo cual disminuye el rendimiento de la eliminación de fósforo y la captación de la materia orgánica en condiciones anaerobias (Rodrigo et al., 1999; Castillo y Tejero, 1999). pH. El pH es una medida relativa de la alcalinidad y la acidez del agua (Orozco, 2005). Cuando el pH es menor a 6 favorece el crecimiento de hongos sobre las bacterias. A pH alto predomina el nitrógeno amoniacal en forma no iónica (NH3) y es tóxico; el cual se puede remover con el arrastre de aire en especial en pH entre 10,5 y 11,5. El poder bactericida del cloro aumenta cuando el pH es bajo. En general, el rango de pH para procesos de tratamiento biológicos está entre 6,5 y 9,0 (Spellman, 2009). El pH óptimo para la nitrificación está entre 7,8 y 8,0 unidades, valores superiores pueden inhibir la actividad de las bacterias nitrificantes. Para fines de diseño, se debe considerar que un pH por debajo del intervalo neutral disminuye significativamente la tasa de nitrificación; por lo tanto, para mantener la estabilidad del rendimiento es mejor conservar el pH entre 6,5 y 8,0 (Lin et al., 2009). Por otro lado, la desnitrificación puede ocurrir en un rango de pH entre 3,9 y 9,0 (Lin et al., 2009). A pesar de este amplio rango, la mayoría de las bacterias desnitrificantes crecen mejor a pH entre 6 y 8, siendo que el proceso se inhibe cuando el pH es menor a 5 (Breisha y Winter, 2010). Además, cuando el pH es menor a 6 se acumula ácido nitroso que puede ser muy tóxico para las bacterias y a un pH ligeramente alcalino el nitrato es convertido a N2 (Cervantes et al., 2000). Oxígeno Disuelto. Los microorganismos dependen del Oxígeno Disuelto (OD) para mantener los procesos metabólicos, obtener energía y efectuar su reproducción (Orozco, 2005). En sistemas para la reducción de materia orgánica carbonácea como el de lodos activados, se recomienda que el OD se mantenga entre 1 y 3 mg.L-1 (Spellman, 2009). Para sistemas nitrificantes las limitaciones en la cantidad de OD reducen la nitrificación y pueden presentarse por la falta de difusión de oxígeno a través de los flóculos y la competencia de los organismos heterótrofos por el oxígeno (Avendaño, 2011). El requerimiento de OD en reactores de crecimiento suspendido es menor (2,0 a 5,0 mg .L-1) que en reactores de crecimiento adherido y el OD para este último debe estar alrededor de 70% del oxígeno de saturación para evitar la limitación en la transferencia de oxígeno a la biopelícula (Lin et al., 2009).


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Las bacterias desnitrificantes son facultativas y prefieren el oxígeno sobre el nitrato como aceptor final de electrones; sin embargo, en ausencia de oxígeno utilizan rápidamente los óxidos de nitrógeno como aceptor final de electrones (Breisha y Winter, 2010). Por eso el OD es muy importante en el éxito del proceso de eliminación de nitrógeno, debido a que una alta concentración de OD es crucial en la nitrificación para la oxidación del N-NH4+ y N-NO2- (van Hulle et al., 2010), pero tiene una influencia negativa sobre la desnitrificación biológica. El OD puede inhibir la desnitrificación porque el oxígeno funciona como aceptor de electrones de los microorganismos por encima del nitrato y en condiciones aerobias reprime las enzimas implicadas en la desnitrificación (Breisha y Winter, 2010). La tasa de desnitrificación aumenta cuando la concentración de OD se encuentra entre 0,2 a 0,8 mg.L-1 (Bernat y Wojnowska-Baryla, 2007) y se reduce cuando es mayor a 1,0 mg.L-1 (Lin et al., 2009). Alcalinidad. La alcalinidad del agua es una medida de la capacidad de neutralizar ácidos, esta puede generarse por hidróxidos, carbonatos y bicarbonatos de elementos como el calcio, sodio, magnesio, potasio o de amonio. La alcalinidad previene los cambios bruscos del pH, lo cual es importante en el tratamiento químico del agua residual, la reducción biológica de nutrientes y eliminación de amoniaco mediante arrastre por aire (Metcalf y Eddy, 2003). Los iones de hidrógeno producidos durante el proceso de nitrificación dan lugar a la pérdida sustancial de alcalinidad (Haffman et al., 2007; Avendaño, 2011), otros efectos negativos son la destrucción de los flóculos de lodos activados y la pérdida de biomasa activa. La alcalinidad final después de un proceso biológico de nitrificación depende de la alcalinidad natural y la concentración de amoniaco del agua residual. Se recomienda una alcalinidad superior de 75 mg CaCO3.L-1 para impedir el aumento del pH durante la operación. En la ecuación (3.11) se observa que cuando ocurre la oxidación del NH4+ a NO3- en el proceso de nitrificación se produce el consumo de la alcalinidad (Carrera, 2001), la oxidación de un mg de N-NH4+ consume 7,14 mg de alcalinidad, expresada en CaCO3 (van Haandel y Marais, 1999), lo cual puede reducir el pH afectando la tasa de crecimiento de los microorganismos responsables de la oxidación (von Sperling, 2012).

𝑁𝐻4+ + 1.83𝑂2 + 1.98𝐻𝐶𝑂3− → 0.21𝐶2 𝐻7𝑁𝑂2 + 1.04𝐻2𝑂 + 0.98𝑁𝑂3− + 1.88 𝐻2𝐶𝑂3 Ecuación 3.11

En el caso del proceso de desnitrificación, el pH incrementa debido a que la concentración de la alcalinidad se aumenta y la concentración de ácido carbónico disminuye. En la ecuación (3.12) se representa la reacción de la desnitrificación heterótrofa utilizando el metanol como fuente de carbono orgánico, en esta reacción por cada mg de N-NO3- reducido se genera 3,57 mg CaCO3 (Claros, 2012). 6𝑁𝑂3− + 5𝐶𝐻3𝑂𝐻 → 3𝑁2 + 5𝐶𝑂2 + 7𝐻2𝑂 + 6𝑂𝐻− Ecuación 3.12 Contrariamente a la desnitrificación heterotrófa, la desnitrificación autótrofa consume alcalinidad y genera altas concentraciones de sulfato (Koenig y Liu, 2001). Para la reducción de 1 mg de N-NO3 se requiere 2,5 mg de azufre y 5 mg CaCO3, se genera 7,5 mg de SO4- y muy poca biomasa (Pozo, 2008). Temperatura. La temperatura del agua es un parámetro muy importante debido a que altera la concentración de saturación del oxígeno disuelto, la velocidad de reacciones químicas y la actividad microbiana (Metcalf y Eddy, 2003). El rango óptimo para el crecimiento de las bacterias nitrificantes está entre 28°C y 32°C (Avendaño, 2011). Se ha encontrado que las bajas temperaturas reduce la eficiencia de la nitrificación pero que al aumentar del tiempo de retención celular (TRC), la nitrificación se hace más efectiva (Komorowska et al. 2006, Avendaño, 2011).


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La temperatura entre 28 y 38°C favorece la eliminación de nitrógeno vía nitrito donde la tasa de crecimiento específico de las Bacterias Oxidantes de Amonio es mayor que las Bacterias Oxidantes de Nitrito, siendo 30°C la temperatura óptima para la eliminación de nitrógeno vía nitrito (Breisha y Winter, 2010). El rango de temperatura para la desnitrificación es de 5 a 75°C, por encima de 50°C la descomposición química del óxido nítrico puede ser significativa (Lin et al., 2009). En el proceso Anammox se reporta que la temperatura óptima está entre 30 y 40°C y la temperatura de 45°C puede provocar una irreversible disminución de la actividad de las bacterias ANAMMOX debido a la lisis de biomasa (van Hulle et al., 2010). Sustancias toxicas o inhibitorias. En el tratamiento biológico de agua residual son de cuidado las sustancias corrosivas, cianuros, metales y fenoles, debido a que causan la destrucción de las bacterias e interrumpen los procesos de autodepuración (Dávila, 2009). La nitrificación puede ser afectada por la presencia de compuestos orgánicos, como los ácidos grasos volátiles. Cuando la eficiencia en la eliminación de carbono es baja, éstos pueden pasar al reactor nitrificante e inhibir gradualmente el proceso (Martínez, 2003). Otras sustancias inhibitorias en la nitrificación son la mayoría de los metales pesados; Madoni et al. (1999) evaluó en una planta de nitrificación a escala real de lodos activados, la inhibición de las bacterias heterotrófa y nitrificantes por metales pesados y se concluyó que el orden inhibitorio de los metales pesados es Cd> Cu> Zn y Pb> Cr. 3.5 Sistema de lodos activados El proceso de lodos activados fue desarrollado en Inglaterra en 1914 por Arden y Lockett (Mesa y Ponce, 2004), el diseño del sistema de lodos activados se realizaba de forma empírica y solo a comienzos de los años sesenta, se desarrolló una solución más racional para el diseño del sistema (Sánchez, 2005). El sistema convencional de lodos activados está compuesto por un tanque de aireación y un sedimentador. En el tanque de aireación se lleva a cabo una mezcla o agitación que se efectúa por medios mecánicos y tiene dos funciones: 1) Producir mezcla completa entre microorganismos y agua residual (Licor mixto) y 2) Agregar oxígeno al medio (Sánchez, 2005); en este tanque se produce la adsorción, floculación y oxidación de la materia orgánica disuelta, aquí se debe asegurar una concentración mínima de oxígeno disuelto de 1 a 2 mg.L-1. Después, en el sedimentador, la fase liquida (agua tratada) se separa de los sólidos floculentos formados en el tanque de aireación. El material celular contenido en el licor mixto se sedimenta y una parte se recircula al tanque de aireación, con el fin de mantener una elevada concentración de microorganismos en el interior del reactor, la otra parte se elimina mediante una purga (Mesa y Ponce 2004; Rodríguez et al., 2006). De acuerdo con Ferrer y Seco (2008) los lodos en exceso o purgados y los que se recirculan se denominan “lodos activados”, los cuales contienen los microorganismos que realizan la depuración biológica del agua residual. En la Figura 3.5 se observa el esquema del sistema.


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Figura 3.5 Proceso convencional de lodos activados Adaptado de Rodríguez et al. (2006)

En la Tabla 3.2 se presentan las diferentes modalidades de lodos activados, que se pueden clasificar de acuerdo con la concentración de sustrato, la relación A/M, la disponibilidad de nutrientes y el tipo de flujo, entre otros (Rodas y Brand, 2011). En la Tabla 3.3 se presenta una descripción general de las principales variables de operación y diseño y los valores más utilizados, estos rangos han surgido del estudio de la teoría y la experimentación, los cuales han demostrado que en la práctica el sistema funciona bien. Tabla 3.2 Modalidades del sistema de lodos activados

Modificación del proceso Tipo de Flujo Sistema de

aeración Eficiencia

reducción de DBO5 (%)

Aplicaciones

Convencional Pistón Aireadores mecánicos, Sopladores (Blowers)

85-95 Agua residual doméstica, susceptibles a variaciones de cargas.

Completamente mezclado

Completamente mezclado 85-95 Aplicación general, resistentes a

cargas, aeradores de superficie.

Aeración Extendida Pistón 75-95 Para comunidades pequeñas, plantas paquete y cuando se requiere nitrificación. El proceso es muy flexible.

Estabilización por contacto Pistón 80-90 Expansión de los sistemas

existentes

Proceso Kraus Pistón Difusores

85-95 Residuos muy resistentes de bajo contenido de nitrógeno

Aeración graduada Pistón 60-70 Para calidad intermedia del efluente y cuando no importa el contenido de SSV en el efluente

Alimentación por etapas Pistón 85-95 Aplicación general en gran variedad

de residuos Fuente: Metcalf y Eddy (1995)

Agua Residual

Efluente Final Sedimentador

secundario

Aireación

Reactor Afluente +

Recirculación de Lodos

Purga de Lodos

Recirculación de Lodos

Tabla 3.3 Parámetros de operación y diseño para la reducción de materia orgánica carbonácea en sistemas de lodos activados convencinales

Variable Descripción Ecuación de Cálculo Unidades Valores

recomendados Tiempo de retención hidráulico neto (TRHNeto)

Tiempo promedio que el sustrato es sometido a tratamiento en el tanque. 𝑇𝑅𝐻𝑁𝑒𝑡𝑜 =

𝑉𝑄

h 4-8

Tiempo de retención nominal (TRHnominal)

Es el tiempo de retención hidráulico teniendo en cuenta la recirculación de lodo. 𝑇𝑅𝐻𝑁𝑜𝑚𝑖𝑛𝑎𝑙 =

𝑉𝑄 + 𝑄𝑟

h Depende de Qr

Tiempo de Retención celular (TRC ó θc)

Tiempo en que las partículas de biomasa permanecen en el reactor antes de ser desechadas. Es el más se ha utilizado para el control de la carga orgánica (F/M).

𝜃𝐶 = 𝑉𝑋

𝑄 𝑊𝑋𝑊 + 𝑄𝑒𝑋𝑒 d 5 - 15

Carga orgánica aplicada expresada como relación alimento microorganismos (F/M)

Cantidad de materia orgánica aplicada diariamente por unidad de biomasa. Elevados valores de F/M corresponden a bajos θc y viceversa.

𝐹𝑀

==𝑆 ∗ 𝑄𝑋 ∗ 𝑉

=𝑆

𝑉 ∗ 𝑡𝑑

kg DBO5.(kg SSVL.d)-1 0,2-0,6

Carga orgánica aplicada expresada como Carga orgánica volumétrica (Lvo COV)

Cantidad de materia orgánica aplicada por unidad de volumen del reactor. 𝐿𝑉 =

𝐷𝑄𝑂 ∗ 𝑄V

=𝑆 ∗ 𝑄𝑉

=𝑆𝑇𝑑

kg DQO (m3.d)-1 0,3-2,0

Coeficiente de Retorno o Tasa de recirculación (R)

Es la correlación del caudal de retorno de lodos del sedimentador secundario y el caudal neto a tratar. Entre más concentrado sea el lodo menor será su tasa de recirculación.

𝑅(%) =𝑄𝑟𝑄

% 0,25-100

Concentración de sólidos en el licor mixto

Contienen material inerte al igual que células vivas y muertas, se considera que la porción volátil de los sólidos (SVSLM) constituida de la masa activa representa el 80% de los SSLM

Caracterización del sistema mg SSVLM.L-1 1500-6000

Índice volumétrico de lodos (IVL)

Indica la asentabilidad del lodo, que es la capacidad de separación de la biomasa y el licor mixto.

𝐼𝑉𝐿 =𝑉𝑋

mL.g-1 <100

* Para reactores de flujo pistón y completamente mezclados V =Volumen del reactor, Q = Caudal del afluente sin recirculación, Qw = Caudal de purga de lodos, Qe = Caudal efluente, Qr= Caudal de recirculación, X = Concentración de biomasa en el reactor, Xe = Biomasa en el efluente del sedimentador secundario, S = Sustrato orgánico en mg.L-1 de DQO.

Fuente: Orozco (2005); Vásquez (2009); Henry y Heinke (1999)


29

En la Figura 3.6 se muestra el diagrama del sistema, donde el agua residual se mezcla con el lodo recirculado en un tanque de aireación llamado Reactor de Contacto, con TRHNeto 0,5 a 1,5 h (Gujer y Jenkis, 1975), en este periodo gran parte de los sólidos en suspensión y material contaminante (disuelto y coloidal) son absorbidos y adsorbidos (Benefield y Randall, 1980), luego en el sedimentador secundario, los lodos asentados que contienen la mayor parte de los sólidos adsorbidos pasan a otra etapa de aireación en un reactor denominado Reactor de Estabilización, con TRHNeto de 2 a 6 h (Metcalf y Eddy, 2003), en este tanque se promueve la oxidación y biodegradación de la materia orgánica adsorbida. Una parte del lodo recirculado del sedimentador secundario es purgada para mantener la concentración de sólidos requerida en los dos tanques (Ferrer y Seco, 2008). Se ha demostrado que la modalidad de estabilización por contacto opera bien con agua residual doméstica e industrial con altas cargas orgánicas (Metcalf y Eddy, 2003).

Figura 3.6 Proceso biológico de estabilización por contacto Fuente: Rodríguez et al., 2006

3.5.1 Experiencias con sistemas de lodos activados para la reducción de materia orgánica carbonácea y nitrógeno

Se pueden encontrar varias experiencias en la implementación de sistemas de lodos activados para la reducción de materia orgánica carbonácea y nitrógenada, entre ellas se encuentra la reportada por Gujer y Jenkis (1975), los cuales proponen el modelo de nitrificación de lodos activados en la modalidad de estabilización por contacto. Los autores indican que en comparación con el proceso convencional, el proceso de estabilización por contacto tiene una mayor flexibilidad de diseño, porque cuenta con dos variables adicionales de diseño (α, F/M), así como es posible optimizar separadamente la reducción de la materia orgánica y la nitrificación. Se reportan eficiencias de nitrificación entre el 30 y 80 %, de igual forma se expone que debido a que en el tanque de estabilización se presenta la oxidación del N amoniacal, es posible promover la desnitrificación mediante la reducción del suministro de aire en el tanque de contacto, en el punto donde el efluente del tanque de estabilización y el agua residual de entrada se mezclan. Por lo tanto, el diseño del proceso de estabilización por contacto puede ser refinado para proporcionar la desnitrificación sin la adición de cualquier fuente externa de carbono.

Efluente

Aireación

Reactor

Sedimentador

Secundario

Afluente

Purga de Lodos

Aireación

Recirculación de Lodo

Afluente + Recirculación de

Lodo


30

Hao y Huang (1996) evaluaron la combinación de zonas aerobias y anóxicas en el proceso de lodos activados para la eliminación de nitrógeno en la planta de tratamiento de agua residual doméstica de la ciudad de Laurel, Estados Unidos. Los autores reportan que para tiempos de retención celular (TRC) de 7, 10, 15 y 20 días, una concentración de DQO entre 200 y 250 mg.L-1 y nitrógeno total Kjeldahl (NTK) entre 30 y 40 mg.L-1, la eficiencia de reducción de DQO osciló entre 89 y 93%, y la de nitrógeno total entre 72% y 83% en los diferentes TRC evaluados. Además, indican que es factible usar el pH y el potencial de Oxido-Reducción como parámetros de control para esta alternativa de lodos activados. Al-Sa´ed y Zimmo (2004) examinaron a escala piloto el proceso de estabilización por contacto en la planta de tratamiento de agua residual del campus de la Universidad de Birzeit-Palestina durante dos años, el caudal de agua residual a tratar fue 60 m3.d-1 con DQO 488 mg.L-1, SS 300 mg.L-1 y N-NH4+ 58 mg.L-1. Se encontraron eficiencias de reducción de DQO y SS del 85% mientras que el 70% del N-NH4+ afluente fue nitrificado; solo el 42% de nitrato fue desnitrificado biológicamente. Adicionalmente, se encontró que cuando la temperatura pasa de 15°C a 10°C, la tasa de nitrificación disminuye. Las tasas de nitrificación obtenidas fueron bajas, en comparación con las obtenidas en un sistema de zanjas de oxidación y de lodos activados convencional, las causas atribuidas es la hidrólisis extensiva de la biomasa en el tanque de estabilización, o una baja concentración de sólidos suspendidos del licor mixto (SSLM) o una baja edad de lodos. Downing y Nerenberg (2008) investigaron la reducción de nitrógeno en un sistema hibrido de lodos activados que incorporó membranas variando las condiciones de carga, el área de las membranas estuvo entre 1.900 y 1.400 cm2, con TRH de 9 h y 18 h, DBO5 entre 40 y 140 mg.L-1 y N-NH4+ entre 12 y 20 mg.L-1. Los resultados indicaron que la eliminación nitrógeno total mejora con el incremento de la DBO5 afluente, la mayor parte del N-NH4+ fue desnitrificado. Adicionalmente, se demostró que las bacterias oxidantes de N-NH4+ predominaron a lo largo de la biopelícula, mientras que las bacterias oxidantes de nitrito sólo estuvieron presentes en las regiones más profundas de la biopelícula, donde la concentración de oxígeno estaba por encima de 2 mg.L-1. La desnitrificación se produjo principalmente en la fase de suspensión, en lugar de la biopelícula, disminuyendo la posibilidad de contaminación biológica. Cuando las concentraciones de DBO5 afluente fueron lo suficientemente altas, se produjo desnitrificación completa, con una reducción del nitrógeno total del 100%. Se indica que este proceso es muy apropiado para lograr buenas eficiencias de reducción de DBO5 y Nitrógeno total.

3.6 Sistemas híbridos para el tratamiento de agua residual doméstica

Los sistemas de tratamiento biológico se pueden clasificar en dos grupos, de acuerdo con el tipo de crecimiento de la biomasa dentro del reactor: crecimiento suspendido y crecimiento fijo. La unión de estos dos tipos de crecimiento de biomasa originan el sistema hibrido (Figura 3.7). Este tipo de sistema puede comprender unidades separadas (o sistema combinado múltiple); por ejemplo, filtro biológico y lodos activados, y también puede combinar la biomasa fija y suspendida en un único reactor por medio de la introducción de un material de soporte en el sistema de lodos activados (Santos, 2007; Lamego, 2008). Los procesos biológicos híbridos han sido desarrollados para mejorar el rendimiento de los sistemas de lodos activados convencionales, los sistemas híbridos proporcionan mayor estabilidad, mayor concentración de biomasa y reducción del volumen del tanque de aireación (El-Fadel et al., 2002).


31

Figura 3.7 Clasificación de los tratamientos biológicos de agua residual. Adaptado de Lamego (2008)

También, se ha encontrado que los sistemas híbridos mejoran la reducción de DQO y la decantación de sólidos; hace que la eficiencia de nitrificación sea independiente del tiempo de retención de sólidos de la biomasa en suspensión (Gebara, 1998; Santos, 2007; Lamego, 2008), elimina el crecimiento excesivo de microorganismos filamentosos (Gebara, 1998) y favorece la estabilidad y resistencia a las cargas choque (Melcalf y Eddy, 2003). Según Muller (1998) los sistemas híbridos tiene la ventaja de ser incorporados a las plantas de tratamiento biológicas existentes para la eliminación de nitrógeno, al igual que diseñar plantas más compactas y en consecuencia reducir los costos de implementación y operación. Sin embargo, de acuerdo con Mesa y Ponce (2004), una desventaja es que como los diseños de los sistemas híbridos son empíricos debido a su complejidad y la compresión de la actividad de la biopelícula, se requieren estudios que establezcan parámetros confiables de diseño. Los materiales de soporte para sistemas híbridos que se pueden usar son de diferentes tipos: granulados sin forma (Piedra) o con forma (Anillos Rasching), placas de diferentes materiales, cuerdas, varas, bloques porosos regulares (Tubos plásticos unidos), etc. (Mesa y Ponce, 2004). Las piezas de plástico como medio de soporte pueden tener diferentes formas y tamaños y pueden estar hechas de diversos materiales plásticos, siendo el polietileno de alta densidad el plástico más utilizado. Los plásticos porosos como el hule de espuma o espuma de poliuretano expandido, han causado algunos problemas de abultamiento en plantas de lodos activados limitándose su uso, la ventaja de este material es que debido a su alta porosidad permite el desarrollo de los microorganismos dentro del material y sobre su superficie, el golpeteo entre las piezas no erosiona las superficies con microorganismos permaneciendo siempre expuestos al intercambio de nutrientes (Gonzales et al., 2002). A continuación se presentan las características que deben tener un medio de soporte; se resalta que la selección del material de soporte depende del propósito del tratamiento, de las limitaciones del diseño y del mantenimiento de la planta (Mesa y Ponce, 2004):

Lodos activados Lecho Fijo

Lecho Lagunas

Multietapas Reactor único

Reactores

Procesos Biológicos

Cultivo Fijo Cultivo en suspensión


32

a. Buena adherencia para la biopelícula. b. Amplia superficie especifica. c. Poca resistencia al flujo del agua. d. Suficiente resistencia mecánica a la torsión, destrucción, abrasión y durabilidad. e. Tamaño granular uniforme o espaciamiento uniforme de placas, las cuales deben permitir la

uniformidad del flujo por medio del lecho. f. Gravedad especifica muy similar a la del agua, para que evitar la sobrecarga de las estructuras

sumergidas o sobre el fondo del tanque. g. Facilidad en su transporte, fabricación y construcción. h. Alta porosidad individual y en conjunto para el relleno. i. Elevada capacidad para atrapar los sólidos en suspensión. j. Bajo costo y suministro aceptable. k. Estabilidad química y biológica; además, elevada resistencia a los cambios de calidad. l. Inerte.

Aunque es deseable que los medios de soporte tengan una gran adherencia, esta característica puede generar problemas de atascamiento por la acumulación de biopelícula o dificultad en el desprendimiento en el lavado. Algunos de los factores que influyen en la adherencia son: forma y rugosidad superficial, composición elemental del material de soporte (Factores físico-químicos), estructura microscópica, carga eléctrica y el contacto del agua (Muller, 1998). Entre las características hidráulicas más importantes del medio de soporte se encuentran la porosidad y el área superficial especifica. La porosidad del material de soporte afecta el tiempo de retención hidráulico, y la pérdida de carga a lo largo del lecho hace que disminuya la porosidad. El área superficial específica usada para un medio sumergido no excede de 100 m2.m-3. La superficie específica regula la cantidad de biopelícula que puede mantener por unidad de volumen. Entre mayor sea la superficie especifica del medio mejor será la eliminación de sólidos suspendidos, pero producen el aumento de las pérdidas de cargas por atascamiento, por lo cual se requiere más energía para que el agua fluya a través del medio con una velocidad adecuada (Mesa y Ponce, 2004).

3.6.1 Experiencias con sistemas híbridos para el tratamiento de agua residual domestica Jianlong et al. (2000) evaluó el efecto de diferentes cargas orgánicas sobre el rendimiento de un reactor biológico híbrido con crecimiento en suspensión y adherido usando agua residual domestica proveniente de la estación de agua residual de la Universidad de Tsinghua en Beijing, China. Se utilizó espuma de poliuretano como medio de soporte para el crecimiento adherido, las dimensiones del cubo de espuma fueron 10 mm de largo, 10 mm de ancho y 10 mm de profundidad, y la cantidad del medio poroso represento del 15 al 30% del volumen del tanque. Las cargas orgánicas evaluadas fueron 0,76, 1,46 y 3,04 kg DQO.m-3.d-1 y se encontró que la eficiencia de reducción de DQO (90,3%, 87,3% y 83,7, respectivamente) disminuyó proporcionalmente con el aumento de las cargas orgánicas aplicadas; sin embargo, se encontró que se puede eliminar más del 80% de DQO con una carga orgánica de aproximadamente 3,5 kg DQO.m-3.d-1 lo que indicó que el sistema híbrido fue muy eficiente. Además, la concentración de la biomasa adherida incrementó con el aumento de la carga orgánica, por otra parte, la biomasa suspendida predominó en todas las cargas orgánicas aplicadas al reactor, lo que sugiere que la biomasa adherida jugó un papel importante en la eliminación de la DQO. El-Fadel et al. (2002) presentaron un modelo matemático de un sistema hibrido con crecimiento adherido y suspendido a escala laboratorio para evaluar la sensibilidad del proceso en estado estacionario con diferentes variables que pueden influir en el sistema. El bioreactor fue operado durante 2 meses usando agua residual


33

sintética. En el proceso estacionario se definieron las siguientes variables para los parámetros cinéticos: (1) Concentración de sustrato efluente, (2) La biomasa suspendida en el medio líquido, (3) DBO5 del efluente, y (4) la concentración de sustrato de la biopelícula. Con los resultados experimentales se confirmó la exactitud de los modelos matemáticos utilizados para predecir el rendimiento del sistema. La adición de medios de soporte para el crecimiento adherido mostró efectos positivos sobre la reducción de DBO5 de 72,5% a 97,5% y la eficiencia de reducción de DQO entre 71,9 y 96,9%, este hecho permite la reducción del volumen del tanque de aireación. El análisis de sensibilidad mostró que los principales parámetros cinéticos que afectaron el proceso estacionario fueron K y Ks. El análisis identificó limitaciones en los parámetros cinéticos; por ejemplo, los valores de k debe ser entre 2 y 3 d-1 y los valores de Y entre 0,4 a 0,45 mg.mg-1. Saldariaga et al. (2009) operaron un sistema UCT hibrido modificado a escala laboratorio, compuesto por una cámara anaerobia, una anóxica y una aerobia conectadas en serie, el sistema contó con la presencia de material de soporte anoxkaldnes y medio de polietileno tipo granular en la cámara aerobia. El TRH varió entre 10 y 18 horas y el TRC fue de 15 d, se usó agua residual sintética con una composición similar al agua residual domestica para evaluar la eliminación simultánea de C, N y P. En este estudio evaluaron dos tipos de agua residual sintética con diferentes fuentes de carbono: Medio I con una mezcla de peptona y extracto de carne y Medio II con acetato de sodio y ácido acético. En ambos medios se lograron eficiencias de reducción de 90% y 85% para DQO y N respectivamente. En la eliminación de P, el medio II mostró un mejor comportamiento alcanzando eficiencias por encima del 95%. La utilización de un soporte de partículas plásticas desarrollo una biopelícula nitrificante y mejoró la estabilidad del sistema contra las perturbaciones que se produjeron en el reactor. Lo et al. (2010) investigaron la contribución del crecimiento adherido y suspendido en la transformación de Nitrógeno y emisiones de N2O en un Reactor en Batch Secuencial (SBR) con un sistema híbrido que combina ambos tipos de crecimiento. Se usó agua residual sintética con DQO de 550 mg.L-1, NT de mg N.L-1, y PT de 12 mg.L-1. La eliminación de NT fue 49.5% para crecimiento adherido, 26,7% para crecimiento suspendido y 71,5% para el sistema híbrido. La eficiencia en la nitrificación y desnitrificación simultáneas fue del 75,9% para el sistema híbrido, 41,0% para crecimiento adherido y 16,7% para crecimiento suspendido. Se encontró que en el sistema híbrido, la nitrificación se produjo principalmente en el crecimiento suspendido y la desnitrificación en el crecimiento adherido. La eliminación del nitrógeno en general fue favorecida con la interacción de la biopelícula y el lodo en suspensión en el mismo reactor, lo cual mejoró el rendimiento de la nitrificación y desnitrificación simultánea. De acuerdo con los balances de masa de nitrógeno, el principal producto final del crecimiento adherido fue el N2, mientras que para el crecimiento suspendido y el sistema híbrido fue el N2O. En la Tabla 3.4 se muestran las condiciones operacionales con las que se han operado algunos sistemas híbridos.

Tabla 3.4 Condiciones operacionales de los sistemas híbridos

Autor Reactor y Volumen Sustrato (mg.L-1) Material de soporte

Carga Aplicada kg.m.3.d-1

TRH (h)

% Eficiencia de eliminación Observaciones

Gebara et al. (1998)

Lodos activados Hibrido Volumen = 28 L

Agua residual sintética (DQO= 337 mg.L-1)

Red plástica Red plástica= 160 celdas Área superficial de la celda = 4,5 cm2

6-7 DBO5 0 Redes = 72,5% 6 Redes= 90 % 12 Redes= 95 % 18 Redes= 96,25 % 24 Redes= 97,50 % Sedimentación 6 Redes= 68 % 12 Redes= 74 % 18 Redes= 78 % 24 Redes= 89 %

Flujo Continuo

Li et al. (2000) Reactor en batch secuencial con biopelicula (Biofilm sequencing batch reactor) Volumen = 18 L

Agua residual sintética

Fibras Área superficial = 2,66 m2.L-reactor-1 Preinchamiento= 30%

DQO=1,0 6 y 9 P= 90% N=57%

Flujo Discontinuo

Continuación Tabla 3.4 Condiciones operacionales de los sistemas híbridos

Autor Reactor y Volumen Sustrato (mg.L-1) Material de soporte

Carga Aplicada kg.m.3.d-1

TRH (h)

% Eficiencia de eliminación Observaciones

Wolff (2005)

Reactor hibrido de lecho móvil Volumen = 22 L

Agua residual doméstica

Plástico reciclado Diámetro = 2,31 mm Densidad = 900 kg.m-3 Sup. Esp=2.596 m2.m-3 sup Preinchamiento = 20% Superficie rugosa (Ra = 16,81µm) Polietileno Diametro= 10 mm Densidad= 880 kg.m3 Sup. Esp=3.075 m2.m-3 sup Preinchamiento = 10% Superficie poco rugosa (Ra = 2,29 µm)

DQO = 1,0 NTK = 0,16 DQO = 0,9 NTK = 0,15

4,38

5,18

DQOT = 73% Nitrógeno = 95% DQOT = 79% Nitrógeno = 73%

Flujo Discontinuo Temperatura Constante de 16°C

Tizghadam et al. (2008)

Reactor hibrido de lodos activados con bafles (HASBR)

Volumen = 27,5 L No. Compartimientos = 4

Agua residual doméstica DQO = 443-674,5 mg.L.1 N-NH4+= 37- 48 mg.L-1

Brocha plástica Área superficial = 0,8 m Sup. esp. = 14,8-29,6 m2.m-3

DQO= 0,98 DQO= 1,42 DQO= 2,04 DQO= 3,24 DQO= 5,36

10 10 7 5 3

HASBR DQO = 90±7% -60±2% N-NH4+ = 98±2%

Flujo continuo

Ra = Rugosidad media, Sup. Esp. = Superficie especifica

|COMPARACIÓN DEL DESEMPEÑO DE DOS CONFIGURACIONES DE LODOS ACTIVADOS PARA LA REDUCCIÓN DE MATERIA ORGÁNICA CARBONÁCEA Y NITRÓGENO AMONIACAL TOTAL

36

4 METODOLOGÍA 4.1 Generalidades del estudio

El estudio se realizó a escala laboratorio en las instalaciones de la Universidad del Valle, en la ciudad de Santiago de Cali, durante esta evaluación se empleó agua residual sintética (Ver Figura 4.1).

Figura 4.1 Ubicación del proyecto. Fuente: Google Earth (2010) 4.2 Agua residual Para la evaluación del sistema se utilizó agua residual sintética (ARS) que simuló las características de un agua residual doméstica. El ARS se preparó a partir de una mezcla una solución madre compuesta por sacarosa, elementos traza y fósforo, una solución de cloruro de amonio y una solución de bicarbonato de sodio, las cuales aportaron materia orgánica carbonácea, fósforo, nitrógeno y alcalinidad, respectivamente. Se prepararon 160 L.d-1 de ARS para alimentar el sistema de Estabilización por Contacto. Para la operación de la fase de adsorción de nitrógeno fue necesario aclimatar el inóculo para el RC2, para lo cual se utilizó un ARS con las características del efluente de un sistema de estabilización por contacto, las

Colombia

Universidad del Valle Sede Meléndez

Laboratorio de Biotecnología Ambiental

Santiago de Cali

Universidad del Valle


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cuales fueron determinadas en estudios realizados por Vásquez (2009) donde se evaluó este tipo de sistemas como alternativa de tratamiento secundario para el agua residual doméstica de la ciudad de Cali. En la Tabla 4.1 se presentan las características de referencia del ARS que se utilizaron para la alimentación del sistema y para la aclimatación del inóculo para RC2.

Tabla 4.1 Características fisicoquímicas del agua residual sintética

ARS pH (unidades)

Alcalinidad (mgCaCO3.L-1)

DQO (mg.L-1)

NAT (mg.L-1)

Afluente al sistema Rango 6,5 a 7,5 214 400 40 Aclimatación del inóculo para el RC2 Rango 6,5 a 7,5 254 80 40 Fuente: Vásquez (2009) A continuación se presenta la preparación de las soluciones para la elaboración del ARS: Solución de elementos traza: En la Tabla 4.2 se presentan los componentes necesarios para la preparación de un litro de la solución. Tabla 4.2 Solución de Elementos Traza (1 Litro)

Componente Unidades Cantidad.L-1 Ácido bórico (H3BO3) g 0,05 Cloruro férrico hexahidratado (FeCl3.6H2O) mg 2,00 Cloruro de zinc (ZnCl2) g 0,05 Cloruro de manganeso tetrahidratado (MnCl2.4H2O) g 0,50 Cloruro de calcio dihidratado (CaCl2.2H2O) mg 0,30 Cloruro de cobalto hexahidratado (CoCl2.6H2O) mg 2,00 Cloruro de níquel hexahidratado (NiCl2.6H2O) mg 0,05 Ácido clorhídrico Concentrado (HCL) mL 1,00

Fuente: Rojas, S.F. Solución de nitrógeno: Se preparó la solución concentrada de Cloruro de amonio (NH4CL) disolviendo 40 g de NH4CL en 4 L de agua de grifo. Solución de Alcalinizante: Se preparó la solución concentrada de bicarbonato de sodio (NaHCO3) diluyendo 40 g de NaHCO3 en 4 L de agua de grifo. Solución Madre: Los componentes que se necesitaron para la preparación de un litro de solución concentrada de solución madre con una DQO aproximada de 150.000 mg.L-1 se describen en la Tabla 4.3. Se utilizó una solución de NaOH al 30% para ajustar el pH a 11.5 unidades que permitió preservar la solución por un periodo de 15 días. Tabla 4.3 Preparación de la Solución Madre (1 L)

Componente Cantidad.L-1 Azúcar 141,5 g Solución de Elementos Traza 70 mL Fósforo (K2HPO4.3H2O) 3,681 g

Fuente: Rojas, S.F.; Rodríguez et al., 2001


38

4.3 Descripción de la unidad experimental El estudio se realizó a escala de laboratorio, en prototipos construidos en acrílico donde simularon dos configuraciones del sistema de lodos activados, teniendo como base de proceso la modalidad de estabilización por contacto. Las configuraciones evaluadas se denominaron C1 y C2, cada configuración se dividió en tres etapas, la primera (Etapa1) para la adsorción de materia orgánica carbonácea, la segunda (Etapa2) para adsorción de material nitrogenado y la tercera (Etapa3) para la transformación biológica del material adsorbido. En la Figura 4.2 se observa el sistema compuesto por dos reactores de contacto (RC1 y RC2), dos sedimentadores secundarios (SS1 y SS2) y un reactor de estabilización (RE).

Figura 4.2 Unidades del sistema

La configuración C1 se caracterizó porque en el RE se instaló un bafle para dividir el espacio en dos partes: una zona para la transformación de la materia orgánica carbonácea (RE1) y una zona para la transformación del material nitrogenado (RE2). El bafle en la parte inferior tenía una abertura de 10,5 cm de ancho y 5 cm de altura para que una parte del flujo de RE2 se combinara con RE1 y cuando el lodo pase a RC1 se pueda mejorar la transformación de nitrógeno en este reactor. En las Figuras 4.3 y 4.4 se presentan los esquemas de C1. Etapa1: RC1 +SS1 Etapa2: RC2 +SS2 Etapa3: RE1+RE2

Figura 4.3 Esquema Configuración 1(C1)

Purga de lodos

Recirculación de lodos SS1

Bafle


Efluente

RE2

Tanque de Alimentación

RE1

RC1

RC2

SS2

SS1

RE

Lodo Lodo

SS1 RC1 RC2 SS2

RE1


39

Figura 4.4 Esquema en planta Configuración 1 (C1) En la configuración C2, la zona de RE destinada para la transformación de nitrógeno fue dividida en dos partes, donde una fue de crecimiento adherido. De esta forma, el RE quedo dividido en cuatro partes, una para la transformación de la materia orgánica carbonácea (RE1), dos partes para la transformación del material nitrogenado con crecimiento suspendido (RE2 y RE4) y otra parte para la transformación del material nitrogenado con crecimiento adherido (RE3). En las Figuras 4.5 y 4.6 se presentan los esquemas de C2. Para el transporte del afluente RC1, afluente RC2, recirculación de lodos SS1, SS2 y RE2 a RC2 se utilizaron bombas peristálticas, mientras que el paso del flujo del efluente de RC1, Efluente RC2 y lodo activo de RE1 a RC1 se realizó por gravedad. Se usaron sedimentadores secundarios de forma circular y en la parte más baja de forma cónica para concentrar los lodos. En la tabla 4.4 se presenta la descripción de las dimensiones, áreas, TRH y caudales de cada unidad de C1 y C2.

Etapa1: RC1 +SS1 Etapa2: RC2 +SS2 Etapa3: RE1+ RE2+RE3+RE4

Figura 4.5 Esquema Configuración 2 (C2)

RE3 RE4

Lodos Lodo Lodo

Efluente RC1

Recirculación de Lodo SS2


Tanque de alimentación

Afluente RC1

RE1

RE2

SS1

SS2 Efluente Efluente RC2

Afluente RC2

RC2

RC1

Purga de Lodos

Zona de Crecimiento

Adherido

RE1 RE2

RC2


Efluente


SS2 RC1 SS1



40

Figura 4.6 Esquema en planta Configuración 2 (C2)

Tabla 4.4 Descripción de unidades de C1 y C2

CONFIGURACIÓN 1 CONFIGURACIÓN 2

Unidad RC1 RE1 RE2 RC2 SS1 SS2 RC1 RC2 RE1 RE2 RE3 RE4 SS1 SS2 Volumen

(mL) 3.263 9.068 9.068 7.644 5.840 5.050 3.263 7.644 8.953 2.930 3.256 2.670 5.840 5.050

Área (cm2) 225 407 407 588 - - 225 588 402 131 146 120 - - TRH (h) 1,1 3,3 3,6 3,0 1,0 1,3 1,1 3,0 3,3 1,2 1,3 1,1 1,0 1,3

Q (mL.min-1) 49 46 42 42 95 63 49 42 46 42 42 42 95 63 La aireación de los reactores de contacto y estabilización se realizó por medio de dos tipos de difusores; uno que utilizó piedra difusora (Figura 4.7) y el otro de PVC perforado (Figura 4.8), se ubicaron en el fondo del tanque y se distribuyeron de manera uniforme dentro de los reactores.

Figura 4.7 Difusor tipo piedra difusora

Figura 4.8 Difusor tipo PVC perforado

4.5 Inoculación Para la inoculación de los reactores se utilizó lodo aerobio proveniente del tanque de aireación del sistema de lodos activados de la planta de tratamiento de agua residual “Aguas del Sur”, ubicada en el barrio el Caney, en la ciudad de Cali. En la inoculación se utilizaron dos tipos de lodos aclimatados previamente: Lodo heterótrofo para la transformación de materia orgánica carbonácea y lodo autótrofo para la transformación de nitrógeno. Para la aclimatación de lodo autótrofo este fue alimentado en batch con ARS que simuló las características del efluente de un sistema de estabilización por contacto (Ver tabla 4.1).


Afluente RC1


RE3: Zona de Crecimiento

adherido


SS1

Afluente RC2

Efluente RC1

RC1

RC2

RE1

RE4

RE2


41

Para la Configuración 1, los reactores se inocularon garantizando concentraciones de SSVLM alrededor de 1.200 mg.L-1 para el RC1, 3.000 mg.L-1 para el RE1 y RE2 y 2.500 mg.L-1 para RC2, de acuerdo con resultados de estudios preliminares (Vásquez, 2009). Para la Configuración 2, en la inoculación de los reactores se aseguraron concentraciones de SSVLM alrededor de 1.200 mg.L-1 para el RC1, 2.500 mg.L-1 para RC2 y 3.500 mg.L-1 para el RE1, RE2, RE3 y RE4. Para calcular el volumen del inóculo de cada reactor se adaptó la ecuación de dilución (Ecuación 4.1) (Guarnizo et al., 2008), donde V1 es el volumen del inóculo, C1 es la concentración de Sólidos Suspendidos Totales del lodo de inóculo, V2 es el volumen de cada reactor, C2 es la concentración de Sólidos Suspendidos Totales deseados en el reactor. Después de adicionar el inóculo se completó el resto del volumen de cada reactor con Agua Residual Sintética (ARS).

𝑉1𝐶1 = 𝑉2𝐶2 → 𝑉1 = �𝑉2𝐶2𝐶1� Ecuación 4.1

4.6 Arranque Inoculación El estudio se inició con el arranque de la Configuración 1 (C1), el cual consistió en el arranque por separado de la Etapa 1+ RE1 y de la Etapa 2+ RE2. El arranque se inició con la aplicación de bajas cargas hidráulicas, las cuales se fueron incrementando a medida que los microorganismos se adaptaban a las características del agua residual, y mejoraba la calidad del efluente de SS1 y SS2, respectivamente. Cuando se alcanzó el caudal de diseño del sistema y la calidad del efluente de SS1 y SS2 fue estable, se inició la alimentación de RC2 con el efluente de SS1, es decir, se acoplaron la Etapa 1+ RE1 y la Etapa 2+ RE2. Para el Arranque de la configuración 2 (C2) se introdujo el material de soporte en RE3 para favorecer el crecimiento adherido. El arranque se inició con la Etapa 1 y la Etapa 2 acopladas, y consistió en el incremento de la carga hidráulica a medida que se mejoraba el efluente de SS1 y SS2. El material de soporte utilizado para el crecimiento adherido fue espuma de poliuretano, el montaje de este material consistió en 198 espumas, cada espuma tenía 2 cm de Largo, 1,5 de ancho y 2 cm de espesor, las espumas se organizaron en hileras por medio de delgadas varas de madera de aproximadamente 15 cm de longitud, las espumas se distribuyeron en 18 hileras, cada hilera contenía 11 espumas (Figura 4.9). Se escogió este material porque permite la inmovilización significativa de microorganismos, permitiendo el desarrollo estable de la biomasa en la parte interna y externa de la espuma, además es durable, sencilla, de bajo costo y se puede instalar a gran escala (Gonzales et al., 2002; Guo et al., 2008). Las placas de acrílico en RE3 se perforaron para introducir las hileras de espuma, de esta manera se evitó que la espuma flotara y se mantuviera fija; además, se mejoró el flujo hidráulico del licor mixto para favorecer la captación del sustrato de la biomasa adherida a la espuma.


42

Figura 4.9 Montaje de material de soporte

4.7 Operación del sistema Durante la operación de las configuraciones (C1 y C2) se mantuvieron fijas las variables operacionales: Tiempo de Retención Hidráulico (TRH), Tiempo de Retención Celular (TRC), Sólidos Suspendidos Volátiles en el Licor Mixto (SSVLM) y Tasa de recirculación de lodos (R). En la Tabla 4.5 y 4.6 se presentan los valores de referencia para las condiciones operacionales de C1 y C2 (Vásquez, 2009).

Tabla 4.5 Condiciones operacionales de C1 TRHneto RC1 (h)

TRHneto RE1 (h)

TRH SS1 (h)

R1 (%)

TRC1 (d)

TRHneto RC2 (h)

TRHneto RE2 (h)

TRH SS2 (h)

R2 (%)

TRC2 (d)

T* (d)

1,1 3,3 1,0 51 6,0 3,0 3,6 1,3 100 7,0 41 TRH: Tiempo de Retención Hidráulico, R: Tasa de recirculación, TRHneto: (V/Q), TRC1: Tiempo de Retención Celular de la zona de reducción de materia orgánica carbonácea, TRC2: Tiempo de Retención Celular de la zona de reducción de materia orgánica nitrogenada, T*: Periodo de evaluación.

Tabla 4.6 Condiciones operacionales de C2 TRHneto RC1 (h)

TRHneto RE1 (h)

TRH SS1 (h)

R1 (%)

TRC1 (d)

TRHneto RC2 (h)

TRHneto RE2 (h)

TRHneto RE3 (h)

TRHneto RE4 (h)

TRH SS2 (h)

R2 (%)

TRC2 (d)

T (d)

1,1 3,3 1,0 51 6,0 3,0 1,2 1,3 1,1 1,3 100 7,0 66 TRH: Tiempo de Retención Hidráulico, R: Tasa de recirculación, TRHneto: (V/Q), TRC1: Tiempo de Retención Celular de la zona de reducción de materia orgánica carbonácea, TRC2: Tiempo de Retención Celular de la zona de reducción de materia orgánica nitrogenada, T*: Periodo de evaluación.

4.8 Seguimiento y control del sistema Para controlar la operación de las configuraciones (C1 y C2) se llevó a cabo el seguimiento de las variables fisicoquímicas del sistema presentadas en la Tabla 4.7 con su respectiva frecuencia y método analítico. Con estas variables se pudo evaluar la eficiencia de las dos configuraciones. Las variables de oxígeno disuelto y temperatura fueron medidas in situ, para las otras variables se tomaron muestras en recipientes de plástico


43

previamente rotuladas y algunas se preservaron para su posterior medición. La determinación de las variables fue realizada siguiendo el Standar Methods (2005). Tabla 4.7 Variables fisicoquímicas para la caracterización, seguimiento y control del sistema

Variables Unidades Frecuencia Tipo de variable Técnica de referencia*

pH Unidades Diaria Control 4500-H+ B Temperatura °C Diaria Control 2550-A Alcalinidad Total mg.L-1 Diaria Control 2320-B DQO Total mg.L-1 Diaria Respuesta 5220-D Sólidos ( SST, SSV) mg.L-1 Diaria Control 2540 D, E y G Nitrógeno amoniacal Total (NAT) mg.L-1 Diaria Respuesta 4500-NH3+- A, B, C Nitritos (N-NO2-) mg.L-1 Diaria Respuesta 4500- NO2-- A, B Nitratos (N-NO3-) mg.L-1 Diaria Respuesta 4500- NO3- A, B Oxígeno disuelto (OD) mg.L-1 Diaria Control 4500-O-G

* Standard Methods (2005) En C1 se tomaron las muestras de agua residual en el afluente de RC1 y en el efluente de SS1 y SS2, los muestreos de Licores Mixtos se realizaron en el centro de RC1, RC2, RE1 y RE2. En la Configuración C2 el muestreo de agua residual se realizó en el afluente de RC1 y en el efluente de SS1 y SS2, los muestreos de Licores Mixtos se realizaron en el centro de RC1, RC2, RE1, RE2, RE3 y RE4. En la Figura 4.10 y 4.11 se especifican los puntos de muestreo de la configuración C1 y C2.

Figura 4.10 Puntos de muestreo Configuración (C1)


7

Afluente RC1

Tanque de

alimentación


3

1

SS1

SS2

Efluente Efluente RC2

Afluente RC2

4

RC2

2

RC1 RE1

RE2

6

5


44

Figura 4.11 Puntos de muestreo Configuración (C2)

El control de TRC (θC) se realizó por medio de control hidráulico con el caudal de purga diario. El caudal de purga se calculó con la Ecuación 4.2.

𝑄𝑃𝑢𝑟𝑔𝑎 = 𝑉𝑅𝑒𝑎𝑐𝑡𝑜𝑟𝜃𝑐

Ecuación 4.2

4.9 Análisis estadístico Para el análisis estadístico de los datos se utilizaron herramientas de la estadística descriptiva, como medidas de tendencia central (mediana y promedio), de dispersión (Desviación estándar) y distribución (Boxplot). En la Figura 4.12 se muestra los diagramas de cajas de alambre usados para representar los datos.

Figura 4.12 Partes del diagrama de Cajas y alambres


Afluente RC1

9


RE3: Zona de Crecimiento

adherido


SS1

Afluente RC2

Efluente RC1

1

3

RC1

4

RC2

2 6

RE1

8

RE4 5

7



45

Para la comparación y análisis de los dos sistemas evaluados, se planteó el análisis para un diseño experimental, las variables de respuesta fueron la reducción de DQO, NAT y N-NO3- del sistema. El contraste de las dos configuraciones se realizó a partir de pruebas paramétricas y no paramétricas. Para confrontar las eficiencias de reducción de NAT y la concentración de N-NO3- en el efluente de C1 y C2 se utilizó la prueba t para dos muestras independientes debido a que se cumple con los supuestos de distribución normal y muestreo aleatorio (Mendenhall et al., 2010; Ortiz y Moreno, 2012). Como los datos de las eficiencias de reducción de DQO no se distribuyen normalmente y el tamaño de las muestras es pequeño, se utilizó la prueba U de Mann-Whitney que es apropiada para comparar dos muestras independientes, que no siguen una distribución normal y fueron extraídas de forma aleatoria (Wayne, 1999; Díaz, 2009; Triola, 2013). Se establecieron tres hipótesis nulas: la primera hipótesis nula (Ho) corresponde a la no existencia de una diferencia significativa en la reducción de DQO en la configuración C1 y C2; igualmente, se planteó la hipótesis alterna (Ha), la cual corresponde a la existencia de una diferencia significativa en la reducción de DQO en la configuración C1 y C2. En la segunda hipótesis nula (Ho) no existe una diferencia significativa en la eliminación de NAT en la configuración C1 y C2; y en la hipótesis alterna (Ha) existe una diferencia significativa en la eliminación de NAT en la configuración C1 y C2. La tercera hipótesis nula (Ho) propone que no existen diferencias significativas en la concentración de N-NO3- en los efluentes de C1 y C2 y en la hipótesis alterna (Ha) existe una diferencia significativa en la concentración de N- NO3- en los efluentes de C1 y C2. Como software de referencia se utilizó el programa Minitab 16®.


46

5 ANALISIS Y DISCUSIÓN DE RESULTADOS

5.1 Calidad del agua residual afluente El agua residual contiene elementos importantes que los microorganismos pueden asimilar y sintetizar por medio de procesos metabólicos. En la tabla 5.1 se presentan las características promedio del agua residual sintética utilizada para la evaluación del sistema, y en anexo 1 los datos de la calidad del afluente obtenidos. Tabla 5.1 Características del agua residual afluente

Variable Prom. σ Med. Mín. Máx. n pH N/A - 7,7 5,1 8,2 86 Alcalinidad bicarbonática (mg.L-1) 191 90 191 14 391 81 Alcalinidad Total (mg.L-1) 249 87 251 74 474 83 DQO Total (mg.L-1) 375 101 382 92 714 84 NAT (mg.L-1) 41 10 40 12 67 76 Relación C/N (mg DQO. mg NAT-1) 9,7 7,0 8,2 2,3 58,4 68

N/A= No Aplica; Prom.= Promedio; Med.= Mediana; σ= desviación estándar; Min.= Mínimo; Máx.= Máximo; n= Número de datos pH. El pH varió entre 5,1 y 8,2 unidades, las medianas se mantuvieron cerca a la neutralidad y están dentro del rango óptimo de 6,5 a 8,5 (Lenín et al, 2007; Arango y López, 2011) y del rango aceptable 6,5 y 9,0 (Spellman, 2009) para el desarrollo de procesos de degradación biológica. Como el pH del ARD oscila entre 6,7 y 8,0 con un valor típico de 7,0 (von Sperling, 2012) se puede decir que el ARS utilizada cumplió con esta característica de un ARD.

En la Figura 5.1 se observa que se presentaron algunos datos atípicos, los cuales corresponden a muestreos de ARS que debido a su almacenamiento presentó un proceso normal de degradación; estos datos estuvieron por debajo del pH 6,5; de acuerdo con Arango y López (2011) esta situación puede favorecer el crecimiento de hongos filamentosos y otros microorganismos promotores de bulking, los cuales en pequeñas cantidades dan estabilidad a la estructura formada por bacterias floculadoras, evitando que el floculo se rompa por acción de la aireación, en grandes cantidades puede interferir en la compactación, causar una pobre sedimentación, afectar el índice volumétrico de lodos (IVL) e incrementar la producción de sólidos (Reyes, 2009).

8,5

8,0

7,5

7,0

6,5

6,0

5,5

5,0

pH

1007550250

8,5

8,0

7,5

7,0

6,5

6,0

5,5

5,0

Tiempo de operación (d)

pH

Figura 5.1 Comportamiento del pH del ARS durante la evaluación de los sistemas


47

Alcalinidad. La Figura 5.2 muestra que la distribución de la alcalinidad bicarbonática y total del agua residual afluente fue uniforme debido a que la media y la mediana coinciden en un mismo punto. La alcalinidad bicarbonática es importante porque el pH neutro se presenta principalmente cuando predomina el bicarbonato (HCO3-) (Daigger et al., 2004). La mediana de la alcalinidad total del ARS afluente se encontró en 251 mg CaCO3. L-1 y la alcalinidad bicarbonática en 191 mg CaCO3. L-1 garantizando la alcalinidad suficiente para el proceso de depuración biológica debido a que según Metcalf y Eddy (2003) un agua residual doméstica alcalina cuenta con una alcalinidad superior a 100 mg CaCO3. L-1.

Alc. BicarbonaticaAlc. Total

500

400

300

200

100

0

mg

CaCO

3. L

-1

1007550250

500

400

300

200

100

0


mg

CaCO

3. L

-1

Alc. BicarbonáticaAlc. Total

Variable

Figura 5.2 Comportamiento de la alcalinidad bicarbonática y total del ARS

La alcalinidad del agua residual influye en la reducción de la materia orgánica carbonácea, nitrificación y desnitrificación (Lin et al., 2009). En un sistema de lodos activados en la modalidad de estabilización por contacto, inicialmente se presenta en mayor proporción el proceso de la degradación de la materia orgánica carbonácea; la cual ha sido cuantificada en términos de DQO para este caso, según la estequiometria se necesita 0,5 mg CaCO3 por cada mg de DQO (van Haandel y Marais, 1999). Por lo tanto, de la tabla 5.1 se tiene una DQO aproximada de 382 mg.L-1, lo que implica que en este proceso de degradación se requiere una alcalinidad de aproximadamente 191 mg CaCO3.L-1, por lo cual se puede decir que inicialmente la alcalinidad que ingresa al sistema puede ser la suficiente para la degradación de la materia orgánica carbonácea. El mayor consumo de alcalinidad se presenta en el proceso de nitrificación (Daigger et al., 2004), cuando se generan las condiciones propicias para estimular el crecimiento de las bacterias nitrificantes, se tiene que para que un gramo de NH4+ sea oxidado a NO3- se necesita 7,14 gramos de CaCO3 (van Haandel y Marais, 1999); entonces, de acuerdo con la tabla 5.1 para la concentración de NAT de 40 mg.L-1 encontrada en el ARS, se requieren 286 mg CaCO3.L-1. Finalmente, el requerimiento de la alcalinidad total calculado para una completa oxidación del material orgánico y del NAT presente en el ARS es de aproximadamente 477 mg CaCO3.L-1, pero como el ARS cuenta con una alcalinidad total de 251 mg CaCO3.L-1, esta cantidad puede ser insuficiente para reducir totalmente el material carbonáceo y nitrogenado afluente.


48

DQO. Se considera ARD de baja concentración cuando la DQO está alrededor de 250 mg.L-1, concentración media cuando está cerca de 500 mg.L-1 y concentración alta cuando es aproximadamente 1.000 mg.L-1 (Metcalf y Eddy, 2003; Pozo, 2008), se encontró que la mediana de la concentración de DQO del ARS afluente fue de 382 mg.L-1, este valor representa la cantidad de materia orgánica carbonácea y se puede clasificar como agua residual domestica de baja a media concentración. En la Figura 5.3 se observa la distribución de los datos de DQO encontrando pocos datos atípicos, la mediana y la media se acercan en el punto central de la caja, la distribución de la DQO en el agua residual tiende a ser simétrica durante el estudio con valores típicos para agua residual doméstica.

700

600

500

400

300

200

100

0

DQO

(mg.

L-1)

1007550250

700

600

500

400

300

200

100

0


DQO

(mg.

L-1)

Figura 5.3 Comportamiento de la DQO del ARS durante la evaluación de los sistemas

Teniendo en cuenta que el agua residual fue preparada a partir de una solución de sacarosa, se puede afirmar que el agua residual estuvo constituida principalmente por materia orgánica rápidamente biodegradable (Contreras, 2006), lo que muestra que la totalidad de la DQO era un sustrato disponible para que los microorganismos que intervienen en el proceso de depuración del agua residual, obtengan energía y lleven a cabo las reacciones de oxidación del sustrato. Debido a que los microorganismos heterótrofos utilizan la materia orgánica como fuente de carbono y donador de electrones para su desarrollo y mantenimiento, y los microorganismos autótrofos sintetizan la materia orgánica a partir de sustancias inorgánicas (Ferrer y Seco, 2008), la concentración de DQO típica del agua residual doméstica estimula el crecimiento de ambos organismos favoreciendo especialmente a los microorganismos heterótrofos que reducen gran parte de materia orgánica carbonácea. Nitrógeno Amoniacal Total (N-NH4+ + N-NH3). La Figura 5.4 muestra que existen pocos datos atípicos, la distribución de NAT tiende a ser simétrica debido a que la media y la mediana están cerca; además, se observa que en los últimos periodos de evaluación hay un aumento en el rango de distribución de los datos que hacen que su dispersión incremente un poco. Entre los valores típicos de N-NH4+ en ARD se reporta que para una carga orgánica fuerte la concentración de N-NH4+ es 50 mg.L-1 y para una carga orgánica media la concentración de N-NH4+ es 20 mg.L-1 (Jordão y Arruda, 2005), de acuerdo con estos rangos el agua residual afluente se puede considerar de concentración entre media y fuerte debido a que se garantizaron concentraciones de NH4+ promedio de 41 ± 10 mg.L-1 con una mediana de 40 mg.L-1. Esta cantidad de N-


49

NH4+ puede ser oxidada a N-NO3- ó ser asimilado por un organismo para su síntesis celular (Jaffe, 2000; Vymazal, 2007).

70

60

50

40

30

20

10

NAT

(mg.

L-1)

1007550250

70

60

50

40

30

20

10


NAT

(mg.

L-1)

Figura 5.4 Comportamiento del NAT del ARS durante la evaluación de los sistemas

Cuando el N-NH4+ se encamina al proceso de nitrificación ocurre la oxidación de N-NH4+ a N-NO3- y participan bacterias nitrificantes autótrofas o heterótrofas (Jaffe, 2000; Gerardi, 2009), el proceso se realiza en dos etapas: Oxidación del NH4+ a NO2- y oxidación del NO2- a NO3- (You et al., 2009). En las diferentes etapas de oxidación, el N-NH4+ y N-NO2- son usados por las bacterias como fuente de energía en condiciones aerobias estrictas (Breisha y Winter, 2010). Relación C/N. La relación C/N es una variable importante en el tratamiento biológico del AR, debido a que incide directamente sobre el tipo de microorganismos que pueden predominar en el sistema (Carrera et al, 2004; Feng et al., 2012). En un sistema de tratamiento biológico la relación C/N puede ser utilizada como la razón DQO/N (Itokawa et al., 2001; Carrera et al., 2004; Qingjuan et al., 2008; Fu et al., 2009; Liu et al., 2010; Feng et al., 2012; Zielińska et al., 2012), DQO/NTK (Ferrara y Ramírez, 2010) ó DQO/N-NO3- (Xie et al., 2012), en ocasiones para ARS se ha usado el acetato de sodio (Itokawa et al., 2001; Fu et al., 2009; Liu et al., 2010; Ferrara y Ramírez, 2010) y la glucosa (Qingjuan et al., 2008; Xie et al., 2012) como fuente principal de carbono y el cloruro de amonio como fuente de nitrógeno (Itokawa et al., 2001; Fu et al., 2009; Liu et al., 2010; Ferrara y Ramírez, 2010). En este proyecto se trabajó con una relación C/N a partir la asociación DQO/NAT. De acuerdo con Contreras (2006) la relación C/N en un agua residual domestica típica está entre 5 y 10 gDQO.gN-1. Entre mayor sea la relación C/N mayor predominio habrá de microorganismos heterótrofos. Mientras que una baja relación C/N estimula el proceso de nitrificación realizada por bacterias autótrofas (Qingjuan, 2008; Zielińska et al, 2012). Komorowska-Kaufman et al. (2006) encontraron que el proceso de nitrificación en un sistema de lodos activados es estable con eficiencias cercanas al 95% cuando la relación C/N es menor a 4. En el ARS afluente se encontró que la relación DQO/N en promedio fue de 9,7 ± 7,0 mg DQO. mg NAT-1 y la mediana fue de 8,2 mg DQO.mg NAT-1; lo cual indica que estos valores están dentro del rango típico del ARD,


50

donde predominará el crecimiento de las bacterias heterótrofas sobre las autótrofas, porque la materia orgánica carbonácea es mayor al material nitrogenado (Ferrara y Ramírez, 2010). En la Figura 5.5 se observa una estrecha distribución de los datos y pocos datos atípicos.

60

50

40

30

20

10

0

DQ

O/N

AT

(m

g D

QO

. mg

NAT

)

1007550250

60

50

40

30

20

10

0


DQ

O/N

AT

(mg

DQ

O.m

g NA

T )

Figura 5.5 Comportamiento de la relación C/N durante la evaluación de los sistemas

5.2 Desempeño del sistema en la reducción de DQO y la transformación de nitrógeno

5.2.1 Configuración 1 (C1) En este análisis cada variable se compara con las condiciones que favorecen los procesos de reducción de la materia orgánica carbonácea y el nitrógeno. Debido a que durante la operación de la Configuración 1 (C1) la reducción de la materia orgánica carbonácea predominó en la Etapa 1 (RC1 y SS1) y en RE1 de la Etapa 3, esta zona se denominó Etapa 1+3(RE1). Así mismo, la reducción del nitrógeno se favoreció principalmente en la Etapa 2 (RC1 y SS1) y en RE2 de la Etapa 3, esta fase se designó Etapa 2+3(RE2). Comportamiento de las variables operacionales Las condiciones operacionales fueron definidas a partir de estudios realizados por Vásquez (2009) con el fin de garantizar un adecuado desempeño del SLAEC para la reducción de la materia carbonácea y nitrógeno. En la tabla 5.2 se presenta el resumen estadístico de las diferentes variables operacionales y en el anexo 2 los datos registrados durante la evaluación de la primera configuración (C1).


51

Tabla 5.2 Variables operacionales C1 Variable Unidades Prom. σ Med. Mín. Máx. n

TRC Etapa 1 + 3 (RE1) d 3,9 1,0 3,8 1,9 5,5 22 TRC Etapa 2 + 3 (RE2) d 0,6 0,2 0,5 0,3 1,1 25 TRH neto RC1 h 1,1 0,2 1,1 1,1 2,2 36 TRH neto RC2 h 3,1 0,1 3,0 3,0 5,3 37 TRH neto RE1 h 3,6 0,5 3,6 2,5 5,2 37 TRH neto RE2 h 3,7 0,5 3,6 3,1 5,6 37 TRH nominal RC1 h 0,5 0,1 0,5 0,4 09 37 TRH nominal RC2 h 2,0 0,2 1,9 1,8 2,7 37 SSV RC1 mg.L-1 1.994 750 1.890 640 3.940 34 SSV RC2 mg.L-1 1.389 444 1.262 600 2.390 32 SSV RE1-RE2 mg.L-1 2.315 784 2.078 750 3.705 32 Factor α RC1 Adimensional 0,2 0,1 0,2 0,1 0,6 32 Factor α RC2 Adimensional 0,3 0,08 0,3 0,2 0,6 32 COV Etapa1 + 3 (RE1) kg.(m3.d) -1 1,9 0,6 1,9 0,5 2,8 28 COV Etapa 2 + 3 (RE2) kg.(m3.d) -1 0,2 0,2 0,2 0,04 0,9 29 Relación A/M Etapa 1 + 3 (RE1) kg DQO.(kgSSV.d)-1 0,9 0,3 0,9 0,4 1,5 26 Relación A/M Etapa 2 + 3 (RE2) kgDQO.(kgSSV.d)-1 0,1 0,2 0,08 0,02 0,6 27 Prom.= Promedio; Med.= Mediana; σ= desviación estándar; Min.= Mínimo; Máx.= Máximo; n= Número de datos * La concentración de SSVLM en RE1 y RE2 son iguales

Tiempo de Retención Celular (TRC). En la Figura 5.6 se observa que la mayor dispersión de los datos fue para la Etapa 1 + 3 (RE1), lo cual puede estar asociado a que la concentración de SSVLM en RC1 y RE fue variable, posiblemente por la presencia de microorganismos filamentosos observados frecuentemente en el sistema, que afectaron la sedimentación del lodo produciendo perdida de sólidos en el efluente, afectando de esta forma la permanencia de la biomasa dentro del sistema.

Etapa 2 + 3 (RE2)Etapa 1 + 3 (RE1)

6

5

4

3

2

1

0

TRC

(d)

24181260

6

5

4

3

2

1

0


TRC

(d)


Variable

Figura 5.6 Comportamiento del TRC neto - C1


52

De forma general, en sistemas aerobios la reducción de materia orgánica y el proceso de floculación se lleva a cabo principalmente, cuando el TRC se encuentra entre 2 y 6 d (Grady et al., 1999). En regiones de clima tropical con temperaturas superiores a 18°C, también se puede fomentar la reducción de la materia orgánica con TRC entre 3 y 5 d (van Haandel y Marais, 1999). De acuerdo con lo anterior, se puede decir que en la Etapa 1 + 3 (RE1) se presentaron las condiciones necesarias para reducir principalmente la materia orgánica, debido a que el promedio del TRC fue de 3,9 ± 1,0 d y la mediana fue de 3,8 d, valores que se encuentran dentro de lo recomendado.

En la Etapa 2 + 3 (RE2) el TRC promedio fue de 0,6 ± 0,2 d y la mediana fue de 0,5 d, este valor es significativamente menor a lo recomendado para el desarrollo de procesos de nitrificación, ya que para sistemas de lodos activados se recomiendan TRC entre 6 y 10 d (Grady et al., 1999; van Haandel y Marais, 1999) o mayor a 10 d (Bolzonella et al., 2005). Se sugieren estos TRC porque los sistemas operados con TRC altos incrementan la población de bacterias que crecen lentamente como las bacterias autótrofas, y por consiguiente, se establece una biocenosis más diversa con capacidades fisiológicas más amplias en comparación con sistemas de tratamientos que usan TRC bajos (Clara et al., 2005). El bajo TRC encontrado fue ocasionado principalmente por el paso de lodo de RE2 a RE1, el cual puede verse como una purga de la Etapa 2 + 3 (RE2). Aunque el TRC de la Etapa 2 + 3 (RE2) fue menor a lo recomendado por la literatura, las concentraciones de DQO y NAT encontradas en el efluente fueron suficientes para garantizar un buen desempeño del sistema, ya que se lograron alcanzar concentraciones de DQO y NAT de 33 y 5 mg.L-1 respectivamente, y eficiencias de reducción globales de 91% para DQO y 88% para NAT. Tiempo de Retención Hidráulico (TRH). En un sistema de lodos activados el Tiempo de Retención Hidráulico Neto (TRH neto) es el tiempo promedio en que el sustrato permanece en tratamiento en el tanque, y el Tiempo de Retención Hidráulico Nominal (TRH nominal) es el tiempo de retención teniendo en cuenta la recirculación del lodo (Orozco, 2005). Debido a que la recirculación del lodo es variable y depende de la concentración de los sólidos, las recomendaciones de la literatura se enfocan en el TRH neto (Vásquez, 2009). La Figura 5.7 muestra el comportamiento del TRH durante la evaluación de la C1, se encontró que el TRH en RC1 se conservó en 1,1 h, en RE1 estuvo alrededor de 3,6 h, lo cual estuvo dentro de lo recomendado (entre 0,5 y 1 h en RC y entre 3 y 6 h en RE) para garantizar procesos de transformación de materia orgánica en un SLAEC (Orozco, 2005). Durante la operación de diferentes modalidades de lodos activados se ha encontrado que elevados TRH estimulan los procesos de nitrificación (Park y Noguera; 2004; Pozo, 2008), debido a que la biomasa permanece por más tiempo en contacto con el sustrato, logrando una mayor oxidación del NAT. Sin embargo, en este estudio se logró una eficiencia global de reducción del NAT del 88% con valores bajos de TRH (RC2: 3,1 h; RE2: 3,7 h), lo que constituye un avance para fortalecer la aplicación de SLAEC para procesos de nitrificación; además, altos TRH implican mayor requerimiento de área; por lo que se puede decir que los TRH encontrados establecen un equilibrio entre el costo y la eficiencia de reducción.


53

RE2RE1RC2RC1

6

5

4

3

2

1

TRH

Neto

(h)

403020100

6

5

4

3

2

1


TRH

Neto

(h)

TRH neto RC1TRH neto RC2TRH neto RE1TRH neto RE2

Variable

Figura 5.7 Comportamiento del TRHNeto - C1

Sólidos Suspendidos del Licor Mixto (SSVLM). Con este parámetro se puede indicar la biomasa activa en el sistema (von Sperling, 2012), en la Figura 5.8 se observa que no se presentaron puntos atípicos y que los mayores valores de concentración de sólidos fueron para RE, lo cual concuerda con la naturaleza de los SLAEC.

RE1-RE2RC2RC1

4000

3500

3000

2500

2000

1500

1000

500

SSVL

M (m

g.L-

1)

3020100

4000

3500

3000

2500

2000

1500

1000

500


SSVL

M (m

g.L-

1)

SSV RC1SSV RC2SSV RE1-RE2

Variable

Figura 5.8 Comportamiento de los SSVLM - C1

Durante la operación de la C1 se encontró que la concentración de SSVLM en RC1 fue de 1.890 mg.L-1, lo cual está dentro del rango sugerido entre 1.000 y 4.000 mg.L-1 para que ocurra una correcta adsorción del sustrato por parte de la biomasa (Grady et al., 1999; Rittman y McCarty, 2001); y así lograr un buen desempeño en RC. Por otra parte, la mediana de la concentración de SSVLM de RC2 fue de 1.262 mg.L-1, aunque este valor está por debajo de 1.500 mg.L-1 que es la concentración mínima de SSVLM sugerida para garantizar procesos de nitrificación (Orozco, 2005), el resultado obtenido fue acorde con investigaciones realizadas por


54

Vásquez (2012) donde con una concentración de SSVLM en RC2 de 1.229 mg.L-1 y TRH de 3 h fue posible alcanzar eficiencias de reducción de NAT de alrededor del 75%. Debido a que se recomienda que la concentración de SSVLM en RE varié entre 4.000 y 10.000 mg.L-1 (Grady et al., 1999; Rittman y McCarty, 2001) para asegurar una cantidad de biomasa adecuada, que estimule la asimilación del material adsorbido (Jiménez, 2005; Ferrer y Seco, 2008; Vásquez, 2009) se puede afirmar que RE1 y RE2 fueron operados con un baja concentración de SSVLM, ya que la mediana de la concentración de SSVLM fue de 2.078 mg.L-1. Esta baja concentración de SSVLM se debe a que en el sedimentador ocurrió un lavado de lodo en el efluente, que impidió que se sedimentara y compactara en el fondo, disminuyendo así la recirculación del lodo al RE. Lo anterior es el resultado de la presencia de microorganismos filamentosos observados frecuentemente en el sistema, los cuales en pequeñas cantidades dan estabilidad a la estructura del lodo formado por bacterias floculadoras (Reyes, 2009) y participan en la reducción de DQO y NAT; sin embargo, en grandes cantidades hacen que la forma granular del lodo pierda su consistencia y se desintegre, produciendo finalmente el lavado de la biomasa en el reactor (Cobos et al., 2011). Su crecimiento fue favorecido porque el ARS estuvo compuesta principalmente por materia orgánica de fácil degradación (Sacarosa). Para controlar la cantidad de microorganismos filamentosos se retiró manualmente el lodo con apariencia gelatinosa, alargado y blanquecino (filamentos), y se contó como parte de la purga de cada reactor, para así evitar el uso de cloro, que es el método no selectivo de control de abultamiento filamentoso más usado pero menos efectivo, porque su poder bactericida no solo afecta a microorganismos filamentosos sino también a los floculadores que se encargan principalmente de la degradación de la materia orgánica (Reyes, 2009). Factor 𝜶. El factor de distribución de lodos define la porción de biomasa del reactor de contacto respecto a la biomasa total del sistema (Alexander et al., 1980; Sarioğlu et al., 2003). Para esta configuración, el factor α fue calculado para RC1 teniendo en cuenta la fracción de lodo contenida en RC1 con respecto a la biomasa total en la Etapa 1 + 3 (RE1) y para RC2 se relacionó la porción de lodo de RC2 con respecto a la biomasa total de la Etapa 2 + 3 (RE2). Como se presenta en la Figura 5.9, los valores promedios para RC1 fueron de 0,2 ± 0,1 y para RC2 fueron 0,3 ± 0,08, los cuales están dentro de los rangos recomendados por Alexander et al. (1980) quien reporta que para garantizar procesos de adsorción y transformación de la materia orgánica en los reactores de contacto y estabilización se recomienda un valor de factor α de 0,1; sin embargo, estudios realizados por Sarioğlu et al. (2003) encontraron que el valor óptimo para el factor α es de 0,3. Adicionalmente, el factor α encontrado permite que se mantenga una de las principales ventajas del SLAEC que es la capacidad de minimizar los impactos de descargas toxicas o inhibitorias, debido a que la biomasa que se encuentra en el RC favorece la absorción física de la materia orgánica y tiene menor tiempo de exposición a estas descargas; mientras que la biomasa que se encuentra en RE promueve el aprovechamiento y la degradación del sustrato, lo cual genera una rápida recuperación del sistema cuando se presentan eventos que alteren su desempeño (Mañunga et al., 2012).


55

RC2RC1

0,6

0,5

0,4

0,3

0,2

0,1

Fact

or a

3020100

0,6

0,5

0,4

0,3

0,2

0,1


Fact

or a

Factor a RC1Factor a RC2

Variable

Figura 5.9 Comportamiento del Factor α - C1

Carga Orgánica Volumétrica (COV). La carga volumétrica se refiere a la cantidad de materia orgánica por unidad de volumen del reactor que reciben los microorganismos a diario (Karia y Christian, 2006). La Figura 5.10 muestra que la configuración del sistema permitió garantizar la aplicación de una COV alta para la Etapa 1+ 3 (RE1) y baja para la Etapa 2 + 3 (RE2); esto pudo lograrse debido a que la materia orgánica fue absorbida y asimilada principalmente en la Etapa 1 + 3 (RE1) reduciendo la carga afluente a la Etapa 2 + 3 (RE2).

Etapa 2 + 3 (RE2)Etapa1+ 3 (RE1)

3,0

2,5

2,0

1,5

1,0

0,5

0,0

COV

(Kg.

(m3.

d)-1

)

3020100

3,0

2,5

2,0

1,5

1,0

0,5

0,0


COV

(kg.

(m3.

d)-1

)

Etapa 1 + 3 (RE1)Etapa 2 +3 (RE2)

Variable

Figura 5.10 Comportamiento de la COV - C1

Se encontró que el promedio de la COV fue de 1,9 ± 0,6 kg DQO.m-3.d-1, este valor se encuentra dentro del rango recomendado para un proceso de reducción de materia orgánica en reactores aerobios, el cual varía entre 0,3 a 2 kg DQO.m-3.d-1 (Orozco, 2005); por lo tanto, la carga orgánica aplicada por unidad de volumen fue susceptible a ser absorbida por la biomasa en RC1, y luego a ser utilizada para la producción de material celular en RE.


56

Como la COV que ingresó a la etapa de transformación de nitrógeno dependió de la calidad del efluente de la Etapa 1 + 3 (RE1), se encontró que el promedio fue de 0,2 ± 0,2 kg DQO.m-3.d-1, lo cual indica que el efluente de la Etapa 1 + 3 (RE1) presentó un bajo contenido de materia orgánica carbonácea y se acerca a los valores recomendados por Jordão y Arruda (2005) quienes indican que la COV para estimular procesos de nitrificación debe estar entre 0,05 y 0,20 kg DQO.m-3.d-1, debido a que cuando se disminuye la carga orgánica se incrementa la reducción del nitrógeno amoniacal (Cobos et al., 2011). Relación Alimento/Microorganismo (A/M). Este parámetro determina la relación entre la cantidad de materia orgánica aplicada y la cantidad de biomasa disponible para metabolizarla (van Haandel y van der Lubbe, 2012). En la Figura 5.11 se observa que la relación A/M más alta se presentó en la Etapa 1 + 3 (RE1) debido a que existió mayor disponibilidad de materia orgánica carbonácea para los microorganismos heterótrofos. La distribución de los datos en la Etapa 1 + 3 (RE1) es simétrica debido a que la mediana y la media son iguales mientras que los datos de la Etapa 2 + 3 (RE2) es asimétrica por la lejanía de la media con la mediana. La mayor dispersión se obtuvo en la Etapa 1 + 3 (RE1). Se encontraron pocos datos atípicos generados por obstrucciones, fallas en el sistema de bombeo del lodo y problemas de sedimentación.

Etapa 2+3 (RE2)Etapa 1+3 (RE1)

1,6

1,4

1,2

1,0

0,8

0,6

0,4

0,2

0,0

Relac

ión

A/M

(Kg

DQO .

(Kg

SSV.

d)-1

)

3020100

1,6

1,4

1,2

1,0

0,8

0,6

0,4

0,2

0,0


Rela

ción

A/M

(Kg

DQO.

(Kg

SSV.

d)-1

)


Variable

Figura 5.11 Comportamiento de la relación A/M - C1

El promedio de la relación A/M en la Etapa 1 + 3 (RE1) fue de 0,9 ± 0,3 kg DQO. kg SSV-1.d-1; valor que es superior al rango recomendado para lodos activados en la modalidad de estabilización por contacto de 0,2 a 0,6 kg DBO. kg SSV-1.d-1 (Benefield y Randall, 1981; Rittman y McCarty, 2001; Bitton, 2005; Spellman, 2009), y se atribuye a que el ARS está compuesta por materia orgánica netamente de rápida biodegradación, situación que promovió el crecimiento de microorganismos filamentosos generando en algunas ocasiones una mala sedimentación del lodo (Peguero, 2003; Méndez et al., 2007). Por otro lado, se encontró que el promedio de la relación A/M de la Etapa 2 + 3 (RE2) fue de 0,1 ± 0,2 kg DQO. kg SSV-1.d-1. Los datos reportados son adecuados para favorecer la oxidación de NH4+ donde se debe mantener una relación A/M por debajo de 0,15 g DQO.g SSV-1.d-1, debido a que valores superiores favorecen el crecimiento de microorganismos heterótrofos causando una reducción en la tasa de nitrificación. Este efecto inhibidor de la nitrificación puede darse posiblemente porque los microorganismos heterótrofos tienen


57

mayores tasas de rendimiento y crecimiento que los autótrofos, y se crea una competencia por el oxígeno entre estos microorganismos (Campos et al., 1999). Comportamiento de Variables Ambientales del sistema Con un control adecuado de las condiciones ambientales del SLAEC es posible conseguir el desarrollo de biomasa capaz de realizar el tratamiento del agua residual. En la tabla 5.3 se presenta el resumen estadístico de las diferentes variables ambientales monitoreadas durante esta investigación y en el anexo 3 los datos registrados. Tabla 5.3 Variables Ambientales C1

Variable Unidades Prom. σ Med. Mín. Máx. n pH SS1 Unid N/A - 7,6 7,1 8,1 25 pH SS2 Unid N/A - 7,5 6,8 8,0 27 Alcalinidad Bicarbonática Efl SS1 mgCaO3.L-1 130 30 123 91 221 25 Alcalinidad Total Efl SS1 mgCaCO3.L-1 154 38 138 115 272 25 Alcalinidad Bicarbonática Efl SS2 mgCaCO3.L-1 69 32 68 18 186 27 Alcalinidad Total Efl SS2 mgCaCO3.L-1 81 37 76 25 202 27 OD RC1 mg.L-1 3,9 1,0 4,1 0,2 4,9 22 OD RC2 mg.L-1 4,5 0,2 4,5 4,0 5,1 22 OD RE1- RE2* mg.L-1 4,4 0,3 4,4 4,0 5,1 22 N/A= No Aplica; Prom.= Promedio; Med.= Mediana; σ= desviación estándar; Min.= Mínimo; Máx.= Máximo; n= Número de datos *La concentración de OD en RE1 y RE2 son iguales pH y alcalinidad. La Figura 5.12 muestra el comportamiento del pH en los efluentes, donde se observa un dato atípico en el efluente del SS2, el pH en el efluente del SS1 varió entre 7,1 y 8,1 manteniéndose dentro del rango óptimo de 6,5 a 8,5 para el desarrollo de procesos de degradación biológica (Lenín et al., 2007; Arango y López, 2011) y entre 6,5 y 8,0 para conservar la estabilidad en la tasa de nitrificación (Lin et al., 2009), este comportamiento fue el esperado debido a que el efluente del SS1 fue el afluente de la Etapa 2 + 3 (RE2) donde se llevó a cabo principalmente procesos de reducción biológica de nitrógeno.

Efluente SS2Efluente SS1

8,25

8,00

7,75

7,50

7,25

7,00

pH (u

nid)

3020100

8,25

8,00

7,75

7,50

7,25

7,00


pH (U

nid)

pH Efl SS1pH Efl SS2

Variable

Figura 5.12 Comportamiento del pH en los efluentes - C1


58

El pH en el efluente del SS2, que representó el efluente final del sistema, varió entre 6,8 y 8,0, que de acuerdo con Jordão y Arruda (2005) y Roldán y Ramírez (2008) se encuentran dentro del rango óptimo (6,0 a 9,0 und.) para no afectar la biota acuática y microorganismos responsables de la autodepuración del agua, en caso de su eventual descarga a un cuerpo de agua receptor. Los cambios bruscos de pH pueden alterar las tasas de crecimiento de los microorganismos involucrados en el tratamiento del agua residual, esta situación puede ser controlada por medio de la alcalinidad total que es la capacidad del agua para neutralizar ácidos (Avendaño, 2011). La Figura 5.13 muestra que la alcalinidad bicarbonática y total en el efluente del SS2 fue menor que en el SS1, esta reducción de la alcalinidad en la Etapa 2 + 3 (RE2) se presentó debido a que las bacterias autótrofas utilizan el carbono inorgánico (carbonatos, bicarbonatos e incluso CO2) como fuente de carbono y obtienen energía a partir de la oxidación del amonio (Carrera, 2001; Loaiza et al., 2012), produciendo entre otras cosas iones de H+ y ácido nitroso (HNO2) que disminuye la alcalinidad (Avendaño, 2011).

Alc. To

tal Ef

l SS2

Alc. Bi

c. Efl

SS2

Alc. To

tal Ef

l SS1

Alc. B

ic. Ef

l SS1

300

250

200

150

100

50

0

Alc

alin

idad

(m

g Ca

CO3.

L-1)

3020100

300

250

200

150

100

50

0

T iempo de operación (d)

Alc

alin

idad

(m

g Ca

CO3.

L-1)

Alc. Bic. Efl SS1Alc. Total Efl SS1Alc. Bic. Efl SS2Alc. Total Efl SS2

Variable

Figura 5.13 Comportamiento de la alcalinidad en los efluentes - C1

En el efluente del SS1 se encontró que la mediana de la alcalinidad total fue de 138 mg CaCO3. L-1 y la alcalinidad bicarbonática fue de 123 mg CaCO3. L-1 mostrando una capacidad tampón adecuada para procesos de depuración biológica. La alcalinidad del efluente del SS1 es importante para la etapa de transformación de nitrógeno, porque proporciona la fuente de carbono que requieren las bacterias autótrofas para sus procesos metabólicos; por esta razón, es necesario verificar si la alcalinidad del efluente del SS1 fue suficiente para desarrollar los procesos de reducción de la materia orgánica carbonácea y nitrógeno en la Etapa 2 + RE2. El cálculo de la cantidad de alcalinidad requerida para llevar a cabo la reducción de la materia orgánica carbonácea y nitrógeno en la Etapa 2 + 3 (RE1) se determinó de acuerdo con la estequiometria, la cual establece que por cada mg de DQO degrado se consume 0,5 mg CaCO3 y que por cada mg de NH4+ oxidado a NO3-se consume 7,14 mg de CaCO3 (van Haandel y Marais, 1999). Teniendo en cuenta que el efluente del


59

SS1 que ingresaba a la Etapa 2 + 3 (RE2) contenía alrededor de 52 mg DQO.L-1 y 15 mg NAT.L-1, se encontró que en la degradación completa de la DQO se requerían 26 mg CaCO3. L-1 y en la oxidación del NAT se consumen 107 mg CaCO3. L-1; lo que significa que se requería una alcalinidad teórica total de aproximadamente 133 mg CaCO3. L-1 para la oxidación completa tanto de NAT como la DQO que ingresa a la Etapa 2 + 3 (RE2). Debido a que el efluente del SS1 obtuvo una alcalinidad total de 138 mg CaCO3. L-1 fue posible cumplir con los requerimientos de alcalinidad que garantizan la completa oxidación del NAT y la DQO, como el efluente del SS2 presentó una mediana de alcalinidad total de 76 mg CaCO3. L-1 y de alcalinidad bicarbonática de 68 mg CaCO3. L-1, se infiere que el consumo de la alcalinidad estuvo primordialmente relacionado con la utilización del carbono inorgánico por parte de las bacterias nitrificantes, como fuente de carbono (Avendaño, 2011; Loaiza et al., 2012). Oxígeno Disuelto (OD). La Figura 5.14 muestra que la distribución de la concentración de OD en RC1, RC2, RE1 y RE2 es simétrica en todos los reactores. Se encontraron pocos datos atípicos, principalmente los valores más bajos, los cuales coincidieron con la presencia de lodo filamentoso que obstruían los difusores, afectando la propagación del aire.

OD REOD RC2OD RC1

5

4

3

2

1

0

Oxig

eno

Disu

elto

(mg.

L-1)

3020100

5

4

3

2

1

0


Oxig

eno

Disu

elto

(mg.

L -1)

OD RC1OD RC2OD RE1-RE2

Variable

Figura 5.14 Comportamiento del OD - C1

El promedio de la concentración de OD de RC1 fue de 3,9 ± 1,0 mg.L-1 y de RE1 fue 4,4 ± 0,3 mg.L-1

encontrándose por encima de lo recomendado (entre 1,0 y 3,0 mg.L-1) para la reducción de materia orgánica carbonácea en SLAEC (Spellman, 2009), para conservar un gradiente de OD adecuado a través de la interfase líquido-solido (Wang et al.2009) y garantizar una efectiva transferencia de oxígeno en el floc biológico (Holenda et al., 2008; Wang et al., 2009). En RC2 la concentración promedia fue de 4,5 ± 0,2 mg.L-1

y de RE2 fue 4,4 ± 0,3 mg.L-1, estos valores son adecuados debido a que la máxima nitrificación se logra cuando las concentraciones de OD son cercanas a 3,0 mg.L-1 (Gerardi, 2002). De acuerdo con lo anterior, se puede afirmar que los valores de OD fueron adecuados para favorecer la reducción de materia orgánica carbonácea y nitrógeno presentes en el agua residual.


60

Temperatura. Durante este estudio la temperatura en RC1, RC2, RE1 y RE2 varió entre 22 y 24°C, estos valores estuvieron cerca al rango óptimo para la actividad biológica de 25 a 35°C (Jordão y Arruda, 2005) y para el crecimiento de las bacterias nitrificantes entre 28°C y 32°C (Gerardi, 2002), lo cual es importante ya que en los sistemas biológicos la temperatura tiene un efecto directo sobre la actividad biológica y la composición microbiana, influyendo en la eficiencia de reducción de DQO, la conversión del nitrógeno orgánico, los sólidos suspendidos en el efluente y sobre la velocidad de ocurrencia de los procesos de nitrificación (Gujer y Jenkins, 1975b). Comportamiento de la DQO y SST En la tabla 5.4 se presenta el resumen estadístico de las variables evaluadas para estudiar el desempeño de la C1 y en el anexo 4 los datos registrados. Tabla 5.4 Variables evaluadas para el desempeño de la reducción de materia orgánica carbonácea

Variable Unidades Prom. Σ Med. Mín. Máx. n Carga Apl. DQO Etapa 1 + 3 (RE1) g.dˉ¹ 23,2 7,1 23,0 6,5 34,0 28 Carga Apl. DQO Etapa 2 + 3 (RE2) g.dˉ¹ 3,7 3,0 2,8 0,6 15,2 29 Carga Efl. DQO Etapa 1 + 3 (RE1) g.dˉ¹ 6,1 5,3 4,9 1,1 25,8 29 Carga Efl. DQO Etapa 2 + 3 (RE2) g.dˉ¹ 1,1 0,8 0,9 0,3 3,7 30 Carga Elim. Global g.dˉ¹ 21,9 7,3 21,3 4,1 33,5 27 Carga Elim. DQO Etapa 1 + 3 (RE1) g.dˉ¹ 19,3 6,5 19,7 3,2 32,1 27 Carga Elim. DQO Etapa 2 + 3 (RE2) g.dˉ¹ 3,0 2,9 2,3 0,2 13,4 26 DQO Afluente g.dˉ¹ 341 109 334 92 529 28 DQO Efl. Etapa 1 + 3 (RE1) mg.L-1 63 48 52 10 252 30 DQO Efl. Etapa 2 + 3 (RE2) mg.L-1 34 20 33 10 95 30 SST Efl. Etapa 1 + 3 (RE1) mg.L-1 34 25 30 6 107 31 SST Efl. Etapa 2 + 3 (RE2) mg.L-1 16 12 15 3 67 31 SSV Efl. Etapa 1 + 3 (RE1) mg.L-1 32 22 29 6 94 31 SSV Efl. Etapa 2 + 3 (RE2) mg.L-1 17 12 15 3 67 31 Reducción de DQO Total % 88 14 91 34 98 27 Reducción de DQO Etapa 1 + 3 (RE1) % 85 9 86 62 100 28 Reducción de DQO Etapa 2 + 3 (RE2) % 57 23 61 11 85 21 Prom.= Promedio; Med.= Mediana; σ= desviación estándar; Min.= Mínimo; Máx.= Máximo; n= Número de datos

Comportamiento de la DQO. En las Figuras 5.15 y 5.16 que presentan el comportamiento de la carga y de la concentración de DQO respectivamente, se observa que la Etapa 1 + 3 (RE1) fue la que recibió y removió la mayor carga, esto como resultado de ser la primera etapa del tratamiento y de que hubo una adecuada afinidad del sustrato con la biomasa heterótrofa. Para la Etapa 2 + 3 (RE2) que fue concebida principalmente para procesos de nitrificación, se presentó eliminación de la carga aplicada aunque en menor magnitud, debido a una menor carga aplicada, así como a la presencia de biomasa heterótrofa, por lo cual fue conveniente la baja carga de DQO aplicada en la Etapa 2 + 3 (RE2) para que los microorganismos heterótrofos no afectaran el crecimiento de la biomasa autótrofa y se favoreciera la oxidación del NAT. La presencia de biomasa heterótrofa en la Etapa 2 + 3 (RE2) se debe a las bacterias heterótrofas que no lograron formar flóculos sedimentables o no fueron atrapadas por el floc biológico en la Etapa 1 + 3 (RE1) saliendo en el efluente (Ferrer y Seco, 2008), y se incorporaron en la zona de transformación de nitrógeno.


61

La C1 en forma global presentó una carga eliminada y una eficiencia de reducción de DQO en promedio de 21,9 ± 7,3 g.d-1 y del 88 ± 14%, este resultado fue acorde con algunas investigaciones realizadas en SLAEC donde reportan eficiencias de reducción de DQO superiores al 80% (Al-Sa´ed y Zimmo, 2003; Mardani et al., 2011; Vásquez et. Al., 2011; Vásquez y Rodríguez, 2012), lo cual permiten deducir que la materia orgánica carbonácea del agua residual sintética afluente fue fácilmente degradada por la biomasa del sistema.

EfluenteAfluente

35

30

25

20

15

10

5

0

Carg

a de

DQO

(g.

d-1)

EfluenteAfluente

35

30

25

20

15

10

5

0


35

30

25

20

15

10

5

0Ca

rga

Elim

inad

a de

DQO

(g.d

-1)

Etapa 1 + 3 (RE1) Etapa 2 + 3 (RE2)

Figura 5.15 Comportamiento de la carga de DQO -C1

Efl. E

tapa 2

+ 3

(RE2

)

Efl. E

tapa 1

+ 3

(RE1

)

Afluen

te

600

500

400

300

200

100

0

Conc

entr

ació

n D

QO

(m

g.L-

1)

40200

600

500

400

300

200

100

0

Días de operación

DQ

O (

mg.

L-1)

AfluenteEfl. Etapa 1 + 3 (RE1)Efl. Etapa 2 + 3 (RE2) Efl

. Etap

a 2 +

3 (R

E2)

E fl. Eta

pa 1 +

3 (R

E1)

GLoba

l

100

80

60

40

20

0

% E

ficie

ncia

de

Redu

cció

n de

DQ

O

Figura 5.16 Comportamiento de la concentración DQO y eficiencias de reducción de DQO – C1


62

Comportamiento de SST. Debido a la naturaleza del afluente, que para este caso fue un agua residual sintética, constituida por compuestos que no generaron sólidos, el ARS no reportó concentración de SST. En la Figura 5.17 se observa que en los efluentes de las etapas existió presencia de SST lo cual se asocia con lavado de biomasa de una etapa a otra. Lo anterior demuestra porque que en la Etapa 2 + 3 (RE2), la cual fue concebida para reducción de nitrógeno, se observó reducción de DQO, como resultado de la presencia de biomasa heterótrofa proveniente de la Etapa 1 + 3 (RE1).


120

100

80

60

40

20

0

SS

T Ef

luen

te (

mg.

L-1

)

Figura 5.17 Comportamiento de SST y SSV en el efluente - C1

Durante la operación del sistema se evidenció que el lavado de la biomasa se produjo por la proliferación de microorganismos filamentosos favorecidos por la composición del ARS afluente, los cuales provocan que las bacterias formadoras de flóculos se adhiera a ellos, pierdan su estructura y se desintegren, esto impide la rápida sedimentación y compactación del lodo, y produce la pérdida de biomasa en el sistema (Reyes, 2009; Cobos et al., 2011). La relación del lavado de la biomasa y la excesiva presencia de filamentos se vio reflejada en efluentes turbios, lodo esponjado en el sedimentador y disminución de SSVLM en los reactores (Pacheco et al., 2003; Orellana, 2005). En el efluente de la Etapa 2 + 3 (RE2) se observó que la cantidad de SST disminuyó en comparación con la etapa anterior, esto puede ser el resultado de la formación de flocs en la Etapa 2, con mejores características de sedimentabilidad como flóculos de mayor tamaño, densos y estables que se depositan con mayor velocidad y reducen la turbiedad del efluente (Wilén et al., 2003; Wilén et al., 2008) Aunque durante la operación del sistema se presentaron algunos eventos de esponjamiento y mala sedimentación, debido a la presencia de microorganismos filamentosos en los reactores, las concentraciones de SST encontradas en el efluente de C1 no fueron significativas, de tal forma que pudieran afectar la calidad del efluente. Comportamiento del nitrógeno En la tabla 5.5 se muestra el resumen estadístico de las variables evaluadas para determinar el desempeño de la C1 en términos de la concentración del material nitrogenado y su eficiencia de reducción, en el anexo 5 se presenta los datos registrados.


63

Tabla 5.5 Variables evaluadas para el desempeño de la reducción del material nitrogenado Variable Unidades Prom. σ Med. Mín. Máx. n

Carga Apli. NAT Etapa 1 + 3 (RE1) g.dˉ¹ 2,7 0,4 2,8 1,4 3,6 30 Carga Apli. NAT Etapa 2 + 3 (RE2) g.dˉ¹ 0,9 0,3 0,9 0,3 1,8 28 Carga Efl. NAT Etapa 1 + 3 (RE1) g.dˉ¹ 1,5 0,4 1,5 0,4 2,8 27 Carga Efl. NAT Etapa 2 + 3 (RE2) g.dˉ¹ 0,2 0,08 0,2 0,01 0,4 31 C. Elim. NAT etapa1 g.dˉ¹ 1,2 0,3 1,3 0,3 1,8 26 C. Elim. NAT etapa2 g.dˉ¹ 0,8 0,3 0,8 0,3 1,3 25 NAT Afluente mg.L-1 39 5 39 25 51 30 NAT Efl. Etapa 1 + 3 (RE1) mg.L-1 15 5 15 3 29 31 NAT Efl. Etapa 2 + 3 (RE2) mg.L-1 5 2 5 0,2 11 32 N-NO2- Efl. Etapa 1 + 3 (RE1) mg.L-1 0,8 0,7 0,6 0,1 2,7 26 N-NO2- Efl. Etapa 2 + 3 (RE2) mg.L-1 0,6 0,5 0,5 0,03 1,7 26 N-NO3- Efl. Etapa 2 + 3 (RE2) mg.L-1 9 5 8 0,1 2 30 N-NO3- Efl. Etapa 2 + 3 (RE2) mg.L-1 17 4 17 6 25 30 Reducción de NAT Total % 87 7 88 71 100 29 Reducción de NAT Etapa 1+ 3(RE1) % 60 9 60 43 77 28 Reducción de NAT Etapa 2 +3(RE2) % 66 16 66 31 99 26 Producción de NO3 Total % 48 11 49 20 75 22 Producción de NO3 Etapa 1+ 3(RE1) % 30 12 30 10 58 25 Producción de NO3 Etapa 2 +3(RE2) % 57 27 57 7 100 23 Prom.= Promedio; Med.= Mediana; σ= desviación estándar; Min.= Mínimo; Máx.= Máximo; n= Número de datos

Comportamiento del NAT. La Figuras 5.18 muestra el comportamiento de la carga de NAT en la C1, se observa que al igual de lo que ocurrió con la DQO, la Etapa 1 + 3 (RE1) fue la que recibió y removió la mayor carga, por ser la primera unidad de tratamiento.

EfluenteAfluente

4

3

2

1

0

Carg

a de

NAT

(g.d

-1)

EfluenteA fluente

4

3

2

1

0


4

3

2

1

0

Carg

a Eli

min

ada

de N

AT (g

.d-1

)

Etapa 1 + 3 (RE1) Etapa 2 + 3 (RE2)

Figura 5.18 Comportamiento de las diferentes cargas de NAT - C1


64

El comportamiento de la Etapa 1 + 3 (RE1) (carga eliminada de NAT de 1,2 ± 0,3 g.d-1 ) se atribuye a que, a pesar de que la etapa fue planteada para garantizar principalmente la reducción de materia orgánica carbonácea, se presume que la reducción de NAT pudo darse por dos razones: la asimilación del NAT por parte los microorganismos para su síntesis celular y la oxidación de este compuesto a nitrato; sin embargo, se resalta en este punto que el paso de lodo de RE2 a RE1 como resultado de la dinámica del sistema, que incorporó biomasa autótrofa, pudo ser un gran aporte para estimular el proceso de nitrificación en la Etapa 1 + 3 (RE1). La reducción de carga de NAT en la Etapa 2 + 3 (RE2) de 0,8 ± 0,3 g.d-1, pudo estar más influenciada por los procesos de nitrificación que se pudieron desarrollar en esta fase debido a que los valores encontrados de algunas variables como COV (de 0,2 kg DQO.m-3.d-1), OD (entre 4,0 y 5,1 mg.L-1), temperatura (de 22 a 24°C), pH (entre 6,8 y 8,0) y relación A/M (de 0,08 kg DQO. kg SSV-1.d-1), fueron acordes con las recomendaciones realizadas por Campos et al. (1999); Gerardi (2002); Jordão y Arruda (2005); Lin et al. (2009) para favorecer el crecimiento de microorganismos autótrofos encargados de la oxidación de NH4+ a NO2 y NO3. La Figura 5.19 muestra el comportamiento de la concentración de NAT y sus eficiencias de reducción durante la operación de la C1, en el efluente de la Etapa 1 + 3 (RE1) fue muy evidente la eliminación de NAT encontrando concentraciones de NAT con un valor asociado a la mediana de 15 mg.L-1 y eficiencias de reducción alrededor del 60%. Esta eficiencia alcanzada que es significativa, junto con la alta eficiencia de reducción de DQO obtenida muestran que el paso de lodo de RE2 a RE1 pudo favorecer procesos de nitrificación permitiendo el desarrolló de forma simultánea de procesos de reducción de carbono y nitrógeno.

Ef l. E

tapa 2

+ 3

(RE2

)

Efl. E

tapa 1

+ 3

(RE1

)

Aflue

nte

50

40

30

20

10

0

NA

T (

mg.

L-1

)

40200

50

40

30

20

10

0


NA

T (

mg.

L-1

)

A fluenteEfl Etapa 1 + 3 (RE1)Efl Etapa 2 + 3 (RE2) E tap

a 2 +

3 (R

E2)

Etapa

1 + 3

(RE1

)

Global

100

90

80

70

60

50

40

30

% R

educ

ción

de

NA

T

Figura 5.19 Comportamiento de la concentración de NAT y eficiencias reducción - C1

Aunque la Etapa 2 + 3 (RE2) fue operado con un TRC (alrededor de 0,5 d) que estuvo por debajo de lo recomendado por Grady et al. (1999) y van Haandel y Marais (1999), los cuales indican que para procesos de nitrificación el TRC debe ser de 6 a 10 d, se encontró que el efluente de la Etapa 2 + 3 (RE2) obtuvo una concentración de NAT con un valor asociado a la mediana de 5 mg.L-1 logrando eficiencias de reducción de NAT de alrededor de 66%, estos resultados se pueden comparar con estudios realizados por Loaiza et al.


65

(2011), donde se evaluó el proceso de nitrificación en un sistema de lodos activados convencional con bajos TRC (5 d) obteniendo una concentración de NAT en el efluente de 3,07 mg.L-1. El bajo TRC en la Etapa 2 + 3 (RE2) puede ser el resultado de dos situaciones: 1) La baja concentración de SSVLM presentada en el RC2 y el RE producto de la presencia de microorganismos filamentosos que generaron el lavado de la biomasa. 2) La dinámica del paso de lodo de RE2 a RE1 que puede ser considerada como una purga de lodo constante y representa una pérdida significativa del licor mixto en esta etapa. De forma general, la C1 logró reducir el contenido de NAT del ARS con una eficiencia asociada a la mediana del 88%, este resultado supera los valores obtenidos en algunos estudios elaborados en SLAEC como el realizado por Al-Sa´ed y Zimmo (2004) que lograron eficiencias de reducción de N-NH4+ del 70%, y López Torres (2011) en donde se evidenció una reducción de N-NH4+ de aproximadamente el 25%. Comportamiento de NO2- y NO3-. Durante la evaluación del desempeño de la C1 fue evidente la oxidación de NAT tal como lo muestra la Figura 5.20, las concentraciones de NO2 y NO3 en el afluente de la C1 fueron nulas debido a que el ARS estuvo compuesta principalmente por cloruro de amonio como fuente de nitrógeno, se observó que las concentraciones de N-NO2 encontradas fueron muy bajos en los dos efluente, debido a que los nitritos en el tratamiento de agua residual son inestables y se oxidan fácilmente a nitratos (Jordão y Arruda, 2005).

50

40

30

20

10

0

NAT

Aflu

ente

(mg.

L-1)

NO3NO2

50

40

30

20

10

0

Conc

entr

ació

n (m

g.L-

1)

NO3NO2

50

40

30

20

10

0

Conc

entr

ació

n (m

g.L-

1)

ARS Etapa 1 + 3 (RE1) Etapa 2 + 3 (RE2)

Figura 5.20 Comportamiento de los N-NO2 y N-NO3 en el efluente - C1

Los valores de las concentraciones de N-NO3- en la Etapa 1 + 3 (RE2) revelan que el paso de lodo de RE2 a RE1 estimuló la ocurrencia de procesos de nitrificación. Sin embargo, las mayores concentraciones de N-NO3 se presentaron en la Etapa 2 + 3 (RE2) demostrando una elevada actividad de las bacterias oxidadoras de N-NH4+ y N-NO3 dentro la C1. Para calcular el porcentaje de producción de nitrato se relacionó la generación de nitrato y la carga aplicada de NAT en cada sistema. La Figura 5.21 muestra el comportamiento de la generación de NO3- durante la evaluación de la C1. El porcentaje de producción de NO3- más alto se presentó en la Etapa 2 + 3 (RE2) con un valor asociado a la mediana del 57%, y debido a que la reducción del NAT en esta etapa fue alrededor del 66%, se puede concluir que el mayor consumo del NAT en la Etapa 2 + 3 (RE2) se generó a partir de los


66

procesos de nitrificación, lo cual pudo ser ocasionado porque la mayoría de las variables operacionales y ambientales en esta etapa estuvieron dentro los rangos recomendados para favorecer el crecimiento de las bacterias nitrificantes. Debido a que la reducción del NAT en la Etapa 1 + 3 (RE1) fue alrededor del 60% y la producción de NO3 fue del 30%, se observó que la mitad del consumo de NAT en esta etapa se produjo por procesos de nitrificación, y el resto de la eliminación de NAT estuvo asociado a la utilización del nitrógeno amoniacal para la síntesis metabólica de las bacterias heterótrofa u otros procesos de transformación de nitrógeno. Este resultado demuestra las bondades del sistema propuesto en cuanto a la reducción de NAT en una etapa concebida principalmente para la eliminación de la materia orgánica carbonácea, y puede ser comparado con estudios realizados por Amorocho y Sánchez (2013), quienes reportaron que en el efluente de un SLAEC la producción de NO3 no fue detectada y la concentración de NO2 estuvo alrededor de 0,1 mg.L-1.

Etapa 2 + 3 (RE2)Etapa 1 + 3 (RE1)Global

100

80

60

40

20

0

% P

rodu

cció

n N

O3

Figura 5.21 Comportamiento de la producción de NO3- en el efluente - C1

5.2.1 Configuración 2 (C2) En este análisis cada variable se compara con las condiciones que estimulan los procesos de reducción de la materia orgánica carbonácea y el nitrógeno. Durante la operación de la Configuración 2 (C2) se observó que la reducción de la materia orgánica carbonácea predominó en la Etapa 1 (RC1 y SS1) y en RE1 de la Etapa 3, esta zona se denominó Etapa 1 + 3 (RE1). Así mismo, la reducción del nitrógeno se favoreció principalmente en la Etapa 2 (RC1 y SS1) y en RE2, RE3 y RE4 de la Etapa 3, esta fase se designó como Etapa 2 + 3 (RE2-4).

Comportamiento de las variables operacionales En la tabla 5.6 se presenta el resumen estadístico de las diferentes variables operacionales monitoreadas durante esta investigación y en el anexo 6 se muestran los datos registrados.


67

Tabla 5.6 Variables operacionales C1

Variable Unidades Prom. σ Med. Mín. Máx. n TRC Etapa 1 + 3 (RE1) d 4,8 0,5 4,8 3,8 5,3 8 TRC Etapa 2 + 3 (RE2-4) d 0,9 0,3 0,9 0,5 1,4 8 TRH neto RC1 h 1,2 0,2 1,1 1,1 1,6 26 TRH neto RC2 h 3,2 0,4 3,0 2,8 4,0 26 TRH neto RE1 h 4,3 1,1 4,2 3,1 6,5 26 TRH neto RE2 h 1,5 0,4 1,4 1,1 2,,1 26 TRH neto RE3 h 1,7 0,4 1,5 1,2 2,4 26 TRH neto RE4 h 1,4 0,4 1,3 1,0 1,9 26 TRH nominal RC1 h 0,7 0,2 0,7 0,4 1,5 26 TRH nominal RC2 h 2,0 0,2 2,0 1,6 2,5 26 SSV RC1 mg.L-1 1.984 541 1.900 1.320 3.359 23 SSV RC2 mg.L-1 1.529 780 1.315 680 3.520 26 SSV RE1 mg.L-1 2.467 638 2.450 1.100 3.393 24 SSV RE2 mg.L-1 2.887 1.117 2.658 1.255 5.970 25 SSV RE3 mg.L-1 2.929 949 2.739 1.130 5.537 25 SSV RE4 mg.L-1 2.716 812 2.490 1.410 4.461 28 Factor α RC1 Adimensional 0,2 0,1 0,2 0,1 0,5 19 Factor α RC2 Adimensional 0,3 0,1 0,3 0,2 0,6 19 COV Etapa1 + 3 (RE1) kg.(m3.d) -1 2,2 0,7 2,3 0,6 4,1 28 COV Etapa 2 + 3 (RE2-4) kg.(m3.d) -1 0,1 0,1 0,1 0,03 0,5 28 Relación A/M Etapa 1 + 3 (RE1) kg DQO.(kgSSV.d)-1 0,9 0,3 0,9 0,3 1,2 17 Relación A/M Etapa 2 + 3 (RE2-4) kgDQO.(kgSSV.d)-1 0,08 0,08 0,04 0,01 0,3 17 Prom.= Promedio; Med.= Mediana; σ= desviación estándar; Min.= Mínimo; Máx.= Máximo; n= Número de datos

Tiempo de Retención Celular (TRC). La Figura 5.22 muestra el comportamiento del TRC en C2, se observa que el TRC en la Etapa 1 + 3 (RE1) fue el más alto con una mediana de 4,8 d, lo cual indica que este parámetro está dentro del rango recomendado por Grady et al. (2009) (entre 2 y 6 d) en sistemas aerobios y por van Haandel y Marais (1999) (entre 3 y 5 d) en regiones tropicales para favorecer los procesos de reducción de materia orgánica carbonácea.

Como la Etapa 2 + 3 (RE2-4) fue concebida para estimular los procesos de reducción de nitrógeno y cuenta con un sistema hibrido, para calcular el TRC fue necesario en RE3 implementar un análisis de flujo que permita describir la dinámica del sustrato a través del medio de soporte y su incidencia con el crecimiento de las bacterias nitrificantes, para posteriormente cuantificar la cantidad de biomasa activa en la biopelícula. La ecuación 5.1 muestra el cálculo del TRC en la Etapa 2 + 3 (RE2-4) basado en estudios realizados por Gebara (1999), Foaud y Bhargava (2005a), Foaud y Bhargava (2005b) y Thalla et al. (2010) para sistemas de lodos activados con biopelícula.


68

Etapa 2 + 3 (RE2-4)Etapa 1 + 3 (RE1)

6

5

4

3

2

1

0

Tiem

po d

e Re

tenc

ión

Celu

lar (

d)

3027252220

6

5

4

3

2

1

0

Días de operación

Tiem

po d

e Re

tenc

ión

Celu

lar (

d)

TRC Etapa 1 + 3 (RE1)TRC Etapa 2 + 3 (RE2-4)

Variable

Figura 5.22 Comportamiento del TRC neto - C2

22

4221244332222

44332222

)(32.ESSSSEREREREREREWREREWREREWRCRCW

RERERERERERERCRC

REEtapa SSVQSSVQSSVQSSVQSSVQSSVQbtYaVJSSVVSSVVSSVVSSVV

TRC×−−−−−−

+ +×+×+×+×+×

+×+×+×+×=

−

Ecuación 5.1 Donde, V = Volumen del reactor (L) SSV = Concentración de SSV en cada reactor (mg.L-1) QW = Caudal de purga de lodos o caudal de lodo que es retirado de la etapa (L.d-1)

btYaVJ = Expresión para el cálculo de la biomasa adherida en la zona híbrida de RE3

a = Área específica superficial del material de soporte (cm-1) V= Volumen del reactor (L) J = Flujo de nitrógeno amoniacal (g.cm2.d-1) Y= Coeficiente de rendimiento (Adimensional) bt = Sumatoria de las constantes de decaimiento específico y de desprendimiento de biomasa (Adimensional) El flujo del nitrógeno amoniacal dentro de la biopelícula (J) se calculó de acuerdo con el modelo propuesto por Foaud y Bhargava (2005a) adaptado por Thalla et al. (2010) para simular la reducción de nitrógeno amoniacal en un sistema de lodo activados con biopelícula, en el cual se tiene cuenta las siguientes asunciones: 1) El sistema funciona en condiciones estacionarias. 2) Toda la biomasa del reactor es activa y las expresiones de la cinética de Monod son válidas para describir el crecimiento suspendido y adherido. 3) La biopelícula cuenta con estructuras homogéneas y densas. 4) El Transporte de los componentes disueltos en la fase líquida es por difusión molecular y puede ser descrito por la ley de difusión de Fick. La tabla 5.7 presenta los valores de parámetros cinéticos y de transporte de materia adoptados para cuantificar la biomasa adherida en RE3. Las variables cinéticas utilizadas son para bacterias oxidadoras de amonio a una temperatura de 25°C, debido a que la velocidad de reacción de nitrito a nitrato es


69

significativamente mayor que la de amonio a nitrito, haciendo que en la modelación de nitrificación pueda considerarse como una sola etapa, donde la limitante es la conversión del N-NH4+ a N-NO2- (Menéndez y Pérez, 2007). Además, la temperatura del licor mixto durante la operación de C2 fue cercana a los 25°C. Tabla 5.7 Parámetros cinéticos y de transporte de materia adoptados Símbolo Parámetro Unidades Valor

recomendado

Literatura

Y Coeficiente de rendimiento autótrofo

mg SSV. (mg NH 4+)-1 0,33 Rittman y MacCarty (2001)

K Máxima tasa de utilización especifica del nitrógeno amoniacal

mg NH +4 . (mg SSV. d) -1 3,8 Lin (2008)

KN Coeficiente de velocidad media de saturación

mg NH +4.L -1 1,36 Koch et al. (2000) y Metcalf y Eddy (2003)

bH Tasa de decaimiento endógeno autótrofo

d-1 0,139 Grady et al. (1999) y Metcalf y Eddy (2003)

bs Coeficiente de pérdida de cizallamiento

d-1 1,04x10-4 Lin (2008)

a Área específica superficial del material de soporte

cm2.cm-3 11,2 Quan et al. (2012)

L Espesor de la biopelícula cm 8,2 x10-2 Lin (2008) Df Coeficiente de difusión

molecular en la biopelícula cm2.d-1 1,38 Lin (2008)

Dw Coeficiente de difusión molecular para el agua

cm2.d-1 1,30 Rittman y Manem (1992)

Debido a que las bacterias nitrificantes tienen una baja tasa de crecimiento se recomiendan TRC altos (Palma y Manga, 2005; Gonzales y Saldarriaga, 2008), como los sugeridos por Grady et al. (1999) y van Haandel y Marais (1999) entre 6 y 10 d ó por Bolzonella et al. (2005) mayor a 10 d para sistemas de lodos activados, en la Etapa 2 + 3 (RE2-4) se encontró que la mediana fue de 0,9 d, lo cual es inferior a los rangos propuestos para desarrollar procesos de nitrificación; sin embargo, las concentraciones de DQO y NAT encontradas en el efluente de 25 y 7 mg.L-1 respectivamente, y las eficiencias de reducción globales de 95% para DQO y 87% para NAT revelan que el sistema tuvo un buen desempeño con un TRC bajo. Aunque los sistemas híbridos al combinar el crecimiento suspendido y adherido aumentan la concentración de biomasa en el reactor (Jianlong et al, 2000; El-fadel et al., 2002; Lamego, 2008), lo cual pudo ser una ventaja para favorecer un TRC adecuado, la principal causa por la que se presentó un bajo TRC en la Etapa 2+3 (RE2-4) fue que el paso de lodo de RE2 a RE1 representó una salida significativa de biomasa en esta fase. Tiempo de Retención Hidráulico (TRH). En la Figura 5.23 donde se muestra el comportamiento del TRH durante la operación de la C2, se observa que el TRH en RC1 fue alrededor de 1,2 h y en RE1 fue aproximadamente de 4,3 h, de acuerdo con Orozco (2005) los TRH encontrados fueron adecuados para la reducción de la materia orgánica carbonácea (entre 0,5 y 1 h en RC y entre 3 y 6 h en RE).


70

RE4RE3RE2RE1RC2RC1

7

6

5

4

3

2

1

TRH

Net o

(h)

3020100

7

6

5

4

3

2

1

Días de operación (d)

TRH

Neto

(h)

TRH Neto RC 1TRH Neto RC 2TRH Neto RE1TRH Neto RE2TRH Neto RE3TRH Neto RE4

V ariable

Figura 5.23 Comportamiento del TRH Neto - C2

El TRH en RE2, RE3 y RE4 fue de 1,4, 1,5 y 1,3 h respectivamente, de forma general se podría decir que el TRH total de RE2-4 que es la zona de mayor predominio de asimilación del NAT adsorbido fue de aproximadamente 4,2 h, mientras tanto, en RC2 el TRH fue de 3,2 h. Debido a que estos valores de TRH se pueden considerar como bajos para favorecer procesos de nitrificación en un sistema de lodos activados (Pholchan et al., 2010; Avendaño, 2011; Zornoza et al., 2012), y que en la Etapa 2 + 3 (RE2-4) se eliminó una carga de NAT de 0,8 g.d-1 y se logró una eficiencia de reducción del NAT del 66%, se deduce que esta fase de tratamiento lo que favoreció el crecimiento de bacterias autótrofas que promovieron procesos de nitrificación fueron las condiciones de carga aplicada y ambientales. El bajo TRH encontrado en RE3 pudo tener poca incidencia en el crecimiento de los microorganismos de la espuma de poliuretano, debido a que con un crecimiento adherido se puede separar el TRH del TRC, ya que la biopelícula continua su ciclo de crecimiento-desprendimiento de acuerdo con las características del medio de soporte, turbulencia, composición del agua residual, etc. (Mesa y Ponce, 2004), razón por la cual se considera que este tipo de crecimiento mejora las reacciones biológicas y el desarrollo de microorganismos con lenta tasa de crecimiento como las bacterias nitrificantes (Wolff, 2005). A pesar que las zonas concebidas para favorecer procesos de reducción de nitrógeno en la C2 fueron operadas con bajos TRH, la eficiencia global de reducción de NAT alcanzada muestra que la configuración propuesta estimula los procesos de nitrificación con bajos TRH, esto implica menor requerimiento de área y disminución de costos de construcción. Sólidos Suspendidos del Licor Mixto (SSVLM). De acuerdo con la Figura 5.24 que presenta la dinámica del comportamiento de los SSVLM en la C2, se observa que las concentraciones de SSVLM más altas fueron para RE, debido a que es alimentado por el lodo sedimentado y recirculado, encontrándose algunos datos atípicos. La concentración de SSVLM en RC1 fue de 1.900 mg.L-1 y está dentro del rango recomendado por Grady et al. (1999) y Rittman y McCarty (2001) para que la adsorción del sustrato pueda ocurrir eficientemente (entre 1.000 y 4.000 mg.L-1).


71

RE4RE3RE2RE1RC2RC1

6000

4500

3000

1500

0

SSVL

M (

mg.

L-1)

302520151050

6000

4500

3000

1500

0

Días de operación

SSVL

M (

mg.

L-1 )

SSV RC 1SSV RC 2SSV RE1SSV RE2SSV RE3SSV RE4

V ariable

Figura 5.24 Comportamiento de los SSVLM - C2

La menor concentración de SSVLM se presentó en RC2 con un valor asociado a la mediana de 1.315 mg.L-1, lo cual está por debajo del rango mínimo sugerido de 1.500 mg.L-1 para garantizar procesos de nitrificación (Orozco, 2005). De igual forma, la mediana de la concentración de SSVLM en RE1, RE2, RE3 y RE4 (2.450, 2.658, 2.739 y 2.490 mg.L-1, respectivamente) estuvo por debajo de los valores recomendados por Grady et al. (1999) y Rittman y McCarty (2001) entre 4.000 y 10.000 mg SSVLM.L-1 y en estudios realizados por Vázquez (2009) alrededor de 3.173 mg SSVLM.L-1 para que el material absorbido se utilice en la producción de nuevas células y energía en RE. Sin embargo, el desempeño de la C2 demostró que es posible operar el sistema bajo estas condiciones, sin afectar significativamente la eficiencia de reducción de la materia orgánica carbonácea y nitrógeno. Durante la operación de la C2 se observó que una de las principales causas para que la concentración de SSVLM en RC2, RE1, RE2, RE3 y RE4 estuviera por debajo de los rangos recomendados, fue la constante presencia de microorganismos filamentosos que fue favorecida porque el ARS contenía materia orgánica de fácil degradación (azucares y carbohidratos), y su proliferación ocasionó la formación de un floc disperso, afectando la sedimentabilidad del lodo y produciendo el lavado de la biomasa; por lo tanto, se recirculó menos lodo al reactor de estabilización y disminuyó la concentración de sólidos en RC2. Aunque la concentración de SSVLM en RE3 se puede considerar como baja, se encontró que representa la mayor concentración de SSVLM en la C2, este suceso puede estar asociado a que en esta zona se involucran dos tipos de crecimiento microbiano (adherido y suspendido), los cuales en un sistema hibrido pueden producir el aumento de la concentración de biomasa en el reactor (El-fadel et al., 2002), y cuando la biopelícula formada en el material de soporte se desprende aumenta la concentración de sólidos (Mesa y Ponce, 2004; Hein, 2006). Esta fase de desprendimiento de la biopelícula se caracteriza por factores biológicos tales como lisis celular, cambios en las interacciones medio de soporte-bacterias y por factores físicos, tales como acción de la fuerza de gravedad y fuerza tangencial sobre la biomasa (Hein, 2006).


72

Adicionalmente, el aumento de la concentración de biomasa en los sistemas híbridos produce una mayor estabilidad y resistencia a las cargas choques (Lamego, 2008), menor dependencia de la sedimentación secundaria (El-fadel et al., 2002) y la reducción del tamaño del tanque de aireación (Jianlong et al., 2000). Otro aspecto que pudo aportar para que la concentración de SSVLM en RE3 sea la más alta, es que se observó en algunas ocasiones que el flujo hidráulico (descendente) entre las hileras de la espuma de poliuretano fue lento acumulándose lodo en el fondo del reactor y entre el material de soporte, de lo cual se evidenció que la correcta distribución de los difusores de aire en RE2 y RE4 fue fundamental para favorecer el sentido del flujo en RE3. Además, debido a que la espuma de poliuretano es porosa y adherente, la baja de velocidad del flujo pudo favorecer problemas de atascamiento por acumulación de sólidos. Factor 𝜶. La Figura 5.25 muestra el comportamiento del factor α en la C2, este parámetro hace referencia a la distribución de lodos y se puede asociar con la capacidad de bio-adsorción del lodo, porque muestra la porción de biomasa que se encarga principalmente del proceso de adsorción con relación a la masa de lodo del sistema. En la configuración 2 el factor α fue estimado para RC1 teniendo en cuenta la porción de lodo contenida en RC1 con respecto a la biomasa total en la Etapa 1 + 3 (RE1) y para RC2 con la fracción de lodo de RC2 con respecto a la biomasa total de la Etapa 2 + 3 (RE2-4).

RC2RC1

0,6

0,5

0,4

0,3

0,2

0,1

F act

or ɑ

2520151050

0,6

0,5

0,4

0,3

0,2

0,1

Días de operación

Fact

or ɑ

Factor ɑ RC1Factor ɑ RC2

Variable

Figura 5.25 Comportamiento del Factor α - C2

El valor promedio para RC1 fue de 0,2 ± 0,1 y para RC2 fue de 0,3 ± 0,1, estos valores obtenidos están dentro lo recomendado por la literatura (0,1 Alexander et al., 1980; 0,3 Sarioğlu et al., 2003) para garantizar procesos de adsorción y transformación de la materia orgánica en los reactores de contacto y estabilización; de esta manera cuando se descarguen altas cargas contaminantes sobre RC se puede minimizar el riesgo de inhibir la actividad biológica del sistema, debido a que una pequeña porción de la biomasa presente en RC estaría vulnerable a dicha descarga, mientras que la mayor parte de la biomasa contenida en RE permitirá recuperar rápidamente la estabilidad del sistema. Carga Orgánica Volumétrica (COV). La Figura 5.26 muestra el comportamiento de la COV, la cual se refiere a la cantidad de materia orgánica carbonácea por unidad de volumen del reactor que recibieron los microorganismos al día durante la operación de la C2. En la Etapa 1 + 3 (RE2) se observó la mayor COV y en


73

la Etapa 2 + 3(RE2-4) se presentó la menor COV, esto indica que en la primera fase de tratamiento la materia orgánica fue susceptible de ser absorbida por los microorganismos reduciendo la carga para la segunda fase, lo cual en la etapa 2 + 3 (RE2-4) fue importante porque las bajas cargas de materia orgánica benefician los procesos de nitrificación.

Etapa 2 + 3 (RE2-4)Etapa 1 + 3 (RE1)

4

3

2

1

0

COV

(kg.

(m3.

d)-1

)

3020100

4

3

2

1

0

Días de operación

COV

(kg.

(m3.

d)-1

)

Etapa 1 + 3 (RE1)Etapa 2 + 3 (RE2-4)

Variable

Figura 5.26 Comportamiento de la COV - C2

En la Etapa 1 + 3 (RE1) se encontró que la mediana de la COV fue de 2,3 kg DQO.m-3.d-1 y el promedio fue de 2,2 ± 0,7 kg DQO.m-3.d-1, estos valores son superiores a los recomendados por Orozco (2005) en reactores aerobios (0,3 a 2 kg DQO.m-3.d-1) y por Metcalf y Eddy (2003) en un SLAEC (0,6 a 1,2 kg DQO.m-

3.d-1) para favorecer procesos de reducción de materia orgánica, sin embargo, estudios realizados por Vásquez (2010) y Amorocho y Sánchez (2013) reportan que el SLAEC puede ser operado con valores relativamente altos y lograr eficiencias de reducción de DQO de aproximadamente el 80%. Del desempeño de la Etapa 1 + 3 (RE1) depende la COV que ingresa a la zona de transformación de nitrógeno, en la Etapa 2 + 3 (RE2-4) se encontró que la mediana de la COV fue de 0,1 kg DQO.m-3.d-1 y el promedio fue de 0,1 ± 0,1 kg DQO.m-3.d-1, el valor obtenido está dentro el rango recomendado por Jordão y Arruda (2005) (entre 0,05 y 0,20 kg DQO.m-3.d-1) para favorecer los procesos de nitrificación, lo cual muestra que el bajo contenido de materia orgánica carbonácea del efluente de la Etapa 1 + 3 (RE1) pudo promover la reducción de nitrógeno amoniacal en la Etapa 2 + 3 (RE2-4). La Etapa 2 + 3(RE2-4) cuenta con la ventaja de que el crecimiento adherido y suspendido de RE3 puede fomentar la reducción de la materia orgánica carbonácea y estimular la recuperación del sistema cuando ingrese una alta COV, ya que según investigaciones en sistemas híbridos realizadas por Jianlong et al. (2000) con espuma de poliuretano, han demostrado ser altamente eficaces para la reducción del material carbonáceo, porque a medida que se aumentaba la carga orgánica y disminuía el porcentaje de reducción de DQO fue capaz de eliminar más sustrato a mayor tasa de carga orgánica, encontrando que con una COV de alrededor de 3,5 kg DQO.m-3.d-1 la reducción de DQO fue superior al 80%. Sin embargo, es importante mantener una baja COV en el efluente de la Etapa 1 + 3 (RE1), debido a que el aumento de la carga orgánica


74

disminuye significativamente la tasa de nitrificación, porque aumenta la competencia entre bacterias heterótrofas y nitrificantes en la biopelícula (Downing y Nerenberg, 2008). Relación Alimento/Microorganismo (A/M). Esta relación es utilizada principalmente en sistemas de lodos activados para controlar el equilibrio entre la cantidad de carga orgánica aplicada y la biomasa disponible para asimilarla (Spellman, 2009). La Figura 5.27 muestra que la relación A/M más alta se presentó en la Etapa 1 + 3 (RE1) debido a que hay mayor disponibilidad de materia orgánica carbonácea para los microorganismos heterótrofos, el promedio de la relación A/M fue de 0,9 ± 0,3 kg DQO. kg SSV-1.d-1, este valor fue superior a lo recomendado por Metcalf y Eddy (2003) para SLAEC, el cual sugiere que este parámetro este entre 0,2 y 0,6 kg DQO. kg SSV-1.d-1. De acuerdo con Peguero (2003) y Méndez et al. (2007) cuando la relación A/M es mayor a 0,6 kg DQO. kg SSV-1.d-1 se producen problemas de bulking filamentoso impidiendo la adecuada sedimentación del lodo, esta situación fue observada en varias ocasiones durante esta investigación.

Etapa 2 + 3 (RE2-4)Etapa 1 + 3 (RE1)

1,4

1,2

1,0

0,8

0,6

0,4

0,2

0,0

Rela

ción

A/M

kgD

QO.(k

gSSV

.d)-

1

20151050

1,4

1,2

1,0

0,8

0,6

0,4

0,2

0,0

Días de operación

Rela

ción

A/M

kgD

QO.(k

gSSV

.d)-

1

Etapa 1 + 3 (RE1)Etapa 2 + 3 (RE2-4)

Variable

Figura 5.27 Comportamiento de la relación A/M - C2

El promedio de la relación A/M de la Etapa 2 + 3 (RE2-4) fue de 0,08 ± 0,08 kg DQO. kg SSV-1.d-1, este valor favoreció los procesos de nitrificación desarrollados por la biomasa autótrofa en suspensión y adherida, debido a que relación A/M estuvo por debajo de 0,15 g DQO. g SSV-1.d-1 (Campos et al., 1999), valores superiores disminuye la oxidación del N-NH4+ porque favorece el crecimiento de los microorganismos heterótrofos, los cuales tienen mayores tasas de crecimiento que las bacterias autótrofas compitiendo no solo por el oxígeno, sino también por el espacio en la espuma de poliuretano. Comportamiento de Variables Ambientales del sistema En la tabla 5.8 se presenta el resumen estadístico de las diferentes variables ambientales evaluadas durante la operación de la C2 y en el anexo 7 los datos registrados.


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Tabla 5.8 Variables Ambientales C2

Variable Unidades Prom. Σ Med. Mín. Máx. N pH SS1 Unid N/A - 7,7 7,0 8,4 29 pH SS2 Unid N/A - 7,7 6,3 8,3 29 Alc. Bicarbonática Efl SS1 mgCaO3.L-1 187 58 188 77 339 29 Alc. Total Efl SS1 mgCaCO3.L-1 224 66 231 94 407 29 Alc. Bicarbonática Efl SS2 mgCaCO3.L-1 118 81 111 2 311 28 Alc. Total Efl SS2 mgCaCO3.L-1 142 95 132 4 380 28 OD RC1 mg.L-1 4,1 1,0 4,7 2,3 5,2 16 OD RC2 mg.L-1 4,6 0,5 4,5 3,7 5,3 16 OD RE1 mg.L-1 4,3 0,5 4,3 3,5 5,0 16 OD RE2 mg.L-1 4,5 0,5 4,7 3,6 5,4 16 OD RE3 mg.L-1 3,3 1,1 3,8 1,3 4,8 15 OD RE4 mg.L-1 4,4 0,4 4,4 3,7 5,0 16 N/A= No Aplica; Prom.= Promedio; Med.= Mediana; σ= desviación estándar; Min.= Mínimo; Máx.= Máximo; n= Número de datos

pH y alcalinidad. En la Figura 5.28 se observa el comportamiento del pH en los efluentes a lo largo de la operación de la C2. En el efluente del SS1 que alimentó la Etapa 2 + 3 (RE2-4) en la cual predominaron los procesos de reducción de nitrógeno, se encontró que el pH varió entre 7,0 y 8,4, lo cual se acerca a los rangos sugeridos (entre 7,5 y 8,0) para alcanzar la tasa máxima de nitrificación (Henze et al., 1995; Metcalf y Eddy, 2003), debido a que el pH influye sobre la tasa de crecimiento de las bacterias nitrificantes y valores de pH inferiores a 6,5 reduce la velocidad de nitrificación de forma brusca (Zornoza et al., 2012).


8,5

8,0

7,5

7,0

6,5

6,0

pH (U

ND)

3020100

8,5

8,0

7,5

7,0

6,5

6,0

Días de operación

pH (U

ND)


Variable

Figura 5.28 Comportamiento del pH en los efluentes - C2

El pH en el efluente del SS2 varió entre 6,3 y 8,4 con un valor mediano de 7,7, este resultado es acorde con investigaciones en sistemas híbridos para el tratamiento de ARD realizados por Mesa y Ponce (2004) y Lamego (2008) donde el pH efluente fue alrededor de 7,7 y 7,3 respectivamente, y con estudios en reactores aerobios con espuma de poliuretano elaborados por Pierotti (2013) donde el pH del efluente osciló entre 6,0 y 7,5. Además, el pH del SS2 encontrado está dentro del rango optimo (entre 6,0 y 9,0) para la existencia de la


76

vida acuática (Jordão y Arruda, 2005; Roldán y Ramírez, 2008) en caso que este efluente se descargue a un cuerpo hídrico. Debido a que algunos microorganismos implicados en el tratamiento del agua residual como las bacterias nitrificantes son susceptibles a los cambios de pH, es necesario que el AR contenga una alcalinidad suficiente para neutralizar la acidez que se pueda presentar. La Figura 5.29 presenta el comportamiento de este parámetro en los efluentes de la C2, se observa que hay una disminución de la alcalinidad total y bicarbonática en el efluente del SS2, debido a que en la Etapa 2 + 3 (RE2-4) se presentaron procesos de nitrificación donde la biomasa autótrofa (adherida y suspendida) utiliza la alcalinidad como fuente de carbono inorgánico en la oxidación del N-NH4+ (Lamego, 2008), y genera iones de hidrógeno, iones de nitrito y acido nitroso disminuyendo la alcalinidad (Zornoza et al., 2012).

Alc. Total Efl SS2Alc. Bic. Efl SS2Alc. Total Efl SS1Alc. Bic. Efl SS1

400

300

200

100

0Alc

alin

idad

(m

gCaC

O3.

L-1)

302520151050

400

300

200

100

0

Días de operación

Alc

alin

idad

(m

gCaC

O3.

L-1)

A lc. Bic. Efl SS1A lc. Total Efl SS1A lc. Bic. Efl SS2A lc. Total Efl SS2

V ariable

Figura 5.29 Comportamiento de la alcalinidad en los efluentes - C2

La mediana de la alcalinidad bicarbonática y total del efluente del SS1 fue de 188 y 231 mg CaCO3.L-1 respectivamente, teniendo en cuenta que este efluente equivale al afluente de la Etapa 2 + 3 (RE2-4) donde predominan los procesos de transformación de nitrógeno, es necesario evaluar si se contó con la alcalinidad suficiente para desarrollar los procesos de reducción de C y N que se generaron en la Etapa 2 + 3 (RE2-4). El cálculo de la cantidad de alcalinidad requerida en la Etapa 2 + 3 (RE2-4) tuvo en cuenta que el efluente del SS1 que ingresa a la zona de transformación de nitrógeno contenía alrededor de 46 mg DQO.L-1 y 21 mg NAT.L-1 y de acuerdo con la estequiometria, la cual establece que por cada mg de DQO degrado se consume 0,5 mg CaCO3 y que por cada mg de NH4+ oxidado a NO3- se consume 7,14 mg de CaCO3 (van Handel y Marais, 1999), se encontró que para la degradación completa de la materia orgánica carbonácea se requieren 23 mg CaCO3. L-1 y en la oxidación completa del NAT se consumen 150 mg CaCO3. L-1, lo que indica que para la oxidación completa del NAT y DQO que ingresa a la Etapa 2 + 3 (RE2-4) se requiere una alcalinidad total teórica de 173 mg CaCO3. L-1. Como la mediana de la alcalinidad total del efluente de SS1 fue de 231 mg CaCO3. L-1, se puede sugerir que en la Etapa 2 + 3 (RE2-4) fue posible satisfacer los requerimientos de alcalinidad para lograr la completa


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oxidación del NAT y DQO, y se contó con una alcalinidad residual que favoreció la neutralización de los ácidos. Debido a que el efluente del SS2 obtuvo una alcalinidad total y bicarbonática de 132 mg CaCO3. L-1 y 111 mg CaCO3. L-1 respectivamente, se puede inferir que aunque no se consumió toda la alcalinidad teórica calculada para la reducción del NAT y DQO, el mayor consumo de la alcalinidad estuvo asociado con la utilización del carbono inorgánico por parte de las bacterias nitrificantes como fuente de carbono (Avendaño, 2011; Loaiza et al., 2012). Oxígeno Disuelto (OD). En la Figura 5.30 se observa que la distribución de la concentración de OD en la mayoría de los reactores es asimétrica. Los datos más dispersos se presentan en RC1 y RE3, las variaciones de OD en RC1 pudieron ser causadas porque en esta unidad hubo una mayor disponibilidad de materia orgánica de fácil degradación que produjo el crecimiento de organismos filamentosos, los cuales además de consumir grandes cantidades de OD, en algunas ocasiones se acumularon alrededor de los difusores dificultando el suministro de aire. En RE3 no se colocaron aireadores y el suministro de oxígeno dependía de los aireadores de RE2 y RE4, con esto se evitó que la turbulencia causada por el difusor afectará el desprendimiento espontáneo de la biopelícula, por lo cual en algunas ocasiones el ingreso de OD en RE3 pudo ser limitado.

RE4RE3RE2RE1RC2RC1

5

4

3

2

1

Oxige

no D

isuelt

o (m

g.L-1

)

2520151050

5

4

3

2

1

Días de operación

Oxig

eno

Disu

elto

(mg.

L-1)

OD RC10D RC2OD RE1OD RE2OD RE3OD RE4

Variable

Figura 5.30 Comportamiento del OD - C2

El promedio de OD en RC1 fue de 4,1 ± 1,0 mg.L-1 y en RE1 de 4,3 ± 0,5 mg.L-1, estos valores son superiores a los rangos sugeridos (entre 1 y 3 mg.L-1) para la degradación de la materia orgánica en SLAEC (Spellman, 2009), lo que produce un alto consumo de energía y puede deteriorar la calidad del lodo (Holenda et al., 2008). En la zona de transformación de nitrógeno la concentración de OD en RC2, RE2, RE3 y RE4 fue superior a 3,0 mg.L-1, lo cual es adecuado, porque con valores de OD alrededor de 3,0 mg.L-1 se puede garantizar una máxima nitrificación (Gerardi, 2002; Hein, 2006). Además, se recomienda que en sistemas con crecimiento adherido y suspendido se mantenga la concentración de OD en al menos 2,0 mg.L-1 (Santos, 2007). De acuerdo con la dinámica de difusión de oxígeno en la espuma de poliuretano (6 cm3 cada una) se infiere que en RE3 se favorecieron procesos de nitrificación y desnitrificación, debido a que estudios sobre


78

crecimiento adherido con espuma de poliuretano realizados por Jamal et al. (2011) encontraron que con cubos de este material de soporte de 1 cm3 y manteniendo el OD entre 3 y 5 mg.L-1, el oxígeno penetra solamente hasta cierta profundidad en la biopelícula, generando una capa aerobia externa donde ocurrió la nitrificación y otra capa anóxica interna donde se estimuló la desnitrificación. Temperatura. Durante la operación de la C2 la temperatura en RC1, RC2, RE1, RE2, RE3 y RE4 varió entre 24 y 28°C, estos valores estuvieron cerca al rango óptimo para la actividad biológica de 25 a 35°C (Jordão y Arruda, 2005) y procesos de nitrificación entre 28°C y 32°C (Gerardi, 2002), lo cual es adecuado porque la temperatura afecta las poblaciones de microorganismos, debido a que influye sobre las reacciones enzimáticas y la velocidad de difusión del sustrato dentro de la célula (Saldarriaga et al. 2009), en donde la nitrificación disminuye conforme se reduce la temperatura y va aumentando en el rango de 8°C a 30°C, siendo inhibida cuando la temperatura es menor que 5°C y mayor a 40°C (Gerardi, 2002). Por lo tanto, la temperatura encontrada pudo favorecer los procesos de degradación biológica de la materia orgánica carbonácea y el nitrógeno. Comportamiento de la DQO y SST En la tabla 5.9 se presenta el resumen estadístico de las variables evaluadas para determinar el desempeño de la materia orgánica carbonácea de la C2 y en el anexo 8 se reportan los datos registrados. Tabla 5.9 Variables evaluadas para el desempeño de la reducción de materia orgánica carbonácea - C2

Variable Unidades Prom. σ Med. Mín. Máx. n Carga Apl. DQO Etapa 1 + 3 (RE1) g.dˉ¹ 26,9 8,9 28,3 7,8 50,4 28 Carga Apl. DQO Etapa 2 + 3 (RE2-4) g.dˉ¹ 2,3 1,9 1,6 0,5 8,6 27 Carga Efl. DQO Etapa 1 + 3 (RE1) g.dˉ¹ 3,2 2,6 2,5 0,5 10,6 27 Carga Efl. DQO Etapa 2 + 3 (RE2-4) g.dˉ¹ 1,3 1,2 0,8 0,3 4,5 21 Carga Elim. Global g.dˉ¹ 24,7 8,5 26,7 7,3 38,1 21 Carga Elim. DQO Etapa 1 + 3 (RE1) g.dˉ¹ 23,8 9,4 24,3 6,4 9,4 26 Carga Elim. DQO Etapa 2 + 3 (RE2-4) g.dˉ¹ 2,0 1,5 1,8 0,1 5,5 18 DQO Afluente mg.L-1 417 105 426 121 714 28 DQO Efl. Etapa 1 + 3 (RE1) mg.L-1 48 43 40 10 161 29 DQO Efl. Etapa 2 + 3 (RE2-4) mg.L-1 33 30 25 10 135 30 SST Efl. Etapa 1 + 3 (RE1) mg.L-1 15 11 11 3 52 26 SST Efl. Etapa 2 + 3 (RE2-4) mg.L-1 11 8 9 0 37 27 SSV Efl. Etapa 1 + 3 (RE1) mg.L-1 15 11 11 3 51 26 SSV Efl. Etapa 2 + 3 (RE2-4) mg.L-1 11 8 9 0 37 27 Reducción de DQO Total % 92 8 95 70 99 27 Reducción de DQO Etapa 1 + 3 (RE1) % 89 10 91 57 99 26 Reducción de DQO Etapa 2 + 3 (RE2-4) % 57 21 59 19 83 15 Prom.= Promedio; Med.= Mediana; σ= desviación estándar; Min.= Mínimo; Máx.= Máximo; n= Número de datos

Comportamiento de la DQO. La Figura 5.31 muestra el comportamiento de las cargas de DQO y la Figura 5.32 presenta las concentraciones y eficiencias de reducción de DQO en la C2. En estas se observan algunos puntos atípicos, así como que en la Etapa 1 + 3 (RE1) se aplicó la mayor carga, debido a que es la primera fase de tratamiento y que logró la más alta reducción de DQO, porque hubo una adecuada afinidad de la biomasa heterótrofa con la materia orgánica carbonácea del ARS.


79

Figura 5.31 Comportamiento de la carga de DQO –C2

Efl Etapa

2 + 3

(RE2-4

)

Ef l Et ap

a 1 +

3 (RE1)

A fluen

te

800

700

600

500

400

300

200

100

0

Con

cent

raci

ón d

e D

QO

(m

g.L-

1)

30150

800

700

600

500

400

300

200

100

0


Con

cent

raci

ón d

e D

QO

(g.

d-1

)

DQ O A fluenteDQ O Efl. Etapa 1 + 3(RE1)DQ O Efl. Etapa 2 + 3(RE2-4)

V ariable

Etapa 2

+ 3 (R

E2-4)

E tapa 1

+ 3 (R

E1)

Global

100

90

80

70

60

50

40

30

20

10

% E

fici

enci

a de

Red

ucci

ón d

e D

QO

Figura 5.32 Comportamiento de la concentración y eficiencias de reducción de DQO – C2

La alta eliminación de carga de DQO en la Etapa 1 + 3 (RE1) produjo la aplicación de una menor carga en la Etapa 2 + 3 (RE2-4), lo cual benefició el desarrollo y metabolismo de las bacterias nitrificantes en la zona de transformación de nitrógeno. La reducción de la carga de DQO en la Etapa 2 + 3 (RE2-4) indica la presencia de biomasa heterótrofa proveniente seguramente de la Etapa 1+ 3(RE1).

EfluenteAfluente

50

40

30

20

10

0

Carg

a de

DQO

(g.d

-1)

EfluenteAfluente

50

40

30

20

10

0

Etapa 2 + 3 (RE2-4)Etapa 1 + 3 (RE1)

50

40

30

20

10

0

Carg

a El

imin

ada

(g.d

-1)

Etapa 1 + 3 (RE1) Etapa 2 + 3 (RE2-4)


80

Aunque la presencia de microorganismos heterótrofos en la Etapa 2 + 3 (RE2-4) no afectó significativamente los procesos de degradación del material nitrogenado de las bacterias autótrofas, el crecimiento adherido con espuma de poliuretano en RE3 pudo proveer a algunas bacterias heterótrofas un nicho adecuado para su desarrollo, debido a que estudios realizados por Jamal et al. (2011), Quan et al. (2012) y Araujo et al. (2013) en sistemas de tratamiento de AR con este tipo de medio de soporte, han demostrado un buen desempeño en la eliminación de materia orgánica y nutrientes simultáneamente, ya que la espuma de poliuretano proporciona un excelente crecimiento de biomasa adherida debido a su alta área superficial y su estructura macroporosa; además, la creación de gradientes de oxígeno en la espuma genera zonas aerobias que estimulan la presencia de bacterias nitrificantes y heterótrofas, y zonas anóxicas que favorecen a las bacterias desnitrificantes. El hecho de mantener una baja carga de DQO al ingreso de la Etapa 2 + 3 (RE2-4) fue importante debido a que cuando se incrementa la carga orgánica las bacterias heterótrofas de rápido crecimiento compiten con las bacterias nitrificantes por el oxígeno disuelto y por el espacio en la biopelícula (Flores, 2007). En términos generales, la C2 presentó una eficiencia de reducción de DQO en promedio del 92 ± 8%, lo cual fue acorde con algunas investigaciones realizadas en sistemas híbridos con espuma de poliuretano, donde se lograron eficiencias de reducción de DQO entre 73 y 96% (Jianlong et al., 2000; Gonzales et al., 2002; Santos, 2007) y en SLAEC con eficiencias superiores al 80% (Al-Sa´ed y Zimmo, 2003; Mardani et al., 2011; Vásquez et. al., 2011; Vásquez y Rodríguez, 2012), esto indica que la biomasa del sistema propuesto degradó fácilmente el material carbonáceo del ARS. Comportamiento de SST. El ARS afluente estuvo compuesto por elementos que no generaron sólidos. La Figura 5.33 presenta el comportamiento de los SST de la C2, se observa que la concentración de SST de los efluentes de cada etapa fueron similares y aunque se pueden considerar como bajas, también muestra que hubo un ligero lavado de biomasa en los reactores, lo cual puede estar asociado con la presencia de microrganismos filamentosos que deterioran la estructura del floc y en grandes cantidades producen la mala sedimentación y compactación del lodo. Los SST en el efluente de la Etapa 1 + 3 (RE1) revelan el paso de biomasa heterótrofa a la Etapa 2 + 3 (RE2-4), lo que explica la reducción de la materia orgánica carbonácea en la zona de transformación de nitrógeno.

Etapa 2 + 3 ( RE2-4)Etapa 1 + 3 (RE1)

50

40

30

20

10

0

SS

T Ef

luen

te (

mg.

L-1

)

Figura 5.33 Comportamiento de SST en los efluentes– C2


81

Durante la operación de C2 se observó en las dos Etapas, efluentes más clarificados y menores eventos de flotación de lodo en comparación con C1, esto pudo estar influenciado porque la implementación de sistemas de tratamiento con crecimiento suspendido y adherido mejora las propiedades de sedimentación (Gebara, 1999; Santos, 2007; Lamego, 2008). Comportamiento del nitrógeno En la tabla 5.10 se muestra el resumen estadístico de la concentración del material nitrogenado y su eficiencia de reducción de la C2, en el anexo 9 se reportan los datos registrados durante la operación del sistema. Tabla 5.10 Variables evaluadas para el desempeño de la reducción del material nitrogenado– C2

Variable Unidades Prom. Σ Med. Mín. Máx. n Carga Apli. NAT Etapa 1 + 3 (RE1) g.dˉ¹ 3,3 1,0 3,6 0,9 4,8 22 Carga Apli. NAT Etapa 2 + 3 (RE2-4) g.dˉ¹ 1,2 0,4 1,2 0,5 1,9 22 Carga Efl. NAT Etapa 1 + 3 (RE1) g.dˉ¹ 1,7 0,6 1,8 0,6 2,8 22 Carga Efl. NAT Etapa 2 + 3 (RE2-4) g.dˉ¹ 0,3 0,3 0,2 0,002 1,1 24 Carga Eliminada Global g.dˉ¹ 3,0 0,7 3,0 2,0 4,5 17 Carga Elim. NAT Etapa 1 + 3 (RE1) g.dˉ¹ 1,6 0,5 1,7 0,6 2,5 17 Carga Elim. NAT Etapa 2 + 3 (RE2-4) g.dˉ¹ 0,9 0,3 0,8 0,4 1,5 20 NAT Afluente mg.L-1 52 10 52 12 67 27 NAT Efl. Etapa 1 + 3 (RE1) mg.L-1 22 6 21 8 30 23 NAT Efl. Etapa 2 + 3 (RE2-4) mg.L-1 8 6 7 0,07 20 25 N-NO2- Efl. Etapa 1 + 3 (RE1) mg.L-1 0,7 0,9 0,2 0,0 3,5 23 N-NO2- Efl. Etapa 2 + 3 (RE2-4) mg.L-1 1,3 1,5 0,5 0,01 4,4 21 N-NO3- Efl. Etapa 1 + 3 (RE1) mg.L-1 7 4 7 1 16 28 N-NO3- Efl. Etapa 2 + 3 (RE2-4) mg.L-1 13 6 13 1 25 26 Reducción de NAT Total % 85 11 87 61 100 22 Reducción de NAT Etapa 1+ 3(RE1) % 58 10 61 41 72 20 Reducción de NAT Etapa 2 +3 (RE2-4) % 66 21 66 27 100 21 Producción de NO3- Total % 23 9 23 8 43 18 Producción de NO3- Etapa 1+ 3(RE1) % 12 7 12 3 30 20 Producción de NO3- Etapa 2 +3 (RE2-4) % 33 13 33 12 58 19 Prom.= Promedio; Med.= Mediana; σ= desviación estándar; Min.= Mínimo; Máx.= Máximo; n= Número de datos

Comportamiento del NAT. En la Figura 5.34 se observa el comportamiento de la carga de NAT en la C2, donde se encontró que la mayor carga la recibió la Etapa 1 + 3 (RE1) debido a que es la primera fase de tratamiento, y aunque esta etapa fue concebida para la reducción de la materia orgánica carbonácea logró remover la mayor carga de NAT. La eliminación de la carga de NAT (1,6 ± 0,5 g.d-1) en la Etapa 1 + 3 (RE1) pudo darse por razones tales como el paso de lodo de RE2 a RE1 que incorporó biomasa autótrofa que estimuló los procesos de nitrificación, por


82

el uso del N para la formación de nuevo material celular por parte de las bacterias heterótrofas y/o por la ocurrencia de otros procesos de transformación de nitrógeno.

EfluenteAfluente

5

4

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2

1

0

Carg

a de

NA

T (g

.d-1

)

EfluenteAfluente

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0

Etapa 2 + 3(RE2-4)Etapa 1 + 3(RE1)

5

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0

Carg

a El

imin

ada

de N

AT (g

.d)

Etapa 1 + 3 (RE1) Etapa 2 + 3 (RE2-4)

Figura 5.34 Comportamiento de las diferentes cargas de NAT – C2

La reducción de la carga de NAT en la Etapa 2 + 3 (RE2-4) de 0,9 ± 0,3 g.d-1 puede estar asociada a los procesos de nitrificación que fueron favorecidos con algunos parámetros operacionales y ambientales (COV= 0,1 kg DQO.m-3.d-1, OD entre 3,8 y 4,7 mg.L-1, temperatura de 23 y 28°C, pH entre 7,0 y 8,4 y relación A/M = 0,04 kg DQO. kg SSV-1.d-1), los cuales estuvieron dentro de los rangos sugeridos por Campos et al. (1999); Gerardi (2002); Jordão y Arruda (2005); Lin et al. (2009) para beneficiar la oxidación de NH4+ a NO2 y NO3; además, se infiere que el sistema hibrido implementado con espuma de poliuretano estimuló procesos de nitrificación y desnitrificación (Gonzales, 2002; Santos, 2007). El comportamiento de la concentración de NAT y sus eficiencias de reducción durante la operación de la C2 se muestra en la Figura 5.35, se observa que la eficiencia de reducción de NAT en la Etapa 1 + 3 (RE1) fue del 61% y con una mediana de la concentración de NAT en el efluente de 21 mg.L-1. Con estos resultados y la alta eficiencia de reducción de DQO encontrada, se concluye que el paso del lodo de RE2 a RE1 favoreció los procesos de nitrificación y permitió la reducción de carbono y nitrógeno simultáneamente. En cuanto a la Etapa 2 + 3 (RE2-4) se encontró que características hidráulicas como el TRH y TRC pudieron afectar el desarrollo de procesos de nitrificación (Grady et al., 1999; van Haandel y Marais, 1999; Park y Noguera; 2004; Pozo, 2008); sin embargo, se encontró que en Etapa 2 + 3 (RE2-4) la concentración de NAT en el efluente fue alrededor de 7 mg.L-1 y la eficiencia de reducción de NAT del 66%, mostrando que a pesar de estas condiciones los procesos de nitrificación se llevaron a cabo de una forma adecuada. Este adecuado desempeño de la Etapa 2 + 3 (RE2-4) pudo estar impulsado por la presencia del compartimiento hibrido, ya que con sistemas híbridos la nitrificación se hace independiente del TRC y TRH (Santos, 2007; Lamego, 2008), y porque las variables ambientales y algunas variables operacionales fueron adecuadas para el desarrollo de procesos de nitrificación, confirmando las bondades del sistema propuesto junto con las condiciones de clima tropical, en cuanto los procesos de reducción de nitrógeno amoniacal.


83

Efl Et

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(RE2

-4)

Efl E

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+ 3

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30

20

10

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T (

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L-1

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30150

70

60

50

40

30

20

10

0


NA

T (

mg.

L-1

)

NAT AfluenteNAT Efl. Etapa 1 + 3(RE1)NAT Efl. Etapa 2 + 3(RE2-4)

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Efl E

tapa 2

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RE2-

4)

Efl Etap

a 1 +

3( RE

1)

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100

90

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70

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50

40

30

20

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enci

a de

Red

ucci

ón d

e N

AT

Figura 5.35 Comportamiento de la concentración y eficiencias reducción de NAT – C2

De manera general, la C2 alcanzó una eficiencia de reducción de NAT con un valor mediano del 87%, lo cual puede ser comparado con investigaciones en SLAEC elaborados por Sa´ed y Zimmo (2004) y Vásquez et al. (2010) que lograron eficiencias de reducción de N-NH4+ del 70% y 25% respectivamente, y con estudios en sistemas híbridos usando como medio de soporte la espuma de poliuretano realizados por Gonzales et al. (2002) y Santos (2007) que encontraron eficiencias de reducción de NAT del 87 y 41% respectivamente. Comportamiento de NO2- y NO3-. La presencia de nitritos y nitratos es importante porque se pueden relacionar con la ocurrencia de procesos de nitrificación. Como muestra la Figura 5.36 durante la operación de la C2 se presentó la oxidación del NAT, en el afluente no se detectan concentraciones de N-NO2- y N-NO3- porque el ARS no contenía estos compuestos, la concentración de N-NO3- tiende a ser más altas que N-NO2- en ambos efluentes porque la oxidación de N-NO2- a N-NO3- ocurre casi de forma instantánea (Jordão y Arruda, 2005). Las mayores concentraciones de N-NO3- se presentaron en la Etapa 2 + 3 (RE2-4) (alrededor de 13 mg.L-1) mostrando que hubo una alta actividad de la bacterias nitrificantes, la cual pudo estar estimulada por la implementación del crecimiento adherido con la espuma de poliuretano. Además, con los valores de las concentraciones de N-NO3- en el efluente de la Etapa 1 + 3 (RE1) (alrededor de 7 mg.L-1) se ratificó que el paso de lodo de RE2 a RE1 introdujo biomasa autótrofa que promovió procesos de nitrificación.


84

70

60

50

40

30

20

10

0

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Aflu

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(m

g.L-

1)

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40

30

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1)

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10

0

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ació

n (m

g.L-

1)

ARS Etapa 1 + 3 (RE1) Etapa 2 + 3 (RE2-4)

Figura 5.36 Comportamiento de los N-NO2 y N-NO3 en el efluente – C2

El comportamiento de la producción de nitrato observado en la Figura 5.37 muestra que en la Etapa 1 + 3 (RE1) la producción de nitrato fue del 12%, este valor contrastado con la eficiencia de reducción de NAT del 61% y con la alta eficiencia de reducción de DQO obtenida, demuestran que la mayor parte de la carga de NAT que ingresó a esta etapa pudo ser asimilada por microorganismos heterótrofos y autótrofos para su síntesis celular y/o ser utilizada en otros procesos de transformación del nitrógeno. Este resultado confirma nuevamente que el sistema propuesto tiene la ventaja de reducir el carbono y el nitrógeno simultáneamente en una etapa concebida principalmente para la eliminación de la materia orgánica carbonácea.

Etapa 2 + 3 (RE2-4)Etapa 1 + 3 (RE1)Global

60

50

40

30

20

10

0

% P

rodu

cció

n de

NO

3-

Figura 5.37 Comportamiento de la producción de NO3- en el efluente – C2

Por otro lado, la mayor producción de nitrato se presentó en la Etapa 2 + 3 (RE2-4) con un valor mediano de 33% y debido a que la eficiencia de reducción de NAT fue alrededor del 66%, se puede inferir que la mitad de la carga de NAT aplicada salió en el efluente como N-NO3-, la otra parte pudo ser utilizada por las bacterias


85

heterótrofas para la formación de nuevo material celular al igual que N-NO3 generado dentro el sistema, aunque la forma de N más utilizada en la asimilación es NH4+ (Vymazal, 2007), y es posible que en la parte interna de la espuma de poliuretano se generaran zonas anóxicas que favorecieran procesos de desnitrificación, lo cual es acorde con estudios en reactores con biopelícula realizados por Jamal et al. (2011) y Lim et al. (2011), los cuales reportan que la reducción del nitrógeno fue estimulada por los procesos de nitrificación y desnitrificación que se desarrollaron en la espuma de poliuretano. 5.3 Comparación de las dos configuraciones C1 y C2

La comparación estadística entre la C1 y C2 se realizó en términos de eficiencia de reducción de DQO, eficiencias de reducción de NAT y concentración de N-NO3- en el efluente de cada sistema, y fue complementada con el análisis del comportamiento de las concentraciones en el efluente y cargas eliminadas de DQO y NAT. La tabla 5.11 presenta un resumen general del desempeño de ambas configuraciones. Tabla 5.11 Resumen del desempeño de las configuraciones

Variable Unidades CONFIGURACIÓN C1 C2

DQO Efl. SS2 mg.L-1 34 ± 20 33 ± 30 Carga Aplicada DQO g.d-1 23,2 ± 7,1 26,9 ± 8,9 Carga Eliminada DQO Global g.d-1 21,9 ± 7,3 24,7 ± 8,5 NAT Efl. SS2 mg.L-1 5 ± 2 8 ± 6 Carga Aplicada NAT g.d-1 2,7 ± 0,4 3,3 ± 1,0 Carga Eliminada NAT Global g.d-1 2,5 ± 0,5 3,0 ± 0,7 N-NO3- Efl. SS2 mg.L-1 17 ± 4 13 ± 6 Carga Efluente N-NO3- Global g.d-1 0,6 ± 0,2 0,5 ± 0,2 Reducción de DQO % 88 ± 14 92 ± 8 Reducción de NAT % 87 ± 7 85 ± 11 Producción de NO3- % 55 ± 17 23 ± 9

El anexo 10 muestra los resultados de las pruebas estadísticas para evaluar el desempeño de la C1 y C2 en cuanto a la concentración de N-NO3- en el efluente, eficiencias de reducción de DQO y NAT, y la tabla 5.12 presenta el resumen del análisis estadístico. Tabla 5.12 Resumen de las pruebas estadísticas

Prueba Variable Respuesta Valor de P U – Mann Whitney % Reducción DQO C1 0,0693 % Reducción DQO C2 T – Welch % Reducción NAT C1 0,5470 % Reducción NAT C2 T – Welch N-NO3- (mg.L-1) C1 0,0030 N-NO3- (mg.L-1) C2

Los resultados de la prueba U de Mann-Whitney muestran que la reducción del contenido de DQO en la C1 y C2 no presenta diferencias estadísticamente significativas, lo cual es acorde con la Figura 5.38 donde se evidencia que ambas configuraciones se caracterizaron por su buen desempeño en la reducción de DQO con valores muy similares. Aunque las concentraciones de DQO en los efluentes fueron bajas, se observó una menor concentración en C2, debido a que eliminó una mayor carga de DQO aplicada, lo cual fomentó la


86

actividad metabólica de los microorganismos heterótrofos favoreciendo la asimilación de la materia orgánica carbonácea. En la Figura 5.39 se observa que aunque la concentración de NAT en los efluentes de las dos configuraciones fue baja, la C2 presentó una ligera tendencia a mayor concentración de NAT en el efluente, al igual que la más alta eliminación de este compuesto, como las dos configuraciones difieren en que la C2 implementa un sistema hibrido con crecimiento adherido, la mayor concentración de NAT efluente en la C2 puede que este asociado además de una mayor carga aplicada, a procesos de amonificación, donde el nitrógeno orgánico de la biomasa se transforma a NH4+ y/o procesos de reducción desasimilatoria de nitrato, donde el NO3- puede ser reducido a NH4+, estos se pudieron presentar en las zonas más profundas de la espuma de poliuretano donde el OD es limitado. No obstante, el resultado de la prueba t - welch indica que no existen diferencias estadísticamente significativas en la reducción del contenido de NAT en la C1 y C2, lo que permite inferir que ambas configuraciones ofrecen una elevada asimilación del material nitrogenado.

C2C1

140

120

100

80

60

40

20

0

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Figura 5.38 Comparación del desempeño de las dos configuraciones – DQO

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20

15

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0

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90

80

70

60

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C2C1

5

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C2C1

5

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Carg

a Elim

inada

de NA

T (g.d

-1)

Figura 5.39 Comparación del desempeño de las dos configuraciones – NAT


87

De acuerdo con el resultado de la prueba t – welch, existen diferencias estadísticamente significativas entre la concentración de N-NO3- en la C1 y C2, lo cual es acorde con la Figura 5.40 donde se observa que la C1 obtuvo la mayor concentración, carga efluente y producción de NO3-. Como la reducción de NAT en la C1 y C2 son similares, es posible que al interior de la espuma de poliuretano de la C2 se produjeran procesos de desnitrificación que redujo la concentración de NO3- en el efluente (Flores, 2007; Lim et al., 2011). Esto muestra las bondades de la C2 para estimular tanto la nitrificación como otros procesos para la eliminación del nitrógeno en el agua residual doméstica.

C2C1

25

20

15

10

5

0

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C2C1

1,0

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(g.d

-1)

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80

70

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10

0

% P

rodu

cción

de N

-NO3

Figura 5.40 Comparación del desempeño de las dos configuraciones – N-NO3-

Los análisis estadísticos mostraron que no existieron diferencias estadísticamente significativas en cuanto a las eficiencias de reducción de DQO y NAT, sin embargo, la concentración de N-NO3- en el efluente de las dos configuraciones son diferentes, teniendo en cuenta que C1 se caracterizó por ser un sistema sencillo de operar pero que en C2 se evidenciaron procesos de nitrificación y desnitrificación simultánea, se concluye que la configuración con el mejor desempeño es C2, debido a que potencializó los procesos de reducción de nitrógeno, mejorando la calidad del efluente. Otra ventaja de C2 es que los sistemas híbridos se caracterizan porque aumentan la concentración de la biomasa, lo cual se observó en RE3, esto conlleva a una mayor estabilidad y resistencia a las cargas choques (Lamego, 2008), menor dependencia de la sedimentación secundaria (El-fadel et al., 2002) y la reducción del tamaño del tanque de aireación (Jianlong et al., 2000). Igualmente, la espuma de poliuretano utilizada como medio de soporte es un material durable, sencillo, de bajo costo, fácil de adquirir y se puede instalar a gran escala (Gonzales et al., 2002; Guo et al., 2008).


88

6 CONCLUSIONES En la C1 se obtuvieron eficiencias de reducción globales de DQO del 91% y de NAT del 88%, lo cual muestra que en el sistema se desarrollaron eficientemente procesos de reducción de materia orgánica carbonácea y nitrógeno. En la Etapa 1 + 3 (RE1) que fue concebida principalmente para la reducción de la materia orgánica carbonácea, se eliminó la mayor carga de DQO y NAT aplicada en C1, encontrando eficiencias de reducción del 86% y 60 % de DQO y NAT, respectivamente. El análisis del sistema, mostró que este aspecto estuvo relacionado con la utilización del nitrógeno por parte de los microorganismos para su síntesis celular y que el paso de lodo de RE2 a RE1 incorporó biomasa autótrofa que favoreció el proceso de nitrificación en esta etapa. La Etapa 2 + 3 (RE2) que fue diseñada para la reducción del NAT mostró que fue posible la eliminación de una menor carga de DQO sin afectar los procesos de transformación de nitrógeno, por lo que esta fase permitió afinar la calidad del efluente en términos de materia orgánica carbonácea, cuya eficiencia de reducción de DQO fue del 61% y del NAT fue del 66%. Aunque en la Etapa 2 + 3 (RE2), las condiciones de TRC (0,5 d), TRH (RC2: 3,0 h; RE2: 3,6 h) y SSVLM (RC2 = 1.262 mg.L-1, RE = 2.078 mg.L-1) fueron bajas para favorecer los procesos de nitrificación, el mayor consumo del NAT en la Etapa 2 + 3 (RE2) se generó a partir de los procesos de nitrificación, debido a que variables operacionales y ambientales como la COV de 0,2 kg DQO.m-3.d-1, relación A/M de 0,08 kg DQO.kg SSV-1.d-1, OD entre 4,0 y 5,1 mg.L-1, temperatura entre 22 y 24°C y pH entre 6,8 y 8,0 unidades estuvieron dentro los rangos recomendados para favorecer el crecimiento de las bacterias nitrificantes. En la C2 se obtuvieron eficiencias de reducción globales de DQO del 95% y de NAT del 87%, esto permite inferir que en el sistema se desarrollaron eficientemente procesos de reducción de materia orgánica carbonácea y nitrógeno. La Etapa 1 + 3 (RE1) planteada principalmente para la reducción de la materia orgánica carbonácea, eliminó la mayor carga de DQO y NAT, encontrando eficiencias de reducción del 91% y 61% de DQO y NAT, respetivamente. La elevada reducción de la carga de NAT en esta etapa, se presentó especialmente por la utilización del nitrógeno para la síntesis metabólica y generación de nuevo material celular; no obstante, el paso de lodo de RE2 a RE1 incorporó biomasa autótrofa que estimuló el proceso de nitrificación. La Etapa 2 + 3 (RE2-4) concebida principalmente para la reducción del NAT reveló que fue posible la eliminación de una menor carga de DQO sin afectar los procesos de transformación de nitrógeno permitiendo mejorar la calidad del efluente en términos de materia orgánica carbonácea. Para esta etapa, la eficiencia de reducción de DQO fue del 59% y del NAT fue del 66%. Aunque en la Etapa 2 + 3 (RE2-4) las condiciones de TRC (0,9 d), TRH (RC2 = 3,0 h, RE2 = 1,4 h, RE3 = 1,5 h, RE4 = 1,3 h) y SSVLM (RC2 = 1.315 mg.L-1, RE2 = 2.658 mg.L-1, RE3= 2.739 mg.L-1, RE4 = 2.490 mg.L-1) fueron bajas para favorecer los procesos de nitrificación, se presentó una elevada reducción del NAT, debido a que variables operacionales y ambientales como la COV= 0,1 kg DQO.m-3.d-1, relación A/M = 0,04 kg DQO.kg SSV-1.d-1, OD entre 3,8 y 4,7 mg.L-1, temperatura entre 23 y 28°C y pH entre 6,3 y 8,3 unidades, estuvieron dentro los rangos recomendados para favorecer el crecimiento de las bacterias nitrificantes. De igual manera, se observó que parte del NAT eliminado en esta etapa, pudo ser asimilado por los microorganismos para su síntesis celular y es posible que en la parte interna de la espuma de poliuretano (RE3) se generaran zonas anóxicas que favorecieron procesos de desnitrificación, puesto que se observó una


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reducción del N-NO3- generado, respecto al obtenido en la C1, donde no se contaba con una zona de crecimiento adherido. Los bajos TRH y TRC de ambas configuraciones constituyen un avance para fortalecer la aplicación del SLAEC para procesos de nitrificación, debido a que se puede reducir el requerimiento de área y el costo de construcción e implementación del sistema. La calidad de los efluentes de la C1 (DQO = 33 mg.L-1, NAT = 5 mg.L-1, N-NO3- = 17 mg.L-1, alcalinidad = 76 mgCaO3.L-1) y C2 (DQO = 25 mg.L-1, NAT = 7 mg.L-1, N-NO3- = 13 mg.L-1, alcalinidad = 132 mg.L-1) mostró que las configuraciones evaluadas permitieron una elevada asimilación de la materia orgánica carbonácea y nitrógeno presentes en el agua residual afluente. Este aspecto evidencia que estas configuraciones representan dos alternativas viables para reducir la carga contaminante presente en el agua residual afluente, lo que permitirá ofrecer efluentes con menores impactos ambientales sobre las fuentes receptoras de estas descargas. Aunque en la comparación estadística no se encontraron diferencias significativas en cuanto a las eficiencias de reducción de DQO y NAT, la menor concentración de N-NO3- en el efluente de la C2 mostró que en esta última, la incorporación de una zona de crecimiento adherido ofrece un mejor desempeño debido a favoreció procesos de asimilación del NAT, nitrificación y desnitrificación, lo cual potencializo los procesos de reducción de nitrógeno mejorando la calidad del efluente.


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7 RECOMENDADACIONES Para complementar los resultados obtenidos en este estudio es necesario evaluar el desempeño de la C1 y C2 a escala piloto con agua residual doméstica real. Además, realizar estudios que profundice los procesos de degradación de la materia orgánica carbonácea, nitrificación, desnitrificación, amonificación, entre otros, que ocurren en la zona hibrida de la C2, y evaluar el comportamiento cinético de la C1 y C2 para el tratamiento del agua residual doméstica. Para futuros estudios que busquen ampliar esta propuesta, es conveniente incrementar el número de datos para mejorar la precisión de los resultados de tendencia central y de dispersión, se pueda presentar una mayor tendencia a que los datos se distribuyan normalmente y se facilite la aplicación de prueba paramétricas, las cuales son más eficientes que las pruebas no paramétricas, debido a que las pruebas no paramétricas generalmente necesitan evidencias más fuertes (diferencias mayores) para rechazar una hipótesis nula. Adicionalmente, el aumento de tamaño de la muestra también incrementa la potencia de los estadísticos no paramétricos ante la imposibilidad de usar pruebas paramétricas.


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103

9 ANEXOS


104

ANEXO 1. DATOS DE LA CALIDAD DEL AFLUENTE

Anexo A1. Datos de la calidad del Agua Residual Sintética

Fecha Franja Condición Operacional

pH (Unid)

Alcalinidad (mg CaCO3.L-1) DQO

(mg.L-1) NAT

(mg.L-1) C/N

Bicarbonática Total

9 de diciembre de 2011 Mañana Arranque y ajuste C1 7,7 164 262 525 10 de diciembre de 2011 Mañana Arranque y ajuste C1 7,6 182 262 442 13 de diciembre de 2011 Mañana Arranque y ajuste C1 7,7 140 215 409 48 8,6 14 de diciembre de 2011 Mañana Arranque y ajuste C1 7,7 175 254 435 15 de diciembre de 2011 Mañana Arranque y ajuste C1 7,8 159 229 449 17 de diciembre de 2011 Mañana Arranque y ajuste C1

372 49 7,6

20 de diciembre de 2011 Mañana Arranque y ajuste C1 7,7 147 190 535 30 18,0 21 de diciembre de 2011 Mañana Arranque y ajuste C1 7,5 159 213 262 40 6,6 22 de diciembre de 2011 Mañana Arranque y ajuste C1 7,7 156 222 389 38 10,3 26 de diciembre de 2011 Mañana Arranque y ajuste C1 7,7 188 262 52 27 de diciembre de 2011 Mañana Arranque y ajuste C1 7,6 158 197

3 de enero de 2012 Mañana Arranque y ajuste C1 7,7 152 215 4 de enero de 2012 Mañana Arranque y ajuste C1 7,7 175 216 442 27 16,7 5 de enero de 2012 Mañana Arranque y ajuste C1 5,6 74 379 31 12,3 6 de enero de 2012 Mañana Arranque y ajuste C1 6,6 35 106 362 28 13,1 7 de enero de 2012 Mañana Arranque y ajuste C1 7,3 66 114 279 33 8,4 11 de enero de 2012 Mañana Arranque y ajuste C1

12 de enero de 2012 Mañana Arranque y ajuste C1 7,9 275 30 9,2 13 de enero de 2012 Mañana Arranque y ajuste C1 6,6 395 31 12,6 14 de enero de 2012 Mañana Acople Preliminar 5,1 76 282 15 de enero de 2012 Mañana Acople Preliminar 5,8 14 120 379 40 9,4 16 de enero de 2012 Mañana Acople Preliminar 6,2 32 102 285 32 8,8 18 de enero de 2012 Mañana Acople Preliminar

295 41 7,2

19 de enero de 2012 Mañana Acople Preliminar 7,1 79 133 319 32 9,9 20 de enero de 2012 Mañana Acople Preliminar 7,4 77 129 332 35 9,5 20 de enero de 2012 Tarde Acople Preliminar 7,6 176 245 43 21 de enero de 2012 Mañana Acople Preliminar 8,0 195 251 335 41 8,2 22 de enero de 2012 Mañana Acople Preliminar 7,7 196 230 349 13 26,8


105


pH (Unid)


(mg.L-1) NAT

(mg.L-1) C/N


23 de enero de 2012 Mañana Configuración 1 8,0 250 298 415 51 8,2 24 de enero de 2012 Mañana Configuración 1 7,7 42 25 de enero de 2012 Mañana Configuración 1 7,9 240 320 26 de enero de 2012 Mañana Configuración 1 7,8 292 335 35 27 de enero de 2012 Mañana Configuración 1 7,5 239 315 292 28 de enero de 2012 Mañana Configuración 1 7,8 301 338 329 46 7,1 29 de enero de 2012 Mañana Configuración 1

259 328 295 46 6,5

30 de enero de 2012 Mañana Configuración 1

279 40 7,0 30 de enero de 2012 Tarde Configuración 1 7,4 209 32 6,6 31 de enero de 2012 Mañana Configuración 1

229 268 92 39 2,4

1 de febrero de 2012 Mañana Configuración 1

309 41 7,6 2 de febrero de 2012 Mañana Configuración 1

239 43 5,6

8 de febrero de 2012 Mañana Configuración 1

492 39 12,5 9 de febrero de 2012 Tarde Configuración 1

529

9 de febrero de 2012 Tarde Configuración 1

482 40 12,1 14 de febrero de 2012 Tarde Configuración 1

214 244 439 39 11,3

15 de febrero de 2012 Mañana Configuración 1 8,0 85 129 355 35 10,1 15 de febrero de 2012 Tarde Configuración 1 7,6 256 286 449 40 11,3 16 de febrero de 2012 Tarde Configuración 1 7,5 78 129 379 37 10,3 17 de febrero de 2012 Tarde Configuración 1 6,9 252 280 405 41 9,9 22 de febrero de 2012 Mañana Configuración 1 7,6 204 287 459 41 11,1 23 de febrero de 2012 Tarde Configuración 1 7,9 191 230 295 38 7,8 24 de febrero de 2012 Mañana Configuración 1

74 154 302 38 7,9

25 de febrero de 2012 Mañana Configuración 1 7,3 183 222 322 40 8,0 25 de febrero de 2012 Tarde Configuración 1 7,3 244 303 25 27 de febrero de 2012 Tarde Configuración 1 7,8 112 168 34 28 de febrero de 2012 Mañana Configuración 1 8,0 113 158 452 28 de febrero de 2012 Tarde Configuración 1 6,6 222 261 440 38 11,6 29 de febrero de 2012 Mañana Configuración 1 7,2 217 277 240 40 6,1 29 de febrero de 2012 Tarde Configuración 1 7,7 199 227 365 38 9,6


106


pH (Unid)


(mg.L-1) NAT

(mg.L-1) C/N


1 de marzo de 2012 Mañana Configuración 1 7,9 225 266 340 40 8,5 2 de marzo de 2012 Mañana Configuración 1 6,8 151 201 235 38 6,1 3 de marzo de 2012 Tarde Configuración 1 7,7 197 277 39 4 de marzo de 2012 Mañana Configuración 1 7,7 108 159 119 33 3,6 12 de marzo de 2012 Mañana Arranque y ajuste C2 7,7 218 256 392 36 10,9 13 de marzo de 2012 Mañana Arranque y ajuste C2 6,4 225 271 362 35 10,2 14 de marzo de 2012 Tarde Arranque y ajuste C2 8,0 139 169 287 40 7,2 15 de marzo de 2012 Mañana Arranque y ajuste C2 7,8 180 246 322 41 7,8 16 de marzo de 2012 Mañana Arranque y ajuste C2 7,8 116 164 409 37 11,1 10 de abril de 2012 Mañana Configuración 2 7,7 207 251 457 55 8,3 10 de abril de 2012 Tarde Configuración 2 7,6 216 257 387 59 6,6 11 de abril de 2012 Tarde Configuración 2 7,9 109 150 340 48 7,1 12 de abril de 2012 Mañana Configuración 2 7,8 156 241 395 52 7,6 13 de abril de 2012 Mañana Configuración 2 6,8 53 203 382 52 7,3 18 de abril de 2012 Mañana Configuración 2

226 299 382

19 de abril de 2012 Mañana Configuración 2

326 353 420 56 7,5 20 de abril de 2012 Mañana Configuración 2 7,9 366 397 432 67 6,4 20 de abril de 2012 Tarde Configuración 2 7,6 306 318 397 21 de abril de 2012 Mañana Configuración 2 7,8 92 178 331 52 6,4 28 de abril de 2012 Mañana Configuración 2 7,5 263 379 452 30 de abril de 2012 Mañana Configuración 2 8,2 300 318 377 58 6,5 30 de abril de 2012 Tarde Configuración 2 7,8 297 380 524 51 10,2 1 de mayo de 2012 Mañana Configuración 2 5,8 189 303 121 52 2,3 4 de mayo de 2012 Mañana Configuración 2 7,9 447 55 8,2 5 de mayo de 2012 Mañana Configuración 2 7,5 440 27 de mayo de 2012 Mañana Configuración 2 7,9 198 310 28 de mayo de 2012 Mañana Configuración 2 7,5 306 360 29 de mayo de 2012 Mañana Configuración 2 7,7 210 314 30 de mayo de 2012 Mañana Configuración 2 8,2 306 377 497 54 9,2 31 de mayo de 2012 Tarde Configuración 2 7,7 91 176 437 45


107


pH (Unid)


(mg.L-1) NAT

(mg.L-1) C/N


1 de junio de 2012 Mañana Configuración 2 7,6 391 474 714 12 58,4 2 de junio de 2012 Mañana Configuración 2 7,7 151 230 277 30 9,2 10 de junio de 2012 Mañana Configuración 2 7,7 88 164 387 11 de junio de 2012 Tarde Configuración 2 7,8 17 192 243 48 5,1 12 de junio de 2012 Mañana Configuración 2

290 357 467

13 de junio de 2012 Mañana Configuración 2 7,7 84 185 413 53 7,8 13 de junio de 2012 Tarde Configuración 2 7,5 338 360 500 61 8,2 14 de junio de 2012 Mañana Configuración 2 7,7 298 381 467 57 8,2 14 de junio de 2012 Tarde Configuración 2 7,7 351 418 457 15 de junio de 2012 Mañana Configuración 2 7,6 446 471 540 65 8,3


108

ANEXO 2. DATOS VARIABLES OPERACIONALES – C1 Anexo A2. Datos de las Variables operacionales Parte 1 – C1

Fecha Franja

TRC (d)

TRH NETO (h)

TRH NOMINAL

(h)

Global Etapa 1 + 3 (RE1)

Etapa 2 + 3 (RE2) RC1 RC2 RE1 RE2 RC1 RC2

23 de enero de 2012 Mañana 6,0 5,2 0,6 1,1 3,0 3,6 3,6 0,6 1,9 24 de enero de 2012 Mañana 5,6 5,4 0,9 1,1 3,1 4,4 4,3 0,6 1,9 26 de enero de 2012 Mañana 5,7 4,5 0,5 1,1 3,0 3,6 3,6 0,5 1,9 27 de enero de 2012 Mañana 5,1 4,5 0,7 1,1 3,0 3,6 3,6 0,5 1,9 28 de enero de 2012 Mañana 5,5 4,4 0,7 1,1 3,0 4,1 4,2 0,6 1,9 29 de enero de 2012 Mañana

0,9 1,1 3,1 4,3 4,2 0,6 1,9

30 de enero de 2012 Mañana 5,5 4,5 0,7 1,1 3,1 4,1 4,1 0,6 1,9 30 de enero de 2012 Tarde

1,1 3,1 4,0 4,1 0,5 1,9

31 de enero de 2012 Mañana 5,1 2,9 0,6 1,1 3,0 3,8 4,1 0,5 2,0 31 de enero de 2012 Tarde

1,1 3,0 3,8 4,1 0,5 2,0

1 de febrero de 2012 Mañana

0,6 1,1 3,0 3,9 4,0 0,5 1,9 2 de febrero de 2012 Mañana 5,4 4,1 0,4 1,1 3,0 3,5 3,6 0,5 1,9 6 de febrero de 2012 Mañana

2,5


2,2 5,3 5,2 5,6 0,9 2,7 9 de febrero de 2012 Tarde 5,8 5,4 1,1 1,5 4,2 4,6 4,6 0,7 2,3 10 de febrero de 2012 Tarde

0,4 1,1 3,0 3,4 3,6 0,5 2,0


1,1 3,0 3,6 3,6 0,5 1,9 14 de febrero de 2012 Tarde 5,2 3,2 0,5 1,1 3,2 3,4 3,5 0,5 2,0 15 de febrero de 2012 Mañana 4,8 2,8 0,4 1,1 3,1 3,3 3,5 0,6 2,0 15 de febrero de 2012 Tarde

1,1 3,1 3,3 3,5 0,6 2,0

16 de febrero de 2012 Tarde

3,8 1,1 3,0 3,9 3,6 0,5 1,8 17 de febrero de 2012 Tarde 4,0 1,9 0,7 1,1 3,0 3,9 3,6 0,5 1,8 20 de febrero de 2012 Tarde

2,8


1,1 3,1 3,6 3,5 0,5 1,9 22 de febrero de 2012 Mañana

0,4 1,1 3,1 3,2 3,1 0,5 1,9

23 de febrero de 2012 Tarde 5,2 3,4 0,4 1,1 3,2 3,4 3,4 0,6 2,0 24 de febrero de 2012 Mañana 4,6 3,4 0,4 1,1 3,2 3,4 3,4 0,5 2,0 25 de febrero de 2012 Mañana 5,0 3,8 0,5 1,1 3,0 3,7 3,6 0,5 1,9


109

Fecha Franja TRC (d)

TRH NETO (h)

TRH NOMINAL

(h)


Etapa 2 + 3 (RE2) RC1 RC2 RE1 RE2 RC1 RC2


1,1 3,0 3,6 3,6 0,5 1,9 27 de febrero de 2012 Tarde 5,8 5,3 0,3 1,1 3,1 3,1 3,5 0,4 2,1 28 de febrero de 2012 Mañana 5,2 3,4 0,3 2,1 28 de febrero de 2012 Tarde

1,1 3,0 3,0 3,1 0,6 1,9


1,1 3,0 3,0 3,1 0,6 1,9 29 de febrero de 2012 Tarde

1,1 3,0 3,3 3,1 0,5 1,8

1 de marzo de 2012 Mañana 4,9 3,1 0,4 1,1 3,0 3,2 3,1 0,4 1,8 1 de marzo de 2012 Tarde

1,1 3,0 3,2 3,1 0,4 1,8

2 de marzo de 2012 Mañana 5,6 4,4 0,6 1,1 3,0 3,4 3,3 0,6 1,8 3 de marzo de 2012 Tarde 4,9 2,5 0,5 1,1 3,0 3,2 3,1 0,5 1,8 4 de marzo de 2012 Mañana 4,9 3,2 0,4 1,1 3,0 2,5 3,1 0,4 2,2

Anexo A3. Datos de las Variables operacionales Parte 2 – C1

Fecha Franja

SSVLM (mg.L-1) Factor α COV

(kg.(m3.d)-1) RELACIÓN A/M (kg DQO.(kg SSV.d)-1)

RC1 RC2 RE1 - RE2 RC1 RC2 Etapa 1

+ 3 (RE1) Etapa 2 + 3 (RE2)

Etapa 1 + 3 (RE1)

Etapa 2 + 3 (RE2)

23 de enero de 2012 Mañana 1.640 2.110 2.200 0,2 0,4 2,4 0,08 1,2 0,04 24 de enero de 2012 Mañana 2.520 1.360 2.270 0,3 0,3 26 de enero de 2012 Mañana 3.590 1.350 2.750 0,3 0,3 27 de enero de 2012 Mañana 1.930 1.180 770 0,5 0,6 1,7 0,2 1,5 0,2 28 de enero de 2012 Mañana 1.230 1.210 2.480 0,2 0,3 1,9 0,1 0,9 0,1 29 de enero de 2012 Mañana 1.460 1.636 1.956 0,2 0,4 1,7 0,1 0,9 0,1 30 de enero de 2012 Mañana 1.220 1.240 1.930 0,2 0,4 1,6 0,9 30 de enero de 2012 Tarde 1.220 1.240 1.930 0,2 0,4 1,2 0,1 0,7 0,1 31 de enero de 2012 Mañana 1.410 1.080 1.600 0,2 0,4 31 de enero de 2012 Tarde 640 930 1.640 0,1 0,3 0,5 0,1 0,4 0,1 1 de febrero de 2012 Mañana 1.120 600 1.870 0,2 0,2 1,8 0,1 1,1 0,1 2 de febrero de 2012 Mañana 910 640 1.690 0,2 0,2 1,4 0,1 0,9 0,1 8 de febrero de 2012 Mañana 2.400 2.070 3.210 0,2 0,4 1,4 0,1 0,5 0,05 9 de febrero de 2012 Tarde 1.990 2.390 3.070 0,2 0,4 2,3 0,2 0,8 0,1 10 de febrero de 2012 Tarde 3.940 1.860 3.596 0,3 0,3 2,8 0,1 0,7 0,02 14 de febrero de 2012 Tarde 1.790 2.100 3.025 0,2 0,4 2,5 0,2 0,9 0,1


110

Fecha Franja SSVLM (mg.L-1) Factor α COV

(kg.(m3.d)-1) RELACIÓN A/M

(kg DQO.(kg SSV.d)-1)

RC1 RC2 RE1 - RE2 RC1 RC2 Etapa 1

+ 3 (RE1) Etapa 2 + 3 (RE2)

Etapa 1 + 3 (RE1)

Etapa 2 + 3 (RE2)

15 de febrero de 2012 Mañana 1.680 1.281 2.938 0,2 0,3 2,0 0,3 0,8 0,1 15 de febrero de 2012 Tarde 1.680 1.281 2.938 0,2 0,3 2,6 0,3 1,0 0,1 16 de febrero de 2012 Tarde 2.983 1.110 1.810 0,4 0,3 2,2 0,2 1,0 0,1 17 de febrero de 2012 Tarde 1.879 1.335 1.886 0,3 0,4 2,3 0,3 1,2 0,2 22 de febrero de 2012 Mañana 2.910 1.830 3.460 0,2 0,3 2,6 0,3 0,8 0,1 23 de febrero de 2012 Tarde 2.020 2.190 3.705 0,2 0,3 1,7 0,1 0,5 0,05 24 de febrero de 2012 Mañana 2.140 1.620 2.540 0,2 0,3 1,7 0,2 0,7 0,1 25 de febrero de 2012 Mañana 1.830 1.180 1.920 0,3 0,3 1,8 0,1 1,0 0,1 25 de febrero de 2012 Tarde 1.940 1.450 3.069 0,3 0,3 27 de febrero de 2012 Tarde 2.690 1.060 3.178 0,2 0,3 0,4 0,2 28 de febrero de 2012 Mañana 2.690 1.060 3.178 0,2 0,2 2,6 0,2 0,9 0,1 28 de febrero de 2012 Tarde 2.110 0,2 0,2 2,6 0,04 0,8 0,02 29 de febrero de 2012 Mañana 2.110 1,4 0,1 29 de febrero de 2012 Tarde 2.080 800 1.380 2,1 0,2 1 de marzo de 2012 Mañana 1.420 1.650 1.760 0,4 0,3 1,9 0,4 1,2 0,4 2 de marzo de 2012 Mañana 1.550 1.410 1.665 0,2 0,4 1,3 0,2 0,8 0,1 3 de marzo de 2012 Tarde 3.360 1.140 750 0,3 0,4 0,9 0,6 4 de marzo de 2012 Mañana 1.640 2.110 2.200 0,6 0,6 0,7 0,6 0,5 0,6


111

ANEXO 3. DATOS VARIABLES AMBIENTALES – C1 Anexo A4. Datos de las variables ambientales – C1

Fecha Franja

pH (Unid)

Alcalinidad (mg CaCO3.L-1)

Oxígeno Disuelto (mg.L-1)

Efl SS1 Efl SS2 Bic. Efl SS1

Total Efl SS1

Bic. Efl SS2

Total Efl SS2 RC1 RC2 RE1-RE2

23 de enero de 2012 Mañana 8,1 6,8 123 143 18 25 4,9 4,7 4,2 24 de enero de 2012 Mañana

2,8 4,5 5,1

26 de enero de 2012 Mañana 7,8 7,9 152 187 99 114 4,8 4,7 4,8 27 de enero de 2012 Mañana 7,4 7,1 221 272 114 138 28 de enero de 2012 Mañana 7,9 7,2 155 194 90 118 29 de enero de 2012 Mañana 7,7 7,8 176 218 78 87 4,0 4,4 4,2 30 de enero de 2012 Mañana

4,2 4,3 4,4

30 de enero de 2012 Tarde

31 de enero de 2012 Mañana 7,6 7,7 170 213 186 202 3,6 4,6 4,6 31 de enero de 2012 Tarde


4,4 5,1 5,1 2 de febrero de 2012 Mañana

4,0 4,5 5,1


9 de febrero de 2012 Tarde 7,6

72 90


14 de febrero de 2012 Tarde 7,8 7,6 97 115 21 26 4,0 4,4 4,3 15 de febrero de 2012 Mañana 7,7 8,0 124 129 56 58 3,6 4,9 4,6 15 de febrero de 2012 Tarde 7,6 7,5 114 159 60 63 16 de febrero de 2012 Tarde 7,1 7,5 170 174 76 99 3,2 4,7 4,5 17 de febrero de 2012 Tarde 7,6 7,6 132 163 82 102 0,2 4,6 4,0 22 de febrero de 2012 Mañana 7,5 7,6 92 130 44 48 3,9 4,5 4,3 23 de febrero de 2012 Tarde 7,6 7,3 135 138 49 57 4,1 4,5 4,0 24 de febrero de 2012 Mañana 7,1 7,5 124 128 65 76 4,9 4,4 4,4 25 de febrero de 2012 Mañana 7,6 7,6 115 118 64 67 4,4 4,5 4,4 27 de febrero de 2012 Tarde 7,4 7,3 105 119 53 56 4,3 4,5 4,5 28 de febrero de 2012 Mañana 7,6 7,5 122 131 75 81 4,2 4,4 4,2 28 de febrero de 2012 Tarde 7,7 7,7 100 117 70 73 4,2 4,4 4,2 29 de febrero de 2012 Mañana 7,8 7,8 115 136 81 94 4,4 4,4 4,4 29 de febrero de 2012 Tarde 7,4 7,5 127 138 68 84 4,4 4,4 4,4 1 de marzo de 2012 Mañana 7,6 7,4 91 124 77 87 3,9 4,0 4,1 2 de marzo de 2012 Mañana 7,8 7,6 115 157 63 75 4,5 4,3 4,5 3 de marzo de 2012 Tarde 7,5 7,2 119 138 46 60 4 de marzo de 2012 Mañana 7,8 7,4 151 170 85 110 4,0 4,2 4,2


112


Anexo A5. Datos desempeño de la DQO Parte 1 - C1

Fecha Franja

Concentración de DQO (mg.L-1) Eficiencias de Reducción de DQO (%)

Afluente Etapa 1 + 3 (RE1)

Etapa 1 + 3 (RE2) Global Etapa 1 + 3

(RE1) Etapa 1 + 3

(RE2) 23 de enero de 2012 Mañana 415 22 10 98 95 55 27 de enero de 2012 Mañana 292 62 10 98 79 84 27 de enero de 2012 Tarde 67 28 de enero de 2012 Mañana 329 29 43 87 91 29 de enero de 2012 Mañana 295 32 38 87 89 30 de enero de 2012 Mañana 279 44 84 100 30 de enero de 2012 Tarde 209 35 43 79 83 31 de enero de 2012 Mañana 95 31 de enero de 2012 Tarde 92 35 61 34 62 1 de febrero de 2012 Mañana 309 29 13 96 91 55 2 de febrero de 2012 Mañana 239 29 39 84 88 55 8 de febrero de 2012 Mañana 492 59 10 98 88 83 9 de febrero de 2012 Tarde 529 83 13 98 84 85 10 de febrero de 2012 Tarde 482 19 15 97 96 20 14 de febrero de 2012 Tarde 439 52 10 98 88 81 15 de febrero de 2012 Mañana 355 83 43 88 77 48 15 de febrero de 2012 Tarde 449 71 28 94 84 61 16 de febrero de 2012 Tarde 379 55 57 85 86 17 de febrero de 2012 Tarde 405 89 34 92 78 62 22 de febrero de 2012 Mañana 459 89 34 93 81 62 23 de febrero de 2012 Tarde 295 42 32 89 86 24 24 de febrero de 2012 Mañana 302 49 43 86 84 11 25 de febrero de 2012 Mañana 322 22 30 91 93 27 de febrero de 2012 Tarde 105 44 58 28 de febrero de 2012 Mañana 452 45 21 95 90 52 28 de febrero de 2012 Tarde 440 10

98

29 de febrero de 2012 Mañana 240 35 10 85 29 de febrero de 2012 Tarde 365 52 21 94 86 59 1 de marzo de 2012 Mañana 340 117 26 92 65 78 2 de marzo de 2012 Mañana 235 60 21 91 75 65 3 de marzo de 2012 Tarde 252 65 74 4 de marzo de 2012 Mañana 119 155 53 55 66


113

Anexo A6. Datos desempeño de la DQO Parte 2 - C1

Fecha Franja

Carga Aplicada de DQO

(g.d-1) Carga Efluente DQO

(g.d-1) Carga Eliminada DQO (g.d-1)

Etapa 1 + 3 (RE1)

Etapa 1 + 3 (RE2)

Etapa 1 + 3 (RE1)

Etapa 1 + 3 (RE2) Global Etapa 1 +

3 (RE1) Etapa 1 +

3 (RE2)

23 de enero de 2012 Mañana 29,3 1,3 2,1 0,4 28,9 27,2 1,0 27 de enero de 2012 Mañana 20,2 3,7 5,9 0,3 19,8 14,3 3,4 28 de enero de 2012 Mañana 23,2 1,7 2,5 1,9 21,3 20,7 29 de enero de 2012 Mañana 20,8 1,9 2,7 1,7 19,1 18,1 0,2 30 de enero de 2012 Mañana 19,7 1,8 17,8 19,7 30 de enero de 2012 Tarde 14,7 2,1 3,1 1,8 12,9 11,6 0,3 31 de enero de 2012 Tarde 6,5 2,1 3,3 2,4 4,1 3,2 1 de febrero de 2012 Mañana 21,8 1,8 2,6 0,6 21,2 19,2 1,2 2 de febrero de 2012 Mañana 16,8 1,7 2,8 1,3 15,5 14,1 0,4 8 de febrero de 2012 Mañana 17,7 2,0 2,4 0,3 17,4 15,3 1,7 9 de febrero de 2012 Tarde 28,2 3,6 5,4 0,4 27,8 22,8 3,2 10 de febrero de 2012 Tarde 34,0 1,2 1,9 0,5 33,5 32,1 0,7 14 de febrero de 2012 Tarde 31,0 3,0 5,1 0,3 30,6 25,8 2,7 15 de febrero de 2012 Mañana 25,1 4,9 8,2 1,3 23,8 16,8 2,7 15 de febrero de 2012 Tarde 31,7 4,2 7,1 0,8 30,8 24,6 3,4 16 de febrero de 2012 Tarde 26,7 3,3 4,9 2,4 24,3 21,8 0,9 17 de febrero de 2012 Tarde 28,6 5,4 8,0 1,4 27,2 20,6 4,0 22 de febrero de 2012 Mañana 32,4 5,3 9,0 1,0 31,4 23,4 4,3 23 de febrero de 2012 Tarde 20,8 2,4 4,2 0,9 19,9 16,7 1,5 24 de febrero de 2012 Mañana 21,3 2,8 4,9 1,2 20,1 16,7 1,5 25 de febrero de 2012 Mañana 22,7 1,3 2,1 1,0 21,7 20,6 0,3 27 de febrero de 2012 Tarde 6,2 11,2 1,1 5,1 28 de febrero de 2012 Mañana 32,6 2,6 4,8 0,5 32,0 20,8 2,1 28 de febrero de 2012 Tarde 31,7 0,6 1,1

30,6

29 de febrero de 2012 Mañana 17,3 2,2 3,8 0,3 17,0 13,5 1,9 29 de febrero de 2012 Tarde 26,3 3,2 5,3 0,7 25,6 20,9 2,5 1 de marzo de 2012 Mañana 24,0 7,3 12,0 0,8 23,2 12,0 6,5 2 de marzo de 2012 Mañana 16,6 3,6 5,8 0,7 15,9 10,8 2,9 3 de marzo de 2012 Tarde 15,2 25,8 1,9 13,4 4 de marzo de 2012 Mañana 8,2 9,6 18,3 0,7 7,5 8,9


114

Anexo A7. Datos comportamiento de SSV y SST en los efluentes - C1

Fecha Franja

Sólidos (mg.L-1) Etapa 1 + 3 (RE1) Etapa 1 + 3 (RE2)

SST SSV SST SSV

23 de enero de 2012 Mañana 7 7 6 6 24 de enero de 2012 Mañana 6 6 17 17 26 de enero de 2012 Mañana 32 21 6 6 27 de enero de 2012 Mañana 8 8 23 23 28 de enero de 2012 Mañana 19 19 12 12 29 de enero de 2012 Mañana 14 14 30 de enero de 2012 Mañana 13 13 13 13 30 de enero de 2012 Tarde 6 6 31 de enero de 2012 Mañana 38 38 6 6 31 de enero de 2012 Tarde 54 50 8 8 1 de febrero de 2012 Mañana 3 3 2 de febrero de 2012 Mañana 15 15 7 7 2 de febrero de 2012 Tarde 14 14 8 de febrero de 2012 Mañana 24 24 19 19 9 de febrero de 2012 Tarde 9 9 20 20 10 de febrero de 2012 Tarde 14 14 17 17 14 de febrero de 2012 Tarde 54 50 10 10 15 de febrero de 2012 Mañana 66 60 18 18 15 de febrero de 2012 Tarde 81 69 18 18 16 de febrero de 2012 Tarde 29 29 17 de febrero de 2012 Tarde 107 94 39 39 23 de febrero de 2012 Tarde 55 50 25 24 24 de febrero de 2012 Mañana 39 39 67 67 25 de febrero de 2012 Mañana 24 24 23 27 25 de febrero de 2012 Tarde 76 67 15 15 27de febrero de 2012 Mañana 8 8 27 de febrero de 2012 Tarde 39 39 17 17 28 de febrero de 2012 Mañana 46 46 4 14 29 de febrero de 2012 Mañana 34 34 22 22 29 de febrero de 2012 Tarde 30 30 1 de marzo de 2012 Tarde 30 30 11 11 2 de marzo de 2012 Mañana 13 13 8 11 3 de marzo de 2012 Tarde 45 45 5 5 4 de marzo de 2012 Mañana 22 22 15 15


115

ANEXO 5. DATOS DEL DESEMPEÑO DEL SISTEMA PARA LA REDUCCIÓN DEL NITRÓGENO – C1 Anexo A8. Datos desempeño del NAT Parte 1 - C1

Fecha Franja Concentración de NAT (mg.L-1) Eficiencias de Reducción De NAT

(%)

Afluente Efl. Etapa 1+3 (RE₁)

Efl. Etapa 2 + 3 (RE₂) Global Etapa 1+3

(RE₁) Etapa 2 + 3

(RE₂) 23 de enero de 2012 Mañana 51 29 0,2 100 43 99 24 de enero de 2012 Mañana 42 21 5 88 49 77 26 de enero de 2012 Mañana 35 10 1 96 71 88 28 de enero de 2012 Mañana 46 21 3 93 55 84 29 de enero de 2012 Mañana 46 22 4 90 51 80 30 de enero de 2012 Mañana 40 3 92 30 de enero de 2012 Tarde 32 12 2 95 63 86 31 de enero de 2012 Mañana 39 20 49 31 de enero de 2012 Tarde 4 1 de febrero de 2012 Mañana 41 16 5 89 60 72 1 de febrero de 2012 Tarde 3 7 2 de febrero de 2012 Mañana 43 17 6 87 60 66 5 de febrero de 2012 Mañana 10 8 de febrero de 2012 Mañana 39 9 11 71 77 9 de febrero de 2012 Tarde 3 10 de febrero de 2012 Tarde 40 14 3 92 66 77 14 de febrero de 2012 Tarde 39 17 6 86 55 68 15 de febrero de 2012 Mañana 35 13 7 80 63 45 15 de febrero de 2012 Tarde 40 17 6 84 58 63 16 de febrero de 2012 Tarde 37 15 8 79 60 49 17 de febrero de 2012 Tarde 41 15 8 79 62 46 22 de febrero de 2012 Mañana 41 15 5 89 63 69 23 de febrero de 2012 Tarde 38 15 3 92 61 79 24 de febrero de 2012 Mañana 38 10 4 89 73 59 25 de febrero de 2012 Mañana 40 18 8 81 56 56 25 de febrero de 2012 Tarde 25 14 6 78 43 62 27 de febrero de 2012 Tarde 34 3 91 28 de febrero de 2012 Mañana 12 28 de febrero de 2012 Tarde 38 10 4 89 73 58 29 de febrero de 2012 Mañana 40 13 7 82 67 44 29 de febrero de 2012 Tarde 38 16 6 84 59 60 1 de marzo de 2012 Mañana 40 9 6 84 76 31 2 de marzo de 2012 Mañana 38 16 6 86 59 65 3 de marzo de 2012 Tarde 39 15 3 94 63 83 4 de marzo de 2012 Mañana 33 17 8 75 49 50


116

Anexo A9. Datos desempeño del NAT Parte 2 - C1

Fecha Franja

Carga Aplicada de NAT (g.d-1)

Carga Efluente de NAT (g.d-1) Carga Eliminada de NAT (g.d-1)

Etapa 1 + 3 (RE1)

Etapa 1 + 3 (RE2)

Etapa 1 + 3 (RE1)

Etapa 1 + 3 (RE2) Global Etapa 1 +

3 (RE1) Etapa 1 +

3 (RE2) 23 de enero de 2012 Mañana 3,6 1,8 2,8 0,01 3,6 0,8 1,8 24 de enero de 2012 Mañana 2,9 1,3 1,8 0,2 2,7 1,2 1,0 26 de enero de 2012 Mañana 2,4 0,6 1,0 0,04 2,4 1,5 0,6 28 de enero de 2012 Mañana 3,3 1,3 1,8 0,1 3,1 1,5 1,1 29 de enero de 2012 Mañana 3,2 1,3 1,9 0,2 3,0 1,3 1,1 30 de enero de 2012 Mañana 2,8 0,1 2,7 1,8 0,6 30 de enero de 2012 Tarde 2,2 0,7 0,1 2,2 31 de enero de 2012 Mañana 2,7 1,2 1,8 31 de enero de 2012 Tarde 0,1

1 de febrero de 2012 Mañana 2,9 1,0 1,4 0,2 2,7 1,4 0,8 2 de febrero de 2012 Mañana 3,0 1,0 1,6 0,2 2,8 1,4 0,8 8 de febrero de 2012 Mañana 1,4 0,3 0,4 0,3 1,1 1,0 9 de febrero de 2012 Tarde 0,1

10 de febrero de 2012 Tarde 2,8 0,8 1,4 0,1 2,7 1,5 0,7 14 de febrero de 2012 Tarde 2,7 1,0 1,7 0,2 2,6 1,0 0,8 15 de febrero de 2012 Mañana 2,5 0,8 1,3 0,2 2,3 1,2 0,5 15 de febrero de 2012 Tarde 2,8 1,0 1,7 0,2 2,6 1,1 0,8 16 de febrero de 2012 Tarde 2,6 0,9 1,3 0,3 2,3 1,3 0,6 17 de febrero de 2012 Tarde 2,9 0,9 1,4 0,4 2,5 1,5 0,6 22 de febrero de 2012 Mañana 2,9 0,9 1,6 0,1 2,8 1,4 0,8 23 de febrero de 2012 Tarde 2,7 0,9 1,5 0,1 2,6 1,2 0,8 24 de febrero de 2012 Mañana 2,7 0,6 1,0 0,1 2,6 1,6 0,5 25 de febrero de 2012 Mañana 2,8 1,1 1,7 0,3 2,6 1,1 0,8 25 de febrero de 2012 Tarde 1,8 0,9 1,4 0,2 1,6 0,4 0,7 27 de febrero de 2012 Tarde 2,4 0,1 28 de febrero de 2012 Mañana 0,7 1,3 28 de febrero de 2012 Tarde 2,7 0,6 1,1 0,1 2,6 1,7 0,5 29 de febrero de 2012 Mañana 2,8 0,8 1,4 0,2 2,6 1,4 0,6 29 de febrero de 2012 Tarde 2,7 1,0 1,6 0,2 2,5 1,1 0,8 1 de marzo de 2012 Mañana 2,8 0,2 2 de marzo de 2012 Mañana 2,7 0,9 1,5 0,2 2,5 1,2 0,8 3 de marzo de 2012 Tarde 2,8 0,9 1,5 0,1 2,7 1,3 0,8

4 de marzo de 2012 Mañana 2,3 1,0 2,0 0,1 2,2 0,3 0,9


117

Anexo A10. Datos desempeño NO2- y NO3- en los efluentes- C1

Fecha Franja

Concentración de N-NO2- (mg.L-1)

Concentración de N-NO3-

(mg.L-1) % Producción De N03

Efl. Etapa 1 + 3 (RE₁)

Efl. Etapa 2 + 3 (RE₂)


Efl. Etapa 2 + 3 (RE₂) Global

Etapa 1 + 3 (RE1)

Etapa 2 + 3 (RE2)

23 de enero de 2012 Mañana 0,5 0,03 10 24 49 26 48 24 de enero de 2012 Mañana 0,6 0,6 5 15 26 de enero de 2012 Mañana 1,4 0,9 3 10 29 12 65 27 de enero de 2012 Mañana 0,3 1,5 0,1 15 28 de enero de 2012 Mañana 0,4 0,5 10 17 40 27 36 29 de enero de 2012 Mañana 0,6 0,5 6 17 35 15 48 30 de enero de 2012 Mañana 0,4 0,8 6 18 30 de enero de 2012 Tarde 0,4 16 31 de enero de 2012 Mañana 0,1 0,1 5 6 20 17 7 31 de enero de 2012 Tarde 6 1 de febrero de 2012 Mañana 1,7 13 18 51 42 25 2 de febrero de 2012 Mañana 0,8 1,3 12 19 53 38 44 8 de febrero de 2012 Mañana 0,4 0,5 20 21 61 58 11 9 de febrero de 2012 Tarde 0,1 14 25 10 de febrero de 2012 Tarde 0,7 22 14 de febrero de 2012 Tarde 0,2 10 19 56 37 52 15 de febrero de 2012 Mañana 2,7 0,3 7 19 57 30 89 15 de febrero de 2012 Tarde 0,2 8 18 50 28 63 16 de febrero de 2012 Tarde 3 15 39 10 83 17 de febrero de 2012 Tarde 0,5 0,8 12 13 40 38 8 22 de febrero de 2012 Mañana 2,5 12 21 60 41 61 23 de febrero de 2012 Tarde 0,4 7 19 51 26 79 24 de febrero de 2012 Mañana 0,1 8 19 54 32 100 25 de febrero de 2012 Mañana 1,6 0,5 5 20 48 18 80 25 de febrero de 2012 Tarde 0,4 0,7 9 17 75 49 53 27 de febrero de 2012 Tarde 0,7 0,2 10 10 46 28 de febrero de 2012 Mañana 0,7 13 28 de febrero de 2012 Tarde 1,75 0,4 18 29 de febrero de 2012 Mañana 0,4 0,3 8 17 49 31 65 29 de febrero de 2012 Tarde 0,5 8 17 50 31 53 1 de marzo de 2012 Mañana 0,9 0,7 10 16 49 37 2 de marzo de 2012 Mañana 1,0 0,8 6 18 48 22 75 3 de marzo de 2012 Tarde 0,8 17 100 4 de marzo de 2012 Mañana 0,1 1,3 27 13


118

ANEXO 6.DATOS VARIABLES OPERACIONALES – C2 Anexo A11. Datos de las Variables operacionales Parte 1 – C2

Fecha Franja

TRC (d)

TRH Neto (h)

TRH Nominal (h)


Etapa 1 + 3 (RE2-4) RC1 RC2 RE1 RE2 RE3 RE4 RC1 RC2

11 de abril de 2012 Tarde 1,6 4,0 6,0 2,1 2,4 1,9 0,9 2,4 12 de abril de 2012 Mañana 1,6 4,0 6,5 2,1 2,4 1,9 1,0 2,3 13 de abril de 2012 Mañana 1,6 4,0 6,5 2,1 2,4 1,9 1,0 2,3 17 de abril de 2012 Mañana

1,6 4,0 4,7 1,7 1,9 1,6 0,9 2,5

18 de abril de 2012 Mañana 1,1 3,0 5,0 1,8 2,0 1,6 0,5 2,0 19 de abril de 2012 Mañana 1,1 3,0 5,0 1,7 1,9 1,6 0,8 2,0 20 de abril de 2012 Mañana 1,1 3,0 5,3 1,8 2,0 1,6 0,7 1,9 21 de abril de 2012 Mañana 1,1 3,0 5,3 1,8 2,0 1,6 0,7 1,9 28 de abril de 2012 Mañana 1,5 4,0 5,5 2,1 2,4 1,9 0,9 2,4 29 de abril de 2012 Mañana 1,1 3,1 4,7 1,7 1,9 1,5 0,7 2,0 30 de abril de 2012 Mañana 1,1 3,0 4,7 1,7 1,9 1,5 0,6 2,0 1 de mayo de 2012 Mañana 1,2 3,1 4,8 1,7 1,9 1,5 0,7 2,0 4 de mayo de 2012 Mañana 1,1 2,9 4,3 1,1 1,3 1,0 0,6 1,6 5 de mayo de 2012 Mañana 1,2 2,8 3,4 1,1 1,3 1,0 0,7 1,8 28 de mayo de 2012 Mañana 1,1 3,0 3,6 1,3 1,4 1,1 0,6 2,0 29 de mayo de 2012 Mañana 1,1 3,0 3,6 1,3 1,4 1,1 0,6 2,0 30 de mayo de 2012 Mañana 1,1 3,0 3,3 1,1 1,3 1,0 0,6 2,0 31 de mayo de 2012 Mañana 12,3 5,1 1,0 1,1 3,0 3,0 1,1 1,2 1,0 0,8 2,0 1 de junio de 2012 Mañana 1,1 3,0 3,4 1,1 1,2 1,0 0,6 1,9 2 de junio de 2012 Mañana 9,7 4,3 1,0 1,1 3,0 3,2 1,1 1,2 1,0 0,8 2,0 10 de junio de 2012 Mañana 8,7 3,8 1,4 1,5 4,0 4,1 1,5 1,7 1,4 1,5 2,4 11 de junio de 2012 Tarde 9,9 5,2 1,1 1,1 3,0 3,6 1,2 1,3 1,1 1,1 1,9 12 de junio de 2012 Mañana 8,5 5,3 0,8 1,1 3,0 3,6 1,2 1,3 1,1 0,5 1,9 13 de junio de 2012 Mañana 7,5 4,6 0,5 1,1 3,0 3,2 1,1 1,3 1,0 0,5 2,0 14 de junio de 2012 Mañana 8,3 4,9 0,5 1,1 3,0 3,2 1,1 1,3 1,0 0,4 2,0 15 de junio de 2012 Mañana 8,3 4,8 0,8 1,1 3,0 3,1 1,1 1,2 1,0 0,6 2,0


119

Anexo A12. Datos de las variables operacionales Parte 2 – C2

Fecha Franja SSV ML (mg.L-1)

RC1 RC2 RE1 RE2 RE3 RE4

10 de abril de 2012 Mañana 1.900 3.520

3.362 3.305 10 de abril de 2012 Tarde 1.900 3.520

3.362 3.305

11 de abril de 2012 Tarde 1.460 1.750 1.440 5.140 4.500 1.435 12 de abril de 2012 Mañana 1.940 1.110 2.410 5.200

3.130

13 de abril de 2012 Mañana 3.000 1.440 2.900 2.270 2.600 2.430 17 de abril de 2012 Mañana

18 de abril de 2012 Mañana 1.496 1.144 2.408 2.690 2.905 2.927 19 de abril de 2012 Mañana

1.883

4.391 2.239

20 de abril de 2012 Mañana 2.040 820 2.090 2.390

2.420 20 de abril de 2012 Tarde 2.040 820 2.090 2.390

2.420

21 de abril de 2012 Mañana 1.620 680 1.630 1.860 3.660 1.410 22 de abril de 2012 Mañana

2.674 1.255 2.530 2.353

23 de abril de 2012 Mañana 1.428

1.863 2.725 2.886 28 de abril de 2012 Mañana 2.810 940 1.100 2.900 1.960 1.960 30 de abril de 2012 Mañana 1.441 1.028 2.696 2.492 2.739 4.461 30 de abril de 2012 Tarde

1.028 2.580 2.492 2.714 4.104

1 de mayo de 2012 Mañana 1.640 1.410 2.490 5.970 2.760 2.790 4 de mayo de 2012 Mañana 2.671 2.770 2.295 2.034 5.537 1.924 5 de mayo de 2012 Mañana 2.473 2.080 2.110 1.947 2.250 2.107 26 de mayo de 2012 Mañana 1.526 1.570 3.227 2.174 2.594 1.428 30 de mayo de 2012 Mañana

870

2.390

31 de mayo de 2012 Mañana

1.220 2.820 2.880 3.120 3.270 1 de junio de 2012 Mañana 2.010 880 1.990 2.920 2.350 2.550 2 de junio de 2012 Mañana 1.320 1.050 1.920 2.120 2.670 3.690 10 de junio de 2012 Mañana 2.000 2.160 3.250 3.580 3.810 3.440 11 de junio de 2012 Tarde 1.980 1.860 3.150 3.300 3.120 3.680 12 de junio de 2012 Mañana

1.620 3.393 3.190 1.400 2.420

13 de junio de 2012 Mañana 1.787 1.474 3.333 2.850 1.130 13 de junio de 2012 Tarde 1.787 880 3.333

2.209

14 de junio de 2012 Mañana

3.600 2.817 3.720 14 de junio de 2012 Tarde

15 de junio de 2012 Mañana 3.359 2.110

2.658

1.840


120

Anexo A13. Datos de las variables operacionales Parte 3 – C2

Fecha Franja FACTOR ɑ COV (kg.(m3.d)-1) RELACION A/M

(kgDQO.(kgSSV.d)-1)

RC1 RC2 Etapa 1 + 3 (RE1)

Etapa 1 + 3 (RE2-4)

Etapa 1 + 3 (RE1)

Etapa 1 + 3 (RE2-4)

10 de abril de 2012 Mañana 1,3 0,07 10 de abril de 2012 Tarde 1,1 0,13 11 de abril de 2012 Tarde 0,3 0,3 1,4 0,9 12 de abril de 2012 Mañana 0,2 0,3 1,6 0,10 0,7 13 de abril de 2012 Mañana 0,3 0,3 1,5 0,09 0,5 0,04 17 de abril de 2012 Mañana 0,17 18 de abril de 2012 Mañana 0,2 0,3 2,2 0,21 1,0 0,10 19 de abril de 2012 Mañana 2,4 0,19 0,15 20 de abril de 2012 Mañana 0,3 2,5 0,30 1,2 20 de abril de 2012 Tarde 0,3 2,3 0,19 1,1 21 de abril de 2012 Mañana 0,3 0,2 1,9 0,52 1,2 0,33 28 de abril de 2012 Mañana 0,5 0,3 1,9 0,03 1,2 0,02 30 de abril de 2012 Mañana 0,2 0,2 2,2 0,04 0,9 0,02 30 de abril de 2012 Tarde 0,2 3,0 0,04 0,02 1 de mayo de 2012 Mañana 0,2 0,2 0,6 0,07 0,3 0,02 4 de mayo de 2012 Mañana 0,3 0,4 2,6 0,04 1,1 0,01 5 de mayo de 2012 Mañana 0,3 0,5 2,3 0,04 1,1 0,02 26 de mayo de 2012 Mañana 0,1 0,4 30 de mayo de 2012 Mañana 2,9 0,04 31 de mayo de 2012 Mañana 0,3 31 de mayo de 2012 Tarde 2,5 0,04 1 de junio de 2012 Mañana 0,3 0,2 4,1 0,04 0,02 2 de junio de 2012 Mañana 0,2 0,2 1,6 0,04 0,9 0,02 10 de junio de 2012 Mañana 0,2 0,3 1,7 0,22 0,6 0,07 11 de junio de 2012 Tarde 0,2 0,3 1,4 0,25 0,5 0,09 12 de junio de 2012 Mañana 0,4 2,7 0,15 0,07 13 de junio de 2012 Mañana 0,2 2,4 0,17 0,8 0,12 13 de junio de 2012 Tarde 0,2 2,9 0,17 1,0 14 de junio de 2012 Mañana 2,7 0,32 0,18 14 de junio de 2012 Tarde 2,6 0,09 15 de junio de 2012 Mañana 0,6 3,1 0,05


121

ANEXO 7. DATOS VARIABLES AMBIENTALES – C2 Anexo A14. Datos de las variables ambientales Parte 1 – C2

Fecha Franja pH (UND) ALCALINIDAD (mg CaCO3.L-1)

Efl. SS1 Efl. SS2 Bicarbonática

efl. SS1 Total

efl. SS1 Bicarbonática efl.

SS2 Total

efl. SS2

10 de abril de 2012 Mañana 7,5 6,3 77 94 2 4 Tarde 7,6 6,7 103 121 4 6

11 de abril de 2012 Tarde 12 de abril de 2012 Mañana 7,5 7,4 101 122 45 60 13 de abril de 2012 Mañana 7,4 80 93 17 de abril de 2012 Mañana 7,6 7,2 138 169 58 82 18 de abril de 2012 Mañana 7,3 7,5 121 167 70 86 19 de abril de 2012 Mañana 7,8 7,4 182 222 98 129 20 de abril de 2012 Mañana 7,7 7,5 306 318 174 207 21 de abril de 2012 Mañana 7,0 7,8 179 244 172 196 28 de abril de 2012 Mañana 7,5 7,1 166 216 43 58 30 de abril de 2012 Mañana 7,6 7,8 201 213 119 145 30 de abril de 2012 Tarde 7,4 7,6 196 244 297 380

1 de mayo de 2012 Mañana 7,5 7,8 193 233 118 151 4 de mayo de 2012 Mañana 8,4 213 246

27 de mayo de 2012 Mañana 8,0 8,2 194 241 134 159 28 de mayo de 2012 Mañana 7,5 7,8 222 231 117 147 29 de mayo de 2012 Mañana 7,5 7,5 189 254 141 176 30 de mayo de 2012 Mañana 7,7 7,7 188 239 145 173 31 de mayo de 2012 Mañana 31 de mayo de 2012 Tarde 7,8 7,9 192 259 179 198 1 de junio de 2012 Mañana 8,2 8,3 339 407 303 356 2 de junio de 2012 Mañana 8,2 8,3 300 356 311 351 10 de junio de 2012 Mañana 8,0 6,8 126 139 2 8 11 de junio de 2012 Tarde 7,2 7,8 207 265 61 75 12 de junio de 2012 Mañana 7,7 7,9 156 194 78 90 13 de junio de 2012 Mañana 7,9 7,7 181 207 106 117 13 de junio de 2012 Tarde 7,8 8,0 154 185 98 117 14 de junio de 2012 Mañana 7,9 7,7 195 223 119 149 14 de junio de 2012 Tarde 7,8 7,8 184 234 104 128 15 de junio de 2012 Mañana 8,3 8,2 241 256 131 135


122

Anexo A15. Datos de las variables ambientales Parte 2 – C2

Fecha Franja LICORES MIXTOS

Ph (UND) Oxígeno Disuelto (mg.L-1) Temperatura (°C) RC1 RC2 RE1 RE2 RE3 RE4 RC1 RC2 RE1 RE2 RE3 RE4 RC1 RC2 RE1 RE2 RE3 RE4

10 de abril de 2012 Mañana

11 de abril de 2012 Tarde 7,3 7,0 7,1 7,1 7,0 7,2 12 de abril de 2012 Mañana 13 de abril de 2012 Mañana 17 de abril de 2012 Mañana 3,5 3,9 4,1 4,1 4,3 18 de abril de 2012 Mañana 19 de abril de 2012 Mañana 6,8 6,7 6,6 6,7 7,3 7,7 4,8 5,1 5,0 5,1 4,4 4,9 20 de abril de 2012 Mañana 7,0 7,8 7,0 7,1 7,2 7,2 3,3 5,0 4,7 5,4 1,9 5,0 24 23 24 24 24 24 21 de abril de 2012 Mañana 6,6 7,1 6,9 6,9 6,8 6,9 28 de abril de 2012 Mañana 6,9 7,0 6,9 6,8 6,9 7,0 30 de abril de 2012 Mañana 7,5 7,6 7,2 7,3 7,3 7,1 4,7 5,1 4,7 4,7 4,8 4,8 26 26 26 26 26 26

1 de mayo de 2012 Mañana 7,1 7,1 7,3 7,7 7,4 7,6 3,3 4,5 4,5 5,0 4,3 4,3 26 25 25 25 25 25 4 de mayo de 2012 Mañana 7,5 7,6 7,8 7,6 7,4 7,8 4,9 4,5 4,5 4,6 2,8 4,1 25 24 26 26 26 26 5 de mayo de 2012 Mañana 4,8 5,3 4,2 4,0 1,3 4,8 24 24 24 24 24 24 27 de mayo de 2012 Mañana 7,4 7,5 7,3 7,5 7,5 7,3 28 27 27 28 27 27 28 de mayo de 2012 Mañana 7,3 7,5 7,2 7,5 7,5 7,4 27 27 27 27 27 27 29 de mayo de 2012 Mañana 7,3 7,6 7,5 7,5 7,5 7,5 26 26 26 26 26 26 30 de mayo de 2012 Mañana 7,4 7,8 7,5 7,5 7,4 7,4 4,8 4,4 4,5 4,6 3,3 4,5 26 25 26 26 26 26 31 de mayo de 2012 Mañana 7,3 7,6 7,3 7,4 7,2 7,4 2,3 4,3 4,1 4,7 3,8 4,5 28 27 28 28 28 28 1 de junio de 2012 Mañana 6,7 8,0 7,8 7,6 7,8 7,8 5,2 5,0 4,9 5,0 1,6 4,7 26 25 26 26 26 26 2 de junio de 2012 Mañana 6,2 8,0 7,9 7,8 8,0 7,8 4,8 4,9 4,2 4,7 3,9 4,6 26 26 26 26 26 26 10 de junio de 2012 Mañana 7,6 6,0 6,3 6,3 6,8 6,3 11 de junio de 2012 Mañana 7,2 7,1 7,0 7,1 7,0 7,1 2,9 3,7 3,5 3,6 3,9 3,9 28 28 28 28 28 28 12 de junio de 2012 Mañana 6,9 7,3 7,1 7,1 7,1 7,1 2,3 4,0 3,5 3,9 3,5 4,2 27 26 26 26 26 26 13 de junio de 2012 Tarde 7,0 7,5 7,2 7,3 7,4 7,4 3,7 4,4 3,7 4,8 2,8 3,7 26 26 27 27 27 27 14 de junio de 2012 Mañana 6,8 7,1 7,0 6,9 7,5 7,0 4,8 4,3 4,4 4,6 3,9 4,3 27 28 28 27 27 27 15 de junio de 2012 Mañana 7,3 7,3 7,2 7,7 7,7 7,8 4,8 4,5 4,2 3,9 3,8 4,4 25 25 25 25 25 25


123


Anexo A16. Datos desempeño de la DQO Parte 1 – C2

Fecha Franja

Concentración de DQO (mg.L-1) Eficiencias de Reducción de DQO (%)

Afluente Efl. Etapa 1 + 3 (RE₁)

Efl. Etapa 2 + 3 (RE2-4) Global Efl. Etapa 1 + 3

(RE₁) Efl. Etapa 2 + 3

(RE2-4) 10 de abril de 2012 Mañana 457 40 21 95 91 48 10 de abril de 2012 Tarde 387 71 39 90 82 45 11 de abril de 2012 Mañana 340 32 12 de abril de 2012 Mañana 395 34 10 97 91 71 13 de abril de 2012 Mañana 382 31 39 90 92 15 de abril de 2012 Mañana 44 17 de abril de 2012 Mañana 60 97 18 de abril de 2012 Mañana 382 58 10 97 85 83 19 de abril de 2012 Mañana 420 51 23 95 88 55 20 de abril de 2012 Mañana 432 82 67 85 81 19 20 de abril de 2012 Tarde 397 51 10 97 87 80 21 de abril de 2012 Mañana 331 142 55 83 57 61 28 de abril de 2012 Mañana 452 10 135 70 98 30 de abril de 2012 Mañana 377 10 10 97 97 30 de abril de 2012 Tarde 524 10 10 98 98 1 de mayo de 2012 Mañana 121 18 10 92 85 45 4 de mayo de 2012 Mañana 447 10 10 98 98 5 de mayo de 2012 Mañana 440 10 10 98 98 12 de mayo de 2012 Mañana 161 13 de mayo de 2012 Mañana 156 30 de mayo de 2012 Mañana 497 10 10 98 31 de mayo de 2012 Tarde 437 10 31 93 98 1 de junio de 2012 Mañana 714 10 10 99 99 2 de junio de 2012 Mañana 277 10 83 70 96 10 de junio de 2012 Mañana 387 78 58 85 80 25 11 de junio de 2012 Tarde 243 68 28 89 72 59 12 de junio de 2012 Mañana 467 40 10 98 91 75 13 de junio de 2012 Mañana 413 46 10 98 89 78 13 de junio de 2012 Tarde 500 45 31 94 91 31 14 de junio de 2012 Mañana 467 88 21 95 81 76 14 de junio de 2012 Tarde 457 26 29 94 94 15 de junio de 2012 Tarde 540 13 30 94 98


124

Anexo A17. Datos desempeño de la DQO Parte 2 – C2

Fecha Franja

Carga Aplicada de DQO (g.d-1)

Carga Efluente de DQO (g.d-1)

Carga Eliminada de DQO (g.d-1)

Etapa 1 + 3 (RE₁)

Etapa 2 + 3 (RE2-4)

Etapa 1 + 3 (RE₁)

Etapa 2 + 3 (RE2-4) Global Etapa 1 +

3 (RE₁) Etapa 2 + 3

(RE2-4)

10 de abril de 2012 Mañana 16 1,2 1,4 0,6 15,8 15,0 0,6 10 de abril de 2012 Tarde 14 2,1 2,5 1,2 12,8 11,4 1,0

11 de abril de 2012 Mañana 17 12 de abril de 2012 Mañana 19 1,6 1,7 0,5 18,9 17,6 1,1

13 de abril de 2012 Mañana 19 1,4 1,5 1,8 16,9 17,2 17 de abril de 2012 Mañana 2,8 3,6 4,5

18 de abril de 2012 Mañana 27 3,5 4,4 0,5 26,4 22,6 2,9 19 de abril de 2012 Mañana 30 3,1 4,0

25,6 3,1

20 de abril de 2012 Mañana 30 5,0 6,2 3,7 26,7 24,3 1,2 20 de abril de 2012 Tarde 28 3,1 3,8 0,6 27,5 24,2 2,5 21 de abril de 2012 Mañana 23 8,6 10,6 3,1 20,2 12,7 5,5 28 de abril de 2012 Mañana 23 0,5 0,5

22,9

30 de abril de 2012 Mañana 27 0,6 0,8

25,8 30 de abril de 2012 Tarde 37 0,6 0,8

35,8

1 de mayo de 2012 Mañana 8 1,1 1,4 0,5 7,3 6,4 0,6 4 de mayo de 2012 Mañana 32 0,6 0,8 0,5 31,1 30,7 0,1 5 de mayo de 2012 Mañana 29 0,6 0,9

27,6

30 de mayo de 2012 Mañana 35 0,3 34,8 31 de mayo de 2012 Tarde 31 0,6 1,0 0,8 30,0 29,8

1 de junio de 2012 Mañana 50 0,6 1,0

49,4 2 de junio de 2012 Mañana 20 0,6 1,0 2,5 17,1 18,6 10 de junio de 2012 Mañana 21 3,6 5,4 1,8 18,8 15,2 1,8

11 de junio de 2012 Tarde 17 4,1 6,3 1,0 16,1 10,8 3,1 12 de junio de 2012 Mañana 33 2,4 3,8 0,4 32,6 29,1 2,1 13 de junio de 2012 Mañana 29 2,8 4,7 0,3 28,9 24,4 2,5 13 de junio de 2012 Tarde 35 2,7 4,6 0,9 34,4 30,7 1,8 14 de junio de 2012 Mañana 33 5,3 9,0 0,6 32,3 24,0 4,7 14 de junio de 2012 Tarde 32 1,6 2,6 0,8 31,4 29,6 0,7 15 de junio de 2012 Tarde 38 0,8 1,4

38,1 36,7 0,8


125

Anexo A18. Datos comportamiento de SSV y SST en los efluentes – C2

Fecha Franja Sólidos (mg.L-1)

Etapa 1 + 3 (RE₁) Etapa 2 + 3 (RE2-4) SST SSV SST SSV

10 de abril de 2012 Mañana 10 10 13 13 10 de abril de 2012 Tarde 18 18 11 de abril de 2012 Mañana 2 2 12 de abril de 2012 Mañana 5 5 17 17 13 de abril de 2012 Mañana 4 4 8 8 17 de abril de 2012 Mañana 8 8 7 7 18 de abril de 2012 Mañana 21 21 18 18 19 de abril de 2012 Mañana 15 15 7 3 20 de abril de 2012 Mañana 12 12 19 19 20 de abril de 2012 Tarde 42 42 12 12 21 de abril de 2012 Mañana 21 21 13 13 28 de abril de 2012 Mañana 6 6 3 3 30 de abril de 2012 Mañana 10 10 18 18 30 de abril de 2012 Tarde 3 3 0 0 1 de mayo de 2012 Mañana 9 17 8 8 5 de mayo de 2012 Mañana 11 11 37 37 30 de mayo de 2012 Mañana 12 12 31 de mayo de 2012 Tarde 9 9 5 5 1 de junio de 2012 Mañana 11 11 5 5 2 de junio de 2012 Mañana 14 14 11 11 10 de junio de 2012 Mañana 52 51 9 9 11 de junio de 2012 Tarde 9 9 7 7 12 de junio de 2012 Mañana 8 8 6 6 13 de junio de 2012 Mañana 18 18 5 5 13 de junio de 2012 Tarde 9 9 23 23 14 de junio de 2012 Mañana 31 35 6 6 14 de junio de 2012 Tarde 13 13 9 9 15 de junio de 2012 Tarde 17 17 12 12


126

ANEXO 9. DATOS DEL DESEMPEÑO DEL SISTEMA PARA LA REDUCCIÓN DEL NITRÓGENO – C2 Anexo A19. Datos desempeño del NAT Parte 1 – C2

Fecha Franja

Concentración de NAT (mg.L-1) Eficiencias de Reducción de NAT (%)

Afluente Efl. Etapa 1 + 3 (RE₁)

Efl. Etapa 2 + 3 (RE2-4) Global Efl. Etapa 1 + 3

(RE₁) Efl. Etapa 2 + 3

(RE2-4) 10 de abril de 2012 Mañana 55 17 0,2 100 70 99 10 de abril de 2012 Tarde 59 23 0,1 100 60 100

11 de abril de 2012 Mañana 48 2 97 12 de abril de 2012 Mañana 52 18 5 90 65 70 13 de abril de 2012 Mañana 52 20 7 87 62 66 17 de abril de 2012 Mañana 26 1 97 18 de abril de 2012 Mañana 50 2 96 19 de abril de 2012 Mañana 56 24 12 79 56 51 20 de abril de 2012 Mañana 67 30 55 20 de abril de 2012 Tarde 58 17 71 21 de abril de 2012 Mañana 52 30 20 61 41 34 28 de abril de 2012 Mañana 46 27 5 88 42 80 28 de abril de 2012 Tarde 30 de abril de 2012 Mañana 58 21 15 74 64 27 30 de abril de 2012 Tarde 51 28 46 1 de mayo de 2012 Mañana 52 22 10 80 57 54 4 de mayo de 2012 Mañana 55 17 69 5 de mayo de 2012 Mañana 51 30 16 69 41 47 30 de mayo de 2012 Mañana 54 19 7 86 65 61 31 de mayo de 2012 Mañana 45 21 11 77 54 49 1 de junio de 2012 Mañana 12 2 de junio de 2012 Mañana 30 8 3 91 72 67 10 de junio de 2012 Mañana 51 15 7 87 71 55 11 de junio de 2012 Tarde 48 27 3 94 44 90 12 de junio de 2012 Mañana 53 15 9 37 13 de junio de 2012 Mañana 53 18 3 95 66 84 13 de junio de 2012 Tarde 61 14 de junio de 2012 Mañana 57 20 8 86 64 60 14 de junio de 2012 Tarde 20 5 76 15 de junio de 2012 Tarde 65 24 4 94 63 83


127

Anexo A20. Datos desempeño del NAT Parte 2 – C2

Fecha Franja

Carga Aplicada de NAT (g.d-1)

Carga Efluente de NAT (g.d-1) Carga Eliminada de NAT (g.d-1)

Etapa 1 + 3 (RE₁)

Etapa 2 + 3 (RE2-4)

Etapa 1 + 3 (RE₁)

Etapa 2 + 3 (RE2-4) Global Etapa 1 +

3 (RE₁) Etapa 2 + 3 (RE2-4)

10 de abril de 2012 Mañana 2,0 0,5 0,6 0,01 2,0 1,4 0,5 10 de abril de 2012 Tarde 2,1 0,7 0,8 0,002 2,1 1,3 0,7

11 de abril de 2012 Mañana 2,3 0,1 12 de abril de 2012 Mañana 2,6 0,8 0,9 0,2 2,3 1,7 0,6 13 de abril de 2012 Mañana 2,6 0,9 1,0 0,3 2,3 1,6 0,6 17 de abril de 2012 Mañana 1,2 1,6 0,03 1,2 18 de abril de 2012 Mañana 0,1 19 de abril de 2012 Mañana 4,0 1,5 1,9 0,6 3,3 2,1 0,8 20 de abril de 2012 Mañana 4,8 1,8 2,3 2,5 20 de abril de 2012 Tarde 4,1 0,9 3,1

21 de abril de 2012 Mañana 3,7 1,8 2,3 1,1 2,5 1,4 0,7 28 de abril de 2012 Mañana 1,2 1,5 0,2 1,0 30 de abril de 2012 Mañana 4,1 1,3 1,7 0,8 3,3 2,4 0,5 30 de abril de 2012 Tarde 3,6 1,7 2,2 1,4

1 de mayo de 2012 Mañana 3,4 1,3 1,7 0,5 2,9 1,7 0,8 4 de mayo de 2012 Mañana 3,9 0,8 3,0 5 de mayo de 2012 Mañana 3,3 1,9 2,8 0,6 2,7 0,6 1,3 30 de mayo de 2012 Mañana 3,8 1,1 1,9 0,2 3,6 1,9 0,9 1 de junio de 2012 Mañana 0,9 2 de junio de 2012 Mañana 2,1 0,5 0,8 0,1 2,0 1,3 0,4 10 de junio de 2012 Mañana 0,7 1,0 0,2 0,5 11 de junio de 2012 Tarde 3,4 1,6 2,5 0,1 3,3 0,9 1,5 12 de junio de 2012 Mañana 0,9 1,4 0,3 0,5 13 de junio de 2012 Mañana 3,8 1,1 1,8 0,1 3,7 1,9 1,0 13 de junio de 2012 Tarde 4,3 14 de junio de 2012 Mañana 4,0 1,2 2,1 0,2 3,8 2,0 1,0 14 de junio de 2012 Tarde 1,2 2,0 0,1 1,1 15 de junio de 2012 Tarde 4,6 1,4 2,5 0,1 4,5 2,1 1,3


128

Anexo A21. Datos desempeño NO2- y NO3- - C2

Fecha Franja

Concentración de N-NO2- (mg.L-1)

Concentración de N-NO3- (mg.L-1) % Producción de N03


Efl. Etapa 2+3 (RE2-4)


Efl. Etapa 2+3 (RE2-4) Global


Efl. Etapa 2+3 (RE2-4)


16 25 43 30 50 10 de abril de 2012 Tarde 3,5

9

15


0,01

22 12 de abril de 2012 Mañana 0,1 0,2 10 17 29 19 33

13 de abril de 2012 Mañana 2,5

7 16 30 13 47 17 de abril de 2012 Mañana 0,1 0,1 9 17

29

18 de abril de 2012 Mañana 0,2 0,03 9 17 19 de abril de 2012 Mañana

1,5 4 11 19 8 29

20 de abril de 2012 Mañana 0,1 4,3 5 9 13 8 12 20 de abril de 2012 Tarde 1,6 4,4 3 9 14 6

21 de abril de 2012 Mañana 0,5

2 6 11 5 13 28 de abril de 2012 Mañana

0,5 8 18

39

28 de abril de 2012 Tarde

10 30 de abril de 2012 Mañana 0,2

6 13 22 11 34

30 de abril de 2012 Tarde 0,6 0,6 3 13 24 8 35 1 de mayo de 2012 Mañana 0,1 3,8 4 11 21 10 28 4 de mayo de 2012 Mañana 0,3 0,1 6 9 18 12

5 de mayo de 2012 Mañana 1,4 0,3 3 6 14 7 12 30 de mayo de 2012 Mañana 1,9 3,5 5 12 24 12 38 31 de mayo de 2012 Mañana

31 de mayo de 2012 Tarde

2,9 0,6 5 1 de junio de 2012 Mañana 0,01 0,2

0,9

2 de junio de 2012 Mañana 0,4 1,2 0,7 2 8 3 20 10 de junio de 2012 Mañana 0,2 2,6 16 23

49

11 de junio de 2012 Tarde 0,6 1,2 3 18 36 8 58 12 de junio de 2012 Mañana

7

13 de junio de 2012 Mañana 0,2 0,09 7 14 31 20 41 13 de junio de 2012 Tarde 0,1 0,4 8 14 27 20

14 de junio de 2012 Mañana 0,0 0,3 8 12 26 20 20 14 de junio de 2012 Tarde 0,9

7 14

31

15 de junio de 2012 Tarde 0,1

7

17


129

ANEXO 10. PRUEBAS ESTADISTICAS PARA LA COMPARACIÓN DE C1 Y C2 Pruebas estadísticas desempeño C1 y C2 – DQO

120100806040

99

95

90

80

70

60

50

40

30

20

10

5

1

% Reducción de DQO

Porc

enta

je

Media 87,63Desv . Est. 13,74N 27KS 0,794V alor-P <0,010

110100908070

99

95

90

80

70

60

50

40

30

20

10

5

1

% Reducción de DQO

Porc

enta

je

Media 92,17Desv . Est. 7,762N 27KS 0,867V alor-P <0,010

Prueba de Normalidad - % Reducción de DQO C1Normal

Prueba de Normalidad - % Reducción de DQO C2Normal

Figura A1. Prueba de normalidad datos de eficiencia de reducción de DQO

Dado que la prueba de normalidad para el porcentaje de reducción de DQO en C1 y C2 dio como resultado que P < 0,01, los datos no siguen una distribución normal. Por lo tanto, se utiliza una prueba no paramétrica, en este caso la prueba de Mann Whitney que permite contrastar dos muestras aleatorias independientes. Prueba de Mann-Whitney e IC: C1-%DQO. C2-%DQO N Mediana C1-%DQO 27 91,24 C2-%DQO 26 94,54 La estimación del punto para ETA1-ETA2 es -2,74 95,1 El porcentaje IC para ETA1-ETA2 es (-6,25.6,83) W = 637,0 Prueba de ETA1 = ETA2 vs. ETA1 no es = ETA2 es significativa en 0,0693 La prueba es significativa en 0,0693 (ajustado por empates) Con un nivel de confianza del 95% no se rechaza la hipótesis nula; por lo tanto, no existen diferencias significativas entre las medianas del porcentaje de reducción de DQO entre la C1 y C2.


130

Pruebas estadísticas desempeño C1 y C2 – N-NAT

100908070

99

95

90

80

70

60

50

40

30

20

10

5

1

% Reducción de NA T

Porc

enta

je

Media 86,63Desv .Est. 6,701N 29RJ 0,992V alor P >0,100

10896847260

99

95

90

80

70

60

50

40

30

20

10

5

1

% Reducción de NA T

Porc

enta

je

Media 85,01Desv .Est. 11,02N 22RJ 0,975V alor P >0,100

Prueba de Normalidad - % Reducción de NAT C1Normal

Pruba de Normalidad - % Reducción de NAT C2Normal

Figura A2. Prueba de normalidad datos de la eficiencia de reducción de NAT

Dado que la prueba de normalidad para el porcentaje de reducción de N-NAT en C1 y C2 dio como resultado que P Value> 0,10, los datos siguen una distribución normal. Por lo tanto, se utiliza una prueba paramétrica para establecer la comparación estadística entre las dos configuraciones, para ello se procede a realizar la prueba de homogeneidad de varianzas.

C2-%NAT

C1-%NAT

17,515,012,510,07,55,0Intervalos de confianza de Bonferroni de 95% para Desv.Est.

C2-%NAT

C1-%NAT

10090807060% Reducción de NAT

Estadística de prueba 0,37Valor P 0,015

Estadística de prueba 4,64Valor P 0,036

Prueba F

Prueba de Levene

Prueba de igualdad de varianzas - % Reducción de NAT

Figura A3. Prueba de homogeneidad de varianzas para la eficiencia de reducción de NAT en C1 y C2


131

Debido a que los datos de eficiencias de reducción de NAT en C1 y C2 se distribuyen normalmente, para la prueba de igualdad de varianza se emplea la prueba F, como el valor de P < 0,05 se rechaza la hipótesis nula y se concluye que las varianzas de la reducción de NAT en C1 yC2 son diferentes. Por lo tanto, para establecer si existen diferencias significativas entre las medias de la reducción de NAT se utiliza la prueba t para varianzas desiguales o también denominada prueba t de welch. Prueba T e IC de dos muestras: C1-%NAT. C2-%NAT T de dos muestras para C1-%NAT vs. C2-%NAT Media del Error N Media Desv.Est. estándar C1-%NAT 29 86,63 6,70 1,2 C2-%NAT 22 85,0 11,0 2,3 Diferencia = mu (C1-%NAT) - mu (C2-%NAT) Estimado de la diferencia: 1,62 IC de 95% para la diferencia: (-3,80. 7,03) Prueba T de diferencia = 0 (vs. no =): Valor T = 0,61 Valor P = 0,547 GL = 32 Con un nivel de confianza de 95% no se rechaza la hipótesis nula; es decir, no existen estadísticamente diferencias significativas entre las medias de los porcentajes de reducción de N-NAT de C1 y C2.


132

Pruebas estadísticas desempeño C1 y C2 – NO3-

252015105

99

95

90

80

70

60

50

40

30

20

10

5

1

N-NO3 Efluente (mg.L-1)

Porc

enta

je

Media 17,15Desv . Est. 3,943N 30KS 0,971V alor - P >0,100

3020100

99

95

90

80

70

60

50

40

30

20

10

5

1

N-NO3 Efluente (mg.L-1)

Porc

enta

je

Media 12,85Desv . Est. 5,993N 26KS 0,996V alor - P >0,100

Prueba de Normalidad - N-NO3 Efluente C1Normal

Prueba de Normalidad - N-NO3 Efluente C2Normal

Figura A4. Prueba de normalidad para la concentración de N-NO3- Dado que las pruebas de normalidad de la concentración de N-NO3– en el efluente de C1 y C2 dieron como resultado que P > 0,05; entonces, los datos siguen una distribución normal. Por lo tanto, se utiliza una prueba paramétrica para establecer la comparación estadística entre las dos configuraciones, para ello se procede a realizar la prueba de homogeneidad de varianzas.

C2-NO3

C1-NO3

9876543

Intervalos de confianza de Bonferroni de 95% para Desv.Est.

C2-NO3

C1-NO3

2520151050Concentración de N-NO3 en el efluente (mg.L-1)

Estadística de prueba 0.43Valor P 0.032

Estadística de prueba 4.88Valor P 0.031

Prueba F

Prueba de Levene

Prueba de igualdad de varianzas - Concentración de N- NO3

Figura A5. Prueba de homogeneidad de varianzas para la concentración de NO3- en el efluente de C1 y C2


133

Debido que la prueba de igualdad de varianza dio como resultado que el valor de P < 0,05 se rechaza la hipótesis nula y se concluye que las varianzas de la concentración de N-NO3– en el efluente de C1 y C2 son diferentes. Por lo tanto, para establecer si existen diferencias significativas entre las medias de la concentración de N-NO3– se utiliza la prueba t para varianzas desiguales o también denominada prueba t de welch. Prueba T e IC de dos muestras: C1-NO3. C2-NO3 T de dos muestras para C1-NO3 vs. C2-NO3 Media del Error N Media Desv.Est. estándar C1-NO3 30 17,15 3,94 0,72 C2-NO3 26 12,85 5,99 1,2 Diferencia = mu (C1-NO3) - mu (C2-NO3) Estimado de la diferencia: 4,30 IC de 95% para la diferencia: (1,52. 7,08) Prueba T de diferencia = 0 (vs. no =): Valor T = 3,12 Valor P = 0,003 GL = 42 Con un nivel de confianza de 95% se rechaza la hipótesis nula, es decir, existen diferencias significativas entre las medias de la concentración de NO3- en el efluente de C1 y C2.

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