Integrantes:

Antonio Fuster Vargas 2007-30513

Robert Perca Chahua 2005-27790

Eduardo Espinoza Cárdenas 2005-27770

Digestores anaeróbicos como un pre-tratamiento de los humedales construidos

RESUMENLas tecnologías de pre tratamiento más común para los humedales construidos (CW) de tratamiento de aguas residuales domésticas son los tanques sépticos (ST) y tanques Imhoff (TI). Estas tecnologías han sufrido con frecuencia de los fracasos e incluso en el funcionamiento normal que ofrecen insuficiente eliminación de los sólidos. Como resultado, combinado ST-CW o IT-CW pueden experimentar obstrucción de sustrato, especialmente cuando altas cargas orgánicas son aplicadas. En los últimos 7 años, la operación de los sistemas combinados con alta tasa de digestores anaerobios como un pre tratamiento y CW como un post-tratamiento ha sido reportado. Una revisión de la literatura indica que la CW en estos sistemas combinados opera con una tasa de carga orgánica similares (en base a la demanda química de oxígeno) pero con una menor tasa de sólidos suspendidos totales de carga (TSS). En estos sistemas combinados, la tasa de carga TSS es 30-50% menor que la aplicada en CW combinados con las tecnologías de pre-tratamiento clásico. Una tasa baja carga de TSS puede prevenir la obstrucción del sustrato en CW.

Este trabajo presenta los resultados de diferentes estudios de caso sobre el tratamiento de aguas residuales municipales con alta tasa de sistemas anaeróbicos. Nuestro interés se centra en la capacidad de estos sistemas para la eliminación de sólidos en suspensión, y por lo tanto su potencial como un tratamiento previo adecuado para evitar la obstrucción de los humedales construidos y para mejorar la eficiencia. Promedio y el 95 percentil de concentraciones de TSS anaeróbico de aguas residuales tratadas estaban por debajo de 60 y 100 mg / l, respectivamente, para todas las configuraciones. Por lo tanto, el uso de sistemas de alta tasa anaeróbica como pre tratamiento de humedales podría retrasar la obstrucción de la cama de grava. Además, según el nivel de remoción de materia orgánica, pre tratamiento anaeróbico proporcionó una reducción del 30-60% en la zona de humedales requerido. Ambas alternativas de tratamiento se pueden combinar para desarrollar sistemas de bajo costo, robusto y largo plazo para el tratamiento de aguas residuales municipales.

1. Introducción

Sostenibilidad de los sistemas de saneamiento debe estar relacionada con bajo costo y bajo consumo de energía y, en algunos casos, bajo los requisitos de la tecnología mecánica. Procesos descentralizados y de bajo costo son considerados como la mejor opción para las zonas rurales (Lens et al., 2001). Digestores anaerobios y humedales artificiales son sistemas de tratamiento con un consumo de energía muy reducido, operativo a bajo costo, y de baja generación de lodos excedentes (Sperling, 1996; Kadlecet al, 2000;. Lente et al, 2001;.. Hoffmann et al, 2002). Estas características, junto con bajos requerimientos tecnológicos, los hacen particularmente adecuados para el tratamiento de aguas residuales descentralizadas en las zonas rurales.

Los costos de la construcción, instalación y operación de digestores anaeróbicos son más bajos que los de las unidades convencionales aeróbicas porque los digestores

anaeróbicos no requieren de equipos costosos para el mantenimiento y control de procesos. De hecho, si las condiciones ambientales en el interior del digestor son adecuados, los procesos anaeróbicos son fundamentalmente de auto-control. Además, la producción de fangos en exceso es mínima, y los balances energéticos son muy favorables, incluso cuando se necesita calefacción, debido a la producción de metano (Foresti, 2002).

La desventaja de los digestores anaeróbicos es que un tratamiento adicional es necesario pulir y reducir la carga contaminante. Incluso en las regiones tropicales (Sousa et al.,2001), y sobre todo en un lugar fresco a las regiones de clima templado (A 'Álvarez et al., 2003), el efluente de la UASB (hasta manta flujo de lodo anaeróbico) de sistemas requiere un post-tratamiento de efluentes para reducir la materia orgánica, nutrientes y microorganismos patógenos. En el caso de las temperaturas de operación por debajo de 20 ◦ C, los sistemas UASB son buenos en la eliminación de sólidos en suspensión, sin embargo, la acumulación de ácido acético en el efluente reduce la DQO (demanda química de oxígeno) y DBO (demanda biológica de oxígeno) eficiencias de remoción (Alvarez, 2004; A 'Álvarez et al., 2006).

Es de gran interés combinar los sistemas de humedales con los digestores anaeróbicos con el fin de conseguir la eficiencia del tratamiento suficiente. La técnica más frecuentemente utilizada para el tratamiento anaeróbico de aguas residuales municipales es el UASB (Lettinga, 2001; Foresti et al, 2006;. Haandel Van et al, 2006).. Hay varios estudios de la combinación de los sistemas pre tratamiento anaerobio y humedales, que se evalúan en la sección 4. Reactores UASB son la tecnología de pre-tratamiento anaeróbico referente utilizado en estos sistemas combinados. Sin embargo, otras tecnologías anaerobicas puede ser utilizado como pre-tratamiento de aguas residuales por humedales artificiales. Los lodos de flujo ascendente hidrolítico reactor de lecho (HUSB) es una alternativa prometedora.

Sin embargo los humedales construidos (CW) son terrestres sistemas intensivos de tratamiento. El uso de un tratamiento previo adecuado antes del tratamiento anaeróbico de los humedales construidos pueden reducir el costo de la construcción en aproximadamente 36-40%, debido al hecho de que el tratamiento anaeróbico reduce la materia orgánica del afluente y por lo tanto, el área requerida para la CW se reduce(Barros y Soto, 2002 ). Tanto los anaeróbicas y los métodos de tratamiento de los humedales se caracterizan por bajos costos de construcción y operación, el exceso de lodo baja, y baja demanda de energía. Por lo tanto, ambas tecnologías son complementarias y el tratamiento sostenible alta. Eficacia limitada de eliminación orgánica en digestores anaeróbicos se compensa con una alta eficiencia en CW, mientras que los digestores anaeróbicos presentes los requisitos mínimos de la zona, por lo general menos de 0.1m2/pe de UASB (Kivaisi, 2001).

Los estudios han demostrado que una de las desventajas operativas más importantes delos humedales artificiales es la obstrucción de grava, lo que puede ocurrir después de varios años, procedentes del tratamiento de aguas residuales urbanas crudos o maltratados previamente. Los sólidos en suspensión que no se eliminan en un sistema de pre tratamiento son eliminados por filtración y la liquidación en los primeros metros más allá de la zona de entrada. Por lo tanto, un alto nivel del total de sólidos en suspensión(TSS) la eliminación en el pre-tratamiento anaeróbico contribuiría a evitar o reducir los problemas de obstrucción en los humedales, lo que refuerza la sostenibilidad de los humedales construidos (Vymazal, 2005; Caselles-Osorio et al, 2007)..

El objetivo de este trabajo es analizar y discutir el potencial de la alta tasa de digestores anaeróbicos como pre-tratamiento para las aguas residuales municipales que luego será tratada en los humedales artificiales. En primer lugar, un breve análisis de la obstrucción de los fenómenos en CW se presenta, y las tecnologías de pre-tratamiento más utilizado en combinación con la CW se discuten, centrándose en su potencial para reducir la cantidad de sólidos en suspensión introducida en los humedales construidos. A continuación, los autores de la revisión de la literatura sobre la combinación de los sistemas de digestores anaeróbicos y CW. Finalmente, los estudios de casos detallados de pre-tratamiento anaeróbico de las aguas residuales municipales se presentan, centrándose en la eficiencia de remoción de sólidos en suspensión y el potencial de losdigestores anaeróbicos para la prevención de la obstrucción y la reducción de área de CW.

2. Sustrato de la obstrucción en los humedales artificiales

La obstrucción de sustrato comprende varios procesos que conducen a una reducción de la capacidad de infiltración de la cama de grava después de varios años de operación. En los humedales de flujo horizontal, la obstrucción y estancamiento aparente posterior cerca de la entrada de las celdas de tratamiento amortiguar el notable desempeño del sistema. Esto puede ocurrir después de algunos años de funcionamiento (Dahab y Surampalli, 2001;. Caselles-Osorio et al, 2007). En los humedales de flujo vertical, la obstrucción de la matriz del sustrato crítico dificulta el transporte de oxígeno y por lo tanto, resulta en un fracaso muy rápido de la capacidad del sistema para el tratamiento de aguas residuales (Langergraber et al., 2003).

Los principales parámetros que influyen en el proceso de La obstrucción de sustrato son la carga orgánica y la carga de sólidos en suspensión. Además de estos factores principales, el riesgo de La obstrucción también se controla por el tamaño de la grava, ya que la grava gruesa impide o retrasa los fenómenos de obstrucción (Chazarenc y Merlin, 2005;. Zhao et al, 2004).

La carga orgánica es un parámetro indirectas que conduzcan a la producción de lodos derivados de la proliferación de bacterias. Tanto los lodos del afluente y lodos generados in situ se acumulan en el lecho de grava. Valores de la literatura de la caída máxima aceptable de carga orgánica en un amplio rango. Por ejemplo, Winter y Goetz (2003) se indica la zona de humedales de flujo vertical construidos deben ser diseñados para una tasa de carga máxima de 20 gCOD/m2 dto evitar el proceso de obstrucción. Por lo tanto, el riesgo de obstrucción se convierte en una limitación del desempeño de los humedales.

Por otro lado, uno de los principales parámetros que influyen en la obstrucción es la carga de sólidos en suspensión (Batchelor y Loots, 1997; Dahab y Surampalli, 2001; Winter y Goetz, 2003;. Langergraber et al, 2003). Hay poca información disponible sobre el total máximo aceptable suspendido sólidas tasas de carga. Los valores indicados son válidos sólo para un tipo especial de sustrato y no se puede usar como una guía general. Por ejemplo, Dahab y Surampalli (2001) encontró obstrucción en un sistema de humedal de flujo horizontal subsuperficial construidas después de 3,5 años de tratamiento de aguas residuales con una carga de 1,44 gTSS/m2 d. Winter y Goetz (2003) demostró que con el fin de evitar que se obstruya los procesos en un humedal construido verticalmente, la concentración promedio de SST en la entrada no debe superar los 100 mg / l, mientras que la carga de sólidos en suspensión no debe superar los 5 gTSS/m2 d. Estos autores piensan

que el crecimiento de la biomasa tiene un efecto mínimo sobre la obstrucción en comparación con la acumulación de SST del afluente.

Green et al. (2006) compararon dos tipos de pre-tratamientos: un sistema UASB y un decantador primario. Indicaron que mediante el uso de efluentes UASB como la alimentación de agua para un CW VF un ritmo extracción superior se podría lograr que mediante el uso de efluentes decantador primario, como consecuencia de la TSS relativamente baja tasa de carga resultante de la mayor remoción de TSS en la UASB. Estos autores encontraron que la TSS total extraído en cada ciclo de actividad (hasta que se produjo obstrucción) fue similar para el CW VF que recibieron las aguas residuales domésticas pre-establecidos o efluente UASB, mientras que la DQO total fue removido alrededor de tres veces superior para el CW VF recibiendo efluente UASB. Por lo tanto, parece que la tasa de carga TSS fue el parámetro que más influían en la tasa de obstrucción en la cama VF CW (Green et al., 2006).

Caselles-Osorio y García (2007) comparó el pre tratamiento físico-químico y decantación primaria de los humedales construidos. Físico-químicos pre tratamiento reduce la DQO a 48% y a un 17% de turbidez de las aguas residuales que se establecieron primaria. Después de ocho meses de operación en similares tasas de carga hidráulica, se observó que la conductividad hidráulica disminuyó en un 20% en el flujo subsuperficial (SSF) CW alimentados con aguas residuales establecida. Los autores estimaron que el pre tratamiento físico-químico extendido la vida útil de los humedales construidos por aproximadamente 10 años, en comparación con un tratamiento previo decantador primario.

El efecto del tipo de influente (glucosa o almidón disuelto en partículas) en la eficiencia de la SSF CW fue reportado por Caselles-Osorio y García (2006). El tipo de materia orgánica no parece influir en la eficiencia de remoción de DQO. Sin embargo, eliminación del amoniaco del nitrógeno fue mayor en el sistema alimentado con glucosa que en el alimentado con almidón. La conductividad hidráulica fue menor cerca de la entrada de la Reserva Federal SSF CW con la glucosa, a pesar de la posible retención y acumulación de partículas de almidón cerca de la entrada de la otra CW SSF. Los autores plantearon la hipótesis del crecimiento y desarrollo del biopelícula fue mayor en el sistema alimentado con glucosa que en el sistema alimentado con almidón, ya que la glucosa es una fuente de carbono fácilmente biodegradable. Por lo tanto, la formación de biopelículas podría ser un parámetro importante en la evaluación de los fenómenos de obstrucción, como estos autores indicaron.

Es generalmente aceptado que la aplicación de un tratamiento previo de aguas residuales es fundamental para el funcionamiento sostenible, a largo plazo de los humedales construidos de flujo subsuperficial (Vymazal et al, 1998;. USEPA, 2000; Vymazal, 2002;. Caselles-Osorio et al, 2007). Por otro lado, a pesar de VF CW pueden directamente tratar las aguas residuales domésticas crudas (Chazarenc y Merlin, 2005), varios autores también recomienda el pre tratamiento de aguas residuales (de invierno y Goetz, 2003; Langergraber et al, 2003;.. Green et al, 2006).

3. Alternativas de tratamiento previo de los humedales artificiales

El principal objetivo del de pre tratamiento o tratamiento primario es la reducción de sólidos en suspensión en las aguas residuales, aunque los efectos adicionales de tratamiento conducen a la reducción de contenido de materia orgánica y, en algunos casos, la hidrólisis y la estabilización de los lodos generados se obtienen. De esta manera, algunas de las

tecnologías de pre tratamiento pueden alcanzar hasta un 50% COD o la remoción de DBO. Además, desde el punto de vista general, las operaciones de pre TRATAMIENTO son considerados como un medio conveniente para asegurar el correcto funcionamiento de los pasos de tratamiento posterior, tanto en los enfoques convencionales y naturales de bajo costo del tratamiento (Metcalf y Eddy, 2003). Sin embargo, la información sobre el funcionamiento y la eficiencia de los sistemas de pre tratamiento en combinación con CW es escasa. Incluso en muchos informes científicos, la concentración de TSS de entrar en el sistema CW no está disponible, en contraste con la frecuente afirmación de que la concentración del afluente y la velocidad de carga de TSS son los principales factores que influyen en la obstrucción.

El pre tratamiento de aguas residuales clásicas las tecnologías incluyen un tanque séptico y el tanque Imhoff para instalaciones de pequeña escala. Estos sistemas pueden lograr una remoción de TSS del 50-70%, lo que genera concentraciones de efluentes primarios en el rango de 50-90mgTSS / l cuando están funcionado bien (Metcalf y Eddy, 2003). Además, los tanques sépticos y tanques Imhoff estabilizan los fangos por digestión anaeróbica, reduciendo la cantidad de lodos generados. Otra alternativa el pre tratamiento clásico, que se utiliza principalmente para instalaciones más grandes, es el decantador primario. Decantadores primarios ofrecen la eliminación de TSS similar de 50-70%, pero la gran cantidad de lodo primario producido es su mayor desventaja (Metcalf y Eddy, 2003). Tratamiento físico-químico (coagulación y floculación seguida por la aclaración) es un el pre tratamiento avanzado de aguas residuales domésticas, llegando hasta el 90% y la eliminación de TSS 80% COD (Metcalf y Eddy, 2003). Sin embargo, el pre tratamiento físico-químico también tiene ciertos requisitos que pueden hacer que este proceso inadecuado en el contexto de la tecnología de humedales artificiales, los cuales incluyen el costo de los coagulantes, la energía para la adición de coagulantes and mixing, y manejo de lodos mayor (Caselles-Osorio y García, 2007 ).

Hasta ahora, los pre-tratamientos de aguas residuales más comunes de CW han sido la fosa séptica (ST) o el tanque Imhoff (TI). Durante el funcionamiento correcto del ST y de TI ofrecen un buen nivel de pre-tratamiento, llegando a bajas concentraciones de TSS (Neralla et al, 2000;. Vymazal, 2002). Sin embargo, ST y con frecuencia sufren de fallas que la disminución de la eficiencia del tratamiento (Philippi et al, 1999;. Mbuligwe, 2004; Caselles-Osorio et al, 2007)..

Una encuesta reciente indica que el 86% de las plantas de los humedales construidos en funcionamiento en España el uso de un tanque séptico o tanque Imhoff para el pre tratamiento (Puigagut et al., 2007). Esto se observó a pesar del hecho de que la mayoría de estas CW fueron construidos en los últimos 5 o 6 años. Un informe de reciente construcción, sistemas de CW en Italia también se indica el uso de tanques Imhoff (Masi et al., 2006). La situación es similar en la mayoría de los países donde los sistemas de CW se están utilizando. En el caso de la República Checa, el tratamiento previo para un sistema pequeño por lo general consiste de un tanque séptico o de sedimentación, mientras que pre-tratamiento para sistemas más grandes por lo general consta de un tanque Imhoff (Vymazal, 2002). Tanques de sedimentación se utilizan también en Flandes (Rousseau et al., 2004a) y Dinamarca (Brix y Arias, 2005).

Un resumen de los datos de pre tratamiento de aguas residuales de los humedales construidos se presenta en la Tabla 1. La concentración promedio de tratamiento primario de efluentes de las SS en la República Checa sistemas CW es 65 mg / l, mientras que el índice

de masa promedio de carga es de 3,6 gTSS/m2 d (Vymazal, 2002, n = 42). Los datos de Dinamarca y el Reino Unido (n = 77), América del Norte (n = 34) y Polonia (n = 6), y la República Checa, indican que la concentración promedio del influente de CW después de los rangos pre-tratamiento de 48 a 173mgTSS / l y las tasas medias de carga rango 3,6 a 5,2 gTSS/m2 d (Vymazal, 2002). Vymazal (2005) reportó cifras en todo el mundo para CW, lo que indica una concentración promedio de TSS del afluente de 107mg / l, y una tasa promedio de carga de de TSS de 5,4 g/m2 d.

Para el español CW basado en los sistemas de tratamiento, la carga de TSS tasas varían desde 3 hasta 17 gTSS/m2 d (n = 6), y la concentración media de tratamiento de efluentes primarios es 173mg / l (n = 3) (Puigagut et al., 2007) . Estos autores ponen de relieve la escasez de datos sobre las tasas de carga de TSS y las concentraciones del afluente, ya que encuestó a un total de 39 sistemas de SSF, pero la información sólo se encuentra en TSS para algunos de estos sistemas. También en España, la investigación reciente llevada a cabo en varios sistemas de Cataluña SSF CW (Caselles-Osorio et al., 2007) los informes primarios de efluentes de las fosas sépticas y tanques Imhoff contiene 90 517mgSS-DQO / l (promedio y desviación estándar de 238 ± 172mgSS-COD / l, n = 5). Estos valores de DQO SS-indican una mayor concentración de TSS. Los autores indicaron que en algunos casos, los tanques sépticos utilizados como sistemas de pre tratamiento no estaban funcionando correctamente.

Se calcula que las tasas de carga de TSS para los sistemas de Cataluña SSF CW (Caselles-Osorio et al., 2007) están en el rango de 2,6 a 10 gTSS/m2 d, y son superiores a los rangos indicados anteriormente para otros países.

Como se indicó, alta tasa de digestores anaeróbicos se han convertido en una alternativa para el tratamiento de aguas residuales en las regiones con un clima cálido. Como consecuencia de ello, en los últimos años los sistemas de CW se han aplicado en algunas ocasiones como un proceso de post-tratamiento de aguas residuales pre tratadas anaeróbicamente. La Sección 4 trata de la operación de CW tratamiento de efluentes anaerobios, mientras que la Tabla 1 se resumen los datos disponibles acerca del TSS en los efluentes UASB alimentado a los sistemas de CW. Los datos de la Tabla 1 indican una concentración de TSS algo baja en los efluentes UASB, en comparación con los efluentes de tanques sépticos e Imhoff. Sin embargo, no es posible hacer una comparación definitiva debido a la escasez de datos para la UASB-CW sistemas combinados.

Una revisión general de alta tasa de digestores anaeróbicos tratamiento de aguas residuales municipales ('Alvarez et al., En preparación) indican que UASB elimina el 73% de TSS del afluente (promedio de TSS del afluente de 241mg / l, SST efluente de 65 mg / l, n = 127 laboratorios y aplicaciones de campo, la temperatura de 21,6 ◦ C, HRT (tiempo de retención hidráulica) de 8,5 h. Sin embargo, los valores medios para el funcionamiento del campo de sólo aplicaciones de la UASB fueron menores (TSS del afluente de 301mg /l, SST efluente de 102mg / l, n = 22, la temperatura de 23,8 ◦ C la temperatura, la TRH de 6,9 h). Esto podría ser debido al hecho de que las aplicaciones UASB de campo corresponden principalmente a los países tropicales donde la concentración de aguas residuales es alto. por otra parte, mayor en estos países líderes a una mayor producción de biogás que en los lodos de lavado a su vez aumenta. Sin embargo, UASB ofrece un pre-tratamiento avanzado de aguas residuales, que alcanza alrededor del 62% de remoción de DQO y 68% de la DBO, los niveles que aremaintained en aplicaciones de campo. Además, los sistemas UASB generan cantidades

muy pequeñas de HRT lodos y aplicados son inferiores a los de algunos de los tratamientos primarios, como fosa séptica o estanques.

Las diferentes configuraciones de digestores anaeróbicos habían sido estudiados con el fin de tratar las aguas residuales municipales, tanto en regiones frías y calientes. En la Sección 5, algunas de estas configuraciones se analizan, con especial atención a la capacidad de eliminación de sólidos de los sistemas anaerobicos.

Tabla 1 - la concentración del efluente y la eficiencia de remoción TSS para los sistemas nacionales de aguas residuales pre-tratamiento combinado con CW

N TSS (mg/l) TSSr (%) Reference

Sépticas y tanques Imhoff

Sedimentación primaria (a VF CW) 1 240-416

Tanque séptico (aSSF CW) 8 26-114

Tanque séptico (a VF CW, una sola Cámara) 3 85-124

Tanque séptico (SSF a CW) 4 90-517 (261)a

Estanque de sedimentación (FWS para CW) 12 5-200 (25)b 35.2

Tanque de sedimentación (a VF CW) 7 13-1000 (80)b

Tanque de sedimentación (de HF CW) 2 10-400 (47)b

Tanque séptico o tanque Imhoff (SSF a CW) 3 173

Tanque séptico o tanque Imhoff (SSF a CW) 42 65

Imhoff Tanque (SSF a CW) 1 146 73.0

Imhoff Tanque (de HF CW o VF) 3 26-76

Gama (media) 26-1000 (123)

Alta tasa de digestores anaeróbicos

UASB (a VF CW) 1 124 52

UASB (ante la SSF y CW FWS) 1 59 66.5

UASB (SSF a CW) 1 189

UASB (SSF a CW) 1 34-42 82-91

UASB (SSF a CW) 1 38-74 (52)a 49-78 (65)a

Gama (media) 31-189 (92) 52-91 (68)

a Rango seguida de la media. N es el número de estudios incluidos.

b Rango seguido de un 50% percentil.

4. CW post-tratamiento de aguas residuales tratadas anaeróbicamenteLa tabla 2 muestra las principales características de diseño y operación de diversos humedales construidos por UASB-CW sistemas combinados encontrados en los recursos bibliográficos. Una docena de aplicaciones UASB-CW fueron descritas, aunque sólo hay información respecto a la influencias de TSS para unos pocos sistemas, como puede verse comparando las tablas 2 y 1. Además, el reporte del período operacional en estos estudios no es suficientemente largo (el período máximo de operación fue de 3 años) para concluir si el pre tratamiento anaeróbico puede prevenir la obstrucción de grava. Además, la información sobre la acumulación de sólidos o la evolución de la conductividad hidráulica en los humedales artificiales combinado con UASB no está incluido en la bibliografía de referencia. En general, el rendimiento de los sistemas es satisfactorio, con eficiencias de remoción alta de materia orgánica, sólidos suspendidos, nutrientes y patógenos, llegando a valores medios (± SD) de 74 (± 12) COD%, 68 (± 17)% TSS, 83 (± 9)% BOD, 49 (± 22)% TN (nitrógeno total), 51 (± 26)% TP (fósforo total) y 94 (± 13)% FC (datos obtenidos de la Tabla 2). Estos valores de eficiencia son similares a los encontrados en la literatura (Vymazal, 2002; Rousseau et al, 2004a;.. Puigagut et al, 2007) para el tratamiento primario SSF CW efluentes establecido. Camas plantado generalmente funcionan mejor que aquellos sin plantar (El-Khateeb y El Gohary, 2003; Sousa et al, 2003;. Mbuligwe, 2004; Kaseva, 2004;. El-Hamouri et al, 2007). Da Motta Marques et al. (2001) encontraron que las plantas de mejorar la eficiencia de humedales construidos sólo baja altas tasas. No hubo diferencias significativas en la eficiencia entre las especies de macrófitos fueron encontrados en UASB-CW sistemas de tratamiento de aguas residuales domésticas, excepto en algunos casos restringidos. La tasa de carga orgánica de los humedales construidos de flujo horizontal varía de 5 a 20 (valor medio de 11,4) g COD/m2 d y 1,4 a 3,3 (valor medio de 3,0) gTSS/m2 d, cuando el estudio de El-Hamouri et al. (2007) es excluido. En general, las tasas de carga orgánica sobre una base COD son similares a los reportados para el sistema SSF CW en varios países europeos, mientras que las tasas de carga de sólidos en suspensión son más bajos. Como indica, Vymazal (2002) reportaron tasas de carga orgánica en el rango de 8.6-12.7gCOD/m2 d para la República Checa, Dinamarca, Polonia y Eslovenia, y las tasas de carga de TSS en el rango de 3.6-5.2 gTSS/m2 d para la República Checa, Dinamarca, Reino Unido, América del Norte y Polonia. Vymazal (2005) reportó datos en todo el mundo, incluyendo los datos de Australia, Austria, Brasil, Canadá, la República Checa, Dinamarca, Alemania, India, México, Nueva Zelanda, Polonia, Eslovenia, Suecia, EE.UU. y el Reino Unido. El cuadro 3 compara los valores medios en todo el mundo informado por Vymazal (2005) y los valores medios obtenidos de los estudios incluidos en la Tabla 2 de UASB-SSF (o SF) sistemas combinados. Aunque el número de ejemplos de UASB-SSF sistemas combinados es escasa, los resultados sugieren similares velocidades de carga orgánica y menores tasas de carga de TSS CW combinados con pre tratamiento UASB. Por lo tanto, los reactores UASB reducir la tasa de suspensión de carga de sólidos de 30 a 50% en comparación con las clásicas tecnologías de pre-tratamiento. La eficiencia de remoción COD es similar, mientras

que la eficiencia de remoción de TSS es menor. Las tasas de carga de nutrientes (PT, TN, y NH4 +-N) son más altos para CW en UASB-SSF sistemas combinados, que por lo general también tienen una mayor eficiencia de eliminación de nutrientes. Este comportamiento está de acuerdo con el hecho de que UASB elimina eficazmente la materia orgánica y sólidos en suspensión, pero UASB es ante todo un proceso conservador de nutrientes. Por lo tanto, en UASB-SSF sistemas combinados, CW tendrá una concentración de SST del afluente menor pero con mayor concentración de nutrientes. La remoción de coliformes fecales tiene un rango de 1-4 unidades de registro y está claramente influenciado por la HRT aplicado.El-Hamouri et. (2007) reportaron tasas más altas de carga y 64 d of131gCOD/m2 gTSS/m2 d para una alimentación SSF CW con el efluente de un sistema de dos pasos UASB. La SSF utilizado por El-Hamouri et al. (2007) tenía una gran profundidad (0,8 m) y el sistema alcanzó baja eliminación de nutrientes, indicando los solo objetivos de tratamiento secundarios. Además, el período de referencia de la operación fue corto (6 meses) y no hay información sobre la sostenibilidad de esta alta carga SSF CW.aún altos valores de tasas de carga orgánica fueron alcanzados cuando los efluentes UASB fueron tratados en la VF CW o en sistemas combinados que incluyeron unidades de VF CW (Green et al., 2006). Un sistema que incluía un UASB seguido por dos VF – CWs y un SSF CW alcanzado una alta eficiencia de tratamiento secundario que tenía un tamaño reducido, lo que equivale a 0.9m2 por persona. Una huella aún más baja de 0.13m2 por persona equivalente fue alcanzada un esquema que incluye un UASB seguido de tres VF CWS (Green et al., 2006).

5. Configuraciones anaerobia como pre tratamiento de CW: estudios de caso5.1. Los procesos de digestión anaerobia y los digestores anaeróbicos de flujo

El reactor UASB es la tecnología anaeróbico más frecuentemente utilizada para el tratamiento de aguas residuales domésticos, y la cama de lodos de flujo ascendente hidrolítica (HUSB) es una opción a considerar. Estos digestores tienen características similares de diseño, pero se diferencian principalmente por sus condiciones operativas. Ambos UASB y HUSB pueden funcionar como una sola unidad o como una combinación de dos pasos o sistema híbrido (ver fig. 1). En los reactores de modo ascendente como el HUSB y UASB,el crudo o aguas residuales sin tratamiento previo entra en el fondo del digestor y sube hasta que llega al sólido-líquido-gas (S-L-G) como separador, si es que existe, y, finalmente, llegue a la salida nivel. Los procesos de sedimentación, filtración, absorción permiten que los sólidos en suspensión que se mantiene en el interior del digestor, lo que resulta en el lecho de lodos. Debido a esto, los sólidos en suspensión y materia orgánica absorbible contenidos en las aguas residuales tienen una mayor retención de sólidos (SRT) de la fracción líquida (HRT), permitiendo que las partículas a ser total o parcialmente biodegradable. En los sistemas apropiadamente diseñados, el paso del caudal de entrada a través de los lodos en los digestores de flujo mejora el contacto entre los sustratos orgánicos y biomasa, mejorando el rendimiento del digestor. Dependiendo de las condiciones de funcionamiento, el lodo, celebrada en el digestor puede llegar al separador S-L-G y, finalmente, el nivel de salida. Con el fin de evitar la presencia de grandes cantidades de sólidos suspendidos en el efluente del digestor, purgas deben ser practicadas periódicamente desde un punto ligeramente por debajo del separador S-L-G o en un punto equivalente. La frecuencia de esta purga es muy variable, de una vez por semana en el caso de los sistemas de alta carga HUSB a una purga anual o purga no en el caso de sistemas de baja carga UASB metanogénicas. En el caso de los sistemas de HUSB, purgas adicionales pueden ser necesarias a fin de mantener la SRT en un valor apropiado, como se indica a continuación. El proceso de degradación anaeróbica

se lleva a cabo en dos fases secuenciales principal. Polímeros en partículas orgánicas y solubles primero debe ser hidrolizado y, posteriormente, se acidifica con ácidos grasos volátiles (conocida como fase acidogénica, o fase hidrolítica-acidogénica). El proceso puede continuar a través de la generación de ácido acético a partir de otros ácidos grasos volátiles y por medio de la generación de metano a partir del ácido acético y de hidrógeno (conocido como la fase metanogénica). El proceso general para la digestión anaerobia de sustratos complejos se pueden realizar ya sea en una sola unidad del sistema (sólo un digestor en un solo paso del sistema) o en dos unidades separadas (dos digestores conectados en serie, sistema de dos pasos). En los sistemas de dos fases, la primera etapa se ocupa principalmente de la hidrólisis del sustrato y la acidificación y el segundo paso consiste en el proceso de acetogénica y metanogénicas. Sin embargo, muchos sistemas de dos fases responden a una separación de fases parciales, que muestran la presencia de la actividad metanogénica en el primer paso y la hidrólisis en el segundo paso.Por otro lado, el proceso anaeróbico puede ser detenido en la primera fase en función de las condiciones ambientales y operacionales. En este caso, el sistema de un solo paso se conoce como pre-tratamiento hidrolítico anaerobio. El conocido sistema UASB es el diseño más utilizado para el tratamiento anaerobio de aguas residuales domésticas metanogénicas. Un diseño similar al digestor UASB, cuando se utiliza en hidrolítica (nonmethanogenic) las condiciones, que se conoce como un reactor HUSB. El tipo de sustrato, la concentración del influente, la temperatura, la terapia de reemplazo hormonal, y SRT son los principales parámetros operativos que definen las condiciones metanogénicas o nonmethanogenic. Las aguas residuales domésticas es un sustrato complejo con sólo una pequeña fracción de la materia fácilmente degradable en condiciones anaeróbicas, hacer hidrólisis la etapa limitante del proceso en general, en muchos casos. La concentración del afluente y la HRT determina el máximo SRT alcanzables, aunque el actual SRT se puede reducir a través de una purga de lodos (Álvarez et al., 2006). Una concentración más baja del afluente y baja HRT conducir a una menor SRT. La temperatura determina el mínimo de SRT requerido para condiciones metanogénicas. Digestores metanogénicos que operan a 13-20 ◦ C necesita un mínimo de SRT de 80 y 50 d (Henze et al., 1995). De esta manera, Zeeman y Lettinga (1999) postula que un mayor de 75 d podría ser requerido para un tratamiento municipal de aguas residuales UASB a 15 ◦ C. con aguas residuales diluidas o my diluidas, el máximo alcanzable SRT de un UASB puede ser igual o por debajo del mínimo SRT requerido para la metanogénesis. En este caso, los procesos metanogénicos es ácidos grasos parciales y volátiles (principalmente ácido acético) se acumulan en el efluente del digestor. En cualquier caso, la SRT se puede reducir a través de una purga de fangos para reducir la producción de metano y de llegar a sus condiciones predominantemente hidrolítica-acidogénica. En la práctica, las condiciones de hidrólisis se establecen mediante la aplicación de un bajo HRT y la práctica de una purga de lodos adicionales si es necesario. De esta manera, una baja HRT un menor SRT diferencian HUSB de los sistemas UASB.

5.2. Descripción de los encuestados sistemas anaerobiosFig. La figura 1 muestra las diferentes configuraciones del digestor anaeróbico analizados en esta sección, que incluye laboratorio, piloto y escala de campo de aplicaciones de digestores anaeróbicos, sistemas de uno o dos pasos, y las condiciones de operación de hidrólisis y metanogénicas. Todas las aplicaciones se llevaron a cabo en Galicia, en el noroeste de España. Se ha prestado atención a la eficiencia de eliminación y la concentración del efluente de sólidos en suspensión. Las principales características de

estos sistemas se describen a continuación, mientras que una explicación detallada está disponible en las referencias indicadas. Todos los digestores de la línea de agua, es decir, todos los digestores utilizados, excepto Estabilización Completa de Lodos mezclados (CMSS) digestor, operó en modo de flujo ascendente. A 2 l digestor de volumen activo fue operado a escala de laboratorio UASB at HRT de 5-16h (Ruiz et al., 1998). En un segundo estudio, el reactor UASB fue operado en combinación con un 1,6 l de volumen activo CMSS digestor (Ruız et al., 1998). El digestor CMSS fue alimentado con lodos procedentes de UASB y un volumen igual de los contenidos CMSS digestor fue devuelto a la parte inferior de la UASB. El digestor CMSS fue mecánicamente agitado y en un baño de control termostático de la que fue de 35 ◦ C. Finalmente, el mismo digestor fue operado como un HUSB a un TRH de 2.2 4.5h (Ligero et al., 2001a, b). En este caso, el digestor fue equipado con un sistema de recirculación interna. Estos digestores de laboratorio que fueron alimentados con aguas residuales crudas nacionales recogidos en el colector principal de la ciudad de A Coruña (Ruiz et al., 2007). Una planta piloto anaeróbico se encuentra en las instalaciones de tratamiento de aguas residuales municipales de Santiago de Compostela, y se alimentó con agua residual cruda doméstica de esta ciudad. Esta planta tenía un volumen de activos 25.5m3 y podría tratar las aguas residuales municipales de una población de alrededor de 200-300 habitantes cuando se opera en condiciones metanogénicas o alrededor de 500 a 800 habitantes si se utilizan como un tratamiento previo de hidrólisis. Esta planta piloto fue operada sucesivamente metanogénicas UASB del sistema (funciona 1, 2, y 3) en una terapia de reemplazo hormonal de 5 a 11h (A 'Álvarez et al., 2006), y como un reactor hidrolítico HUSB a un TRH de 3-5h (Álvarez et al., 2003). En otro estudio, esta UASB fue acompañado de un digestor CMSS que tenía 20m3 de volumen activo. Este sistema se denomina como la planta piloto UASB-CMSS. En esta configuración, la UASB fue operado a un TRH de 6-9h y el digestor CMSS en un HRT de 16-27 d y 30-35 d ◦ C (Álvarez "et al., 2004). La todo HRT estuvo en el rango de 10.7 a 16.1 h. Una planta piloto en dos etapas también fue estudiada (Álvarez et al., 2007), y consistía en un reactor hidrolítico-acidogénica (HUSB, 25.5m3), seguido de una unidad metanogénicas (UASB, 20m3). Ambos digestores tenían un diseño similar, y se diferencian por sus condiciones de funcionamiento. La HRT varió de 3 a 5 horas para HUSB y de 6 a 14 horas para UASB. Una aplicación en el campo de la digestión anaerobia se llevó a cabo con el fin de tratar las aguas residuales domésticas de una comunidad pequeña de alrededor de 30 habitantes (Beariz, Ourense). La operación de un reactor UASB de un solo paso con 3.6m3 del volumen de activos se comprobó (Barros y Soto, 2002). En un segundo estudio, un sistema de dos pasos (Barros y Soto, 2004) que consta de dos UASB, cada uno con 3.6m3 del volumen de activos se utilizó. Estos digestores no tienen una separación sólido-líquido-gas. Los métodos de análisis se llevaron a cabo de acuerdo con los métodos estándar (1995), como se ha detallado anteriormente (Ruíz et al, 1998;. Álvarez et al, 2006).. Frecuencia de muestreo de los afluentes y efluentes varían de una vez por semana para aplicaciones a escala de campo para cuatro o cinco veces a la semana para el piloto y los digestores a escala de laboratorio. El período de seguimiento varió desde 53 hasta 495 días, dependiendo del sistema considerado.

5.3. Funcionamiento y eficacia de los sistemas anaerobiosLa tabla 4 resume los resultados de los diferentes sistemas anaerobios estudiados, e incluye el diseño principal y las variables de operación, tales como HRT, SRT, la velocidad de flujo ascendente, y la concentración de la biomasa. El funcionamiento y la eficiencia de estos sistemas han sido descritos en detalle en otra parte (ver referencias en la tabla 4). La

velocidad de flujo ascendente de los diferentes sistemas estudiados está determinada por las características de diseño, el tamaño del digestor, y el HRT aplicado. Características de diseño y HRT combinado con las características del agua residual también determina the SRT y la concentración de biomasa (XR) obtenidos. Sin embargo, en algunos periodos de funcionamiento de los ejemplos 3 y 12 de la SRT del sistema HUSB se redujo intencionalmente a través de una purga de lodos adicional. Como se indica en la Tabla 4, SRT fue muy variable, mientras que la concentración de biomasa fue en general entre 8 y 15 gVSS / l (sólidos volátiles en suspensión). Las menores concentraciones de biomasa se registraron en algunos casos, ya sea cuando se está muy diluida de aguas residuales (experimento 6), o en digestores de muy baja carga (experimentos 8 y 13). En este trabajo se llevó a cabo un estudio comparativo de los diferentes sistemas se centra en la eficiencia de remoción de SST y la calidad del efluente. Como se indicó anteriormente, este aspecto es de gran importancia en la prevención de fenómenos de obstrucción en los humedales después del tratamiento. Para ello, los datos originales en el afluente y el efluente se utilizan. También se presta atención en el diseño y variables de operación como COD eficiencia de remoción, efluente pH, la actividad de la biomasa y la generación de lodos excedentes. Otros parámetros, como la alcalinidad, los agentes patógenos, la grasa y el aceite no se midieron en la mayor parte de la investigación descrita. La eliminación de patógenos ha sido escasamente considerados en digestores anaeróbicos tratamiento de aguas residuales municipales, y en general este aspecto no se considera en el control de digestores anaerobios, aunque los huevos por helmintos (helminthic) fueron reportados para ser completamente eliminados en UASB (Lettinga et al., 1993). En una combinación de UASB-CW sistema de tratamiento de los efluentes de una pequeña comunidad rural, digestores anaeróbicos eliminado menos de 0,5 unidades logarítmicas de coliformes fecales, mientras que el sistema general retirado alrededor de 2,0 unidades logarítmicas. 5.3.1. Un solo paso HUSB sistemas

La hidrólisis anaerobia de aguas residuales es un pre-tratamiento prometedor, con las siguientes ventajas (Wang, 1994; Gönc ¸ alves et al, 1994; Ligero et al, 2001a, b..): (A) que elimina un alto porcentaje de las SS, (b ) es total o parcialmente estabiliza el lodo, y (c) aumenta la biodegradabilidad de los COD restantes. La ventaja de esta última favorece la posterior eliminación biológica de nutrientes (N, P). En los experimentos a escala de laboratorio con los resultados HUSB, óptima se obtuvieron en un TRH de 2.3h (ver el experimento 1 en la Tabla 4). Más del 60% de los afluentes de las SS se mantuvieron en el digestor y se hidroliza. Por otro lado, una planta piloto a escala reactor HUSB tratamiento de aguas residuales diluidas en 20 ◦ C eliminan más del 82% de TSS (experimento 2). La mayoría de los sólidos retirados (por encima de 81%) fueron eliminados por hidrólisis. Por el contrario, a temperaturas más bajas (13-15 ◦ C), la retención de servicios de apoyo técnico y la hidrólisis de disminución (experimento 3). Por otra parte, el digestor HUSB COD eliminado en una extensión que varía de 30 a 60%. El proceso es auto-controlado en relación con los parámetros de funcionamiento como el pH, la concentración de biomasa, y la actividad. Dado que la acidificación es un proceso más rápido de la hidrólisis, el resultado del pre tratamiento hidrolítico es la generación de ácidos grasos volátiles, que reduce el pH, tanto en el lecho de lodos y efluentes del digestor. El pH lecho de lodos se encuentra en el rango de 5,5 a 7, que es menor que el pH del afluente y efluente. El HUSB efluente ácido acético contenida en un rango de concentraciones que variaban desde 60 hasta 110 mg / l, y el pH del efluente en general 0.2-1.0 unidades menor que el pH

del afluente. Lodos a cabo en reactores HUSB mostró que la actividad residual metanogénicas que van desde 0,01 a 0.02gCH4-COD/gVSSd, lo que indica la separación parcial de las fases anaeróbicas. Un menor SRT puede ser alcanzado por una purga adicional, que a su vez aumenta la separación de fases a través de una menor concentración de biomasa y la actividad metanogénica. Sin embargo, la menor SRT también reduce la hidrólisis de sólidos en suspensión y aumenta la generación de fangos excedentes. La investigación anterior (Alvarez, 2004) demostraron que la fuerza del agua residual afluente influye fuertemente en la eficiencia global (porcentaje TSS, DQO y DBO) y la eficiencia de la acidificación (generación VFA) del reactor HUSB, mientras que la temperatura sólo influya sensiblemente la eficiencia de la acidificación. La influencia de los parámetros operacionales, tales como HRT, SRT, y la concentration de lodo sobre el comportamiento del sistema HUSB no está bien establecida (Álvarez, 2004). La investigación sobre este tema sigue siendo necesaria.

5.3.2. SISTEMA UASB -CMSS El objetivo principal del digestor CMSS, combinado con la UASB, era mejorar la biodegradación de los sólidos del afluente retenido en la UASB y aumentar su actividad metanogénica específica. Los lodos procedentes de la zona media de la UASB entró la zona superior del digestor y luego distribuido a partir de la parte inferior del digestor CMSS a la parte inferior de la UASB (Fig. 1).La temperatura del digestor CMSS se fijó en los valores óptimos que van desde 30 hasta 35 ◦ C, mientras que la UASB operado a temperatura ambiente la temperatura. Fig. 3 - Distribución porcentual de los servicios de apoyo técnico de afluentes y efluentes para cada configuración de anaerobios. Leyenda: (1) un solo paso HUSB sistema, (2) en un solo paso del sistema UASB, (3) el sistema CMSS-UASB, y (4) en dos pasos HUSB-UASB y los sistemas de UASB-UASB. La números de los datos incluidos fueron: (1) 282 (2) 128, (3) 41, y 106 (4).La escala de laboratorio UASB-CMSS sistema (experimento 9, Tabla 4) llegó a niveles de DQO y SST eliminación del 76% y 86%, respectivamente, a una terapia de reemplazo hormonal de 6.2h de la UASB, la mejora de los resultados obtenidos en la UASB en un solo paso de laboratorio (experimento 4). La planta piloto UASB-CMSS (experimento 10, Tabla 4) también había aumentado la eficiencia en comparación con el UASB de un solo paso, ya que aumentó ligeramente la actividad metanogénica del lodo y la reducción de la generación de fangos en exceso, que fue sólo el 7% del caudal de entrada DQO total (el 11% del influente VSS). La concentración de AGV en el efluente UASB se redujo a 30.8 mg COD / l. Como se indica en la Tabla 4, la eficiencia de estado estacionario para la eliminación de SST fue alta (63-79%). Además, los resultados sugieren que el volumen relativo de los CMSS digestor puede ser considerablemente menor que el volumen de la UASB, y un enchufe hasta digestor de lodos de flujo pueden ser de interés ('Alvarez et al., 2004).

5.3.3. DOS PASOS LOS SISTEMAS DE TRATAMIENTO ANAERÓBICO: A temperaturas inferiores a 20 ◦ C, el sistema anaeróbico de dos pasos puede mejorar la eficiencia de la digestión solo, debido a la retención y la hidrólisis de la materia orgánica en suspensión en el primer paso, lo que permite un aumento en el metanogénicas actividad de la biomasa anaerobia a cabo en el digestor segundo paso.

La escala piloto de dos pasos HUSB-UASB sistema se operó a una terapia de reemplazo hormonal que varía de 5,7 a 2.8h de la primera fase y de 13,9 a 6.5h para la segunda etapa (experimento 11). Para el conjunto del sistema, SST y DQO osciló entre el 81 y el 89% y 49% a 65, respectivamente. La hidrólisis del influente VSS alcanzó 59,7%, y el lodo excedente fue del 22% de la entrada de VSS. Aunque la eficiencia de DQO fue influenciado por la concentración de aguas residuales y la temperatura, la concentración de TSS efluentes principalmente constante para la DQO del afluente superior a 250 mg / l. En la segunda (experimento 12, Tabla 4), la eficiencia fue 86-89% y 59-65% de TSS y COD, respectivamente, que fue ligeramente superior en el experimento 11 y fue consecuencia de una mayor concentración del afluente. Lodos sobrantes, en este caso alcanzó el 29% de la entrada de VSS. La actividad metanogénica específica fue 0.01-0.02gCH4-COD/gVSSd para el lodo de la primera etapa y gCH4 COD/gVSSd 0.05-0.06 para los lodos procedentes de la segunda etapa.El campo de aplicación del sistema de dos pasos también mostraron un rendimiento muy bueno (experimento 13). El sistema UASB-UASB operado a un TRH de 24 horas para cada digestor y una temperatura de 18.7 ◦ C. La eficiencia de este sistema de carga baja fue de 45-65% y 75-90% de la DQO y SST, respectivamente (Tabla 4), y lodos sobrantes no se genera. Actividad metanogénica específica fue de 0,01 y 0.02gCH4-COD/gVSSd de los lodos en los reactores UASB primera y segunda etapa, respectivamente.

5.4. LA CONCENTRACIÓN DE TSS EFLUENTES DE LOS SISTEMAS ESTUDIADOS ANAEROBIAFig. 2 muestra la concentración promedio de SST en el efluente de cada sistema estudiado. La concentración de los efluentes TSS HUSBlab fue la más alta (87 mg / l, ver Exp. 1 en la figura. 2).En la planta piloto HUSB, la concentración de los efluentes TSS se redujo a 50 y 63 mg / l en función de las condiciones de operación (Fig. 2). Estas diferencias en la concentración de los efluentes TSS fueron causadas probablemente por la menor altura de la HUSB a escala de laboratorio, lo que redujo la distancia entre la parte superior de la cama de lodos y la salida del efluente. Además, el flujo ascendente velocidad (superficie de carga) es mayor en el reactor a escala piloto HUSB (1,4 millones / h en comparación con 0,1 m / h para la unidad a escala de laboratorio) que permite un mejor contacto entre el afluente y el lecho de lodos. En la práctica, el digestor a escala de laboratorio las necesidades de recirculación de aguas residuales con el fin de homogeneizar el lecho de lodos y evitar la compactación del lecho. El HUSB a escala piloto mostró una buena hidráulico distribución de flujo sin necesidad de recirculación, como se indica por medio de experimentos sobre la distribución de tiempo de retención hidráulica('Alvarez et al., 2003). UASB sistemas operativos en mayor que los sistemas de terapia de reemplazo hormonal HUSB, tuvo promedio de las concentraciones de SST efluente por debajo de 50 mg / l. En el caso de los sistemas de UASB-CMSS, los valores de TSS de efluentesfueron similares a los de la UASB. El menor concentrationwas efluentes TSS obtenidos con sistemas de dos fases, ya que el piloto sistemas de la planta y campo de aplicación tenía una concentración de SST efluente por debajo de 35 mg / l. Fig. 3 muestra la distribución porcentual de la concentración de TSS afluentes y efluentes para cada configuración anaeróbico, con exclusión de los experimentos a escala de laboratorio. La concentración de SST efluente era inferior a 100 mg / l para el 95% de los datos para todas las

configuraciones. En el caso de los sistemas de dos etapas, esta concentración fue 55 mg / l para el 95% de los datos. Las concentraciones medias de los efluentes de SST entre 35 y 63 mg / l. Digestores anaeróbicos generan efluentes tratados previamente con una concentración de TSS que fue 50% menor que el generado por las tecnologías de pre-tratamiento clásico utilizado en combinación con la CW, como se indica en la Tabla 1 (media de la concentración del efluente de 123 mgTSS / l), o según lo informado por Vymazal ( 2005) para la experimentación en todo el mundo (107 mgTSS / l). Por lo tanto, teniendo en cuenta estos datos, todas estas configuraciones digestor anaerobio cumplir con los requisitos generales para un pre-tratamiento de aguas residuales municipales capaces de prevenir la obstrucción en un humedal construido. La estabilidad y la fiabilidad de estos digestores anaerobios se indica por su conducta cuando se enfrentan con la amplia gama de condiciones del afluente y operativos que se pusieron a prueba. COD afluente varió desde 34 hasta 2700 mg / l de SST del afluente y 19 a 2100 mg / l, mientras que la temperatura de funcionamiento van desde 5 hasta 21 ◦ C. La calidad del efluente, sin embargo, varió en menor medida, como se indicó anteriormente para servicios de apoyo técnico de los efluentes. Eficiencia DQO sufrido bajas temperaturas del afluente y las cargas orgánicas, pero los valores se mantuvo en los rangos indicados en la Tabla 4. Digestores piloto y escala de campo se tolera períodos prolongados de temperaturas below13 ◦ C. Sin embargo, los períodos prolongados de más de un mes el tratamiento de aguas residuales muy diluidas (COD afluente por debajo de 200 mg / l) claramente afectado la eficiencia de un solo paso UASB, y también la estabilidad de los sistemas de dos fases HUSBUASB, cuando la concentración de biomasa se convirtió en muy baja ("Alvarez, 2004).

6. Influencia del pretratamiento anaeróbico en el área de humedal:Pretratamiento anaerobio tiene dos consecuencias importantes para la calidad de las aguas residuales del afluente en un humedal construido. El primero es la eliminación de SST de alta y el mantenimiento de la concentración de SST en las aguas residuales pretratadas por lo que es por debajo de 100 mg / l, como se indicó anteriormente. Una segunda consecuencia es la disminución de la concentración de DQO del afluente a los humedales en una cantidad que varía de 30 a 90%, dependiendo del tipo de digestor anaerobio utilizado, las características del agua, y las condiciones operativas (Tabla 4). Los humedales de flujo horizontal construida puede ser de un tamaño con el fin de cumplir con una carga definida COD superficial, por ejemplo 12gCOD/m2d (Vymazal, 2005). Por lo tanto, en general, la reducción en el área de humedales requiere un pretratamiento anaeróbico cuando se introduce puede variar de 30 a 90%. Sin embargo, un mejor método para medir los humedales construidos es el que tiene en cuenta la eliminación de DBO5 cinética, tales como el modelo de primer orden (Rousseau et al., 2004b). En este caso, suponiendo que la concentración de fondo de la DBO es igual a cero, la zona de humedales construidos se calcula según la siguiente ecuación (Kadlec et al, 2000; Rousseau et al, 2004b..):Parámetros presentes en la ecuación. (1). Finalmente, los efluentes de los humedales deben cumplir especificaciones legales, que de acuerdo con la UE es una DBO5 menor o igual a 25 mg / l. Información sobre la concentración de DBO5 del afluente y la eliminaciónLa eficiencia resultante del tratamiento anaeróbico de aguas residuales municipales son escasos en la literatura. Una revisión general de los digestores anaeróbicos tratamiento de aguas residuales municipales ('Alvarez et al., En preparación )indicó que elimina cerca de UASB 67% de DBO5 del afluente. Los datos limitados de un solo paso UASB y los sistemas de UASB-CMSS tratamiento diluido (DBO5 de 200 mg / l) las aguas residuales municipales a temperaturas

below 20 ◦ C showBOD5 el traslado de 50 a 70% ("Alvarez et al., 2004, 2006). En este caso, la DBO5 de entrar en el humedal disminuye desde 200 hasta 80 mg / l (60% de reducción en promedio) cuando un pretreatmentwas anaeróbico UASB aplica. Por lo tanto, el área requiredwetland se reducirá en un 44%, como se puede calcular utilizando la ecuación. (1). Sistemas anaerobios más eficiente tratamiento previo podría eliminar el 70% de DBO5 y proporcionar una reducción del 60% en el área de los humedales. Incluso si la eliminación de DBO5 disminuye al 46%, como puede ser el caso cuando los reactores HUSB se utilizan como pre-tratamiento de aguas residuales amunicipal, la zona húmeda se requiere 30% menos. Los costos de construcción de CW son muy variables de un lugar a otro, pero en muchos casos pueden ser similares a los de algunas de las tecnologías de tratamiento convencionales, o pueden ser más altos cuando los costos de la tierra se tienen en cuenta (Rousseau et al, 2004a;.. Puigagut et al, 2007). La exigencia de una gran cantidad de tierra es una de las limitaciones a la adopción generalizada de CW tecnología para el tratamiento de aguas residuales en los países desarrollados y en desarrollo, y la necesidad de reducir los costos de inversión a través de la reducción del área de CW se ha propuesto en varias ocasiones (Badkoubi et al, 1998;. Kivaisi, 2001; G'omez Cerezo et al, 2001;. Green et al, 2006; El-Hamouri et al, 2007). La huella de la alta tasa de digestores anaerobios son muy pequeño, que van desde 0,005 a 0.02m2/pe para los sistemas incluidos en el Cuadro 4. Por lo tanto, digestores anaerobios pueden combinarse con CW con el fin de reducir el por de bajo 1m2/pe superficie total, como se propuso anteriormente (Barros y Soto, 2002;. Green et al, 2006). Además, los costos de construcción de digestores anaeróbicos son más bajos que el de CW y los costos de operación son muy bajos y son comparables a la de CW (Kivaisi, 2001; Hoffmann et al, 2002).. De esta manera, el uso de la alta tasa de digestores anaerobios como un primer paso del tratamiento puede ser una opción mejor que usar una CW o alta tasa de flujo vertical flujo C que una carga muy alta puede sufrir horizontal de la superficie de las inundaciones y la obstrucción (Batchelor y Loots, 1997 ). Un sistema anaeróbico es preferible como tratamiento previo de los humedales, frente a un decantador primario o común sépticotanque, ya que reduce la generación de lodos sobrantes, que elimina las SS y DBO5 más eficaz, y ofrece una buena forma de tampón las grandes fluctuaciones de las aguas residuales municipales de una población pequeña. El tipo de proceso anaeróbico, ya sea un tratamiento previo de hidrólisis o digestión metanogénica también puede influir en el rendimiento y la eficiencia de CWpost tratos y que el tipo de cambio de sustrato. Digestión metanogénica avanzado produceun efluente que se debe principalmente recalcitrantes de los procesos anaeróbicos en CW. Por lo tanto, el tratamiento post-CW podría ser diseñado con una profundidad menor a fin de maximizar las condiciones aeróbicas, o VF CW puede ser de gran interés. En el caso de un pretratamiento hidrolítico anaerobio, como en el proceso de HUSB, la mayoría de los sólidos volátiles en suspensión y materia presente es fácilmente biodegradable en las aguas residuales crudas se convierten en ácido acético. El ácido acético puede convertirse tanto en condiciones anaeróbicas / anóxicas o en condiciones aeróbicas, ayudando en el proceso de eliminación de nitrógeno y fósforo. Por otra parte, la respiración de la biomasa en crecimiento fromacetic conditionswas anaeróbica menor que el crecimiento de la biomasa a partir de sustratos complejos (Gujer y Zehnder, 1983). Lowgrowth reducirá la acumulación de sólidos inCWmedia y podría evitar la obstrucción de los fenómenos. En la actualidad, la investigación no se ha informado sobre la influencia del tipo de pretratamiento anaeróbico en la operación de post-tratamiento de CW, y hay una necesidad de estudios adicionales sobre este tema.

7. Conclusiones

Una de las desventajas más importantes de humedales artificiales para el tratamiento de aguas residuales urbanas es la obstrucción del lecho de grava después de algunos años de funcionamiento, con pobres tratamientos previos de residuos o las altas tasas de carga orgánica. Otra desventaja de los humedales es que se requiere un área superficial grande. Ambas desventajas se pueden minimizar con un pre-tratamiento anaeróbico apropiado.

Plantas anaeróbicas pueden ser operados, ya sea como digestores hidrolítica o metanogénicas. Digestores hidrolítica, en una HRT de 3-5 h, eliminar el 65-85% de SST y 35-55% de la DQO, que muestra una gran cantidad de hidrólisis y acidificación de los afluentes de las SS. Digestores metanogénicas, que operan a un TRH de 8-11 h, eliminar el 60-90% de TSS y un 40-75% de la DQO. Un sistema de dos etapas (digestores hidrolítica y metanogénica en serie) se puede eliminar hasta un 80-90% de SST y 50-65% de la DQO. Estos resultados corresponden a las aplicaciones llevadas a cabo en climas templados, donde la temperatura de las aguas residuales oscila entre 13 y 20 ◦ C, o en algunos casos de 5 a 20 ◦ C.

El promedio de las concentraciones de TSS y el 95 percentil de las aguas residuales tratadas anaeróbicamente estaban por debajo de 60 y 100 mg / l, respectivamente, para todas las configuraciones. Por lo tanto, el pre tratamiento anaerobio de aguas residuales puede ayudar a prevenir la obstrucción de los medios de comunicación en los humedales artificiales. Además, dependiendo de la cantidad de materia orgánica removida, antes del tratamiento anaeróbico puede proporcionar una reducción de 30-60% de la superficie de los humedales.