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fato monocido (HPO42-), fosfatodicido (H2PO4-) y cido fosfricono ionizado (H3PO4). Para valoresdel pH cercanos a la neutralidadpredominan los iones de fosfatomonocido (HPO42-).

Los polifosfatos o fosfatos con-densados se pueden considerarcomo polmeros de condensacindel fosfato e incluyen formas talescomo P2O74-, P3O105- y P3O93-. Lospolifosfatos forman ortofosfatoscuando se hidrolizan completa-mente y los compuestos de fsforoorgnico tambin se descomponenpara formar ortofosfatos.

Las tres formas del fsforo estnpresentes en las aguas domsticasy como quiera que la eliminacinde fosfatos en las plantas con de-puracin biolgica tradicionales esincompleta, la eliminacin de fos-fatos presenta gran inters cuandoel vertido de un agua residual de-purada se efecta a un lago o a uncauce muy lento. Estos fosfatosdesempean un papel importanteen el desarrollo de algas y planc-ton. Adems, la accin bacterianafavorece la transformacin de lospolifosfatos en ortofosfatos direc-tamente asimilables. La sntesisbacteriana de los polifosfatos es elmecanismo clave en los procesosde eliminacin biolgica de losfosfatos. Durante el tratamientobiolgico los compuestos orgni-cos de fsforo y parte de los poli-fosfatos son retenidos por los lo-dos, convirtindose en ortofosfatoslos restantes componentes de fs-foro presentes como polifosfatos.Por ello, la composicin de unagua residual bruta es tal que dostercios del fsforo total correspon-

La presencia de compuestos de ni-trgeno y fsforo en un efluentehdrico contamina la corriente quelos recibe y es necesario proceder ala eliminacin de aqullos en elmarco del tratamiento integral delas aguas residuales. Los fosfatos ynitratos estimulan la eutrofizacin,los nitratos y nitritos son un riesgopara la salud, el amonaco tieneuna alta demanda de oxgeno, in-terfiere en la cloracin y puede sertxico para la fauna acutica. Ade-ms, los fosfatos interfieren en losprocesos de coagulacin utilizadosen los distintos tratamientos.

Para controlar este problema sehan desarrollado mltiples proce-sos de base fisicoqumica o biol-gica, que eliminan o reducen lasconcentraciones de los compuestosde nitrgeno y de fsforo presentesen las aguas residuales. En este tra-bajo se analizarn los principalesprocesos para eliminar el fsforo[1-8].

Los compuestos de fsforo que seencuentran en las aguas residualesson de tres tipos principales: orto-fosfatos, polifosfatos y compues-tos orgnicos de fsforo.

Los ortofosfatos se presentan entres formas diferentes, en equilibriounas con otras: fosfato (PO43-), fos-

2. Aspectos generalesde la eliminacin del fsforo

1. Introduccin

Eliminacin de nutrientes en aguas residuales(I) Eliminacin del fsforo

Luis. M. Cotoruelo Mnguez y M Dolores Marqus GutirrezDpto. de Ingeniera Qumica. Facultad de Ciencias.

Universidad de Mlaga

Dentro de los tratamientosterciarios, tambin denominados

avanzados, se ha dadopreferencia, histricamente, a los

de eliminacin de dos de loselementos nutrientes bsicos

para las plantas: el nitrgeno y elfsforo. En esta primera parte,

despus de una breveintroduccin panormica, seanalizan las tcnicas para laeliminacin del fsforo msextensamente empleadas: laprecipitacin qumica como

fosfato y los procesos decaptacin biolgica.

Tratamiento de Aguas Residuales

el proceso no introduce anionesadicionales indeseables. El fsforoorgnico y el polifosfato se elimi-nan por reacciones ms complejasy por adsorcin sobre los flculos.No obstante, se requieren valoresde pH entre 10 y 11 y dosis de unos500 a 700 mg/l para dar rendimien-tos que no superan el 50%. El ele-vado pH hay que corregirlo nor-malmente antes de un posible trata-miento biolgico (por ejemplo in-yectando CO2, que precipitar Ca-CO3). La cal es menos eficaz que elcloruro frrico. Otro inconvenientede la utilizacin de cal reside en losgrandes volmenes de lodo produ-cidos, que plantean el problema desu evacuacin. La recuperacin dela cal mediante la calcinacin deeste lodo puede ser una solucin.Debido a la presencia de compues-tos orgnicos, el lodo debe ser ca-paz de soportar su propia combus-tin. La cal es el agente de precipi-tacin ms barato.

Las combinaciones de solucionesde cal y cloruro frrico en propor-ciones adecuadas pueden conducira rendimientos en la eliminacinde fsforo tan altas como el 95 %,dependiendo de la concentracininicial de aqul.

3. Sales de aluminio

Los iones de aluminio se aadenen forma de alumbre (sulfato dealuminio hidratado) para precipi-tarse como fosfato de aluminio. Elproceso causa un descenso en elpH y la incorporacin al agua delos iones sulfato. El rendimientollega al 95% en la eliminacin delfsforo, con dosis de 200-250mg/l, emplendose poco debido asu elevado coste. Se puede conse-guir, junto a la de fsforo, la elimi-nacin de un porcentaje importan-te de compuestos orgnicos de car-bono y nitrgeno.

El aluminato de sodio es una fuen-te alternativa de aluminio. Dichocompuesto precipita fosfato de alu-minio, aumenta el pH e introduceiones sodio.

4. Tipos de sistemas para la pre-cipitacin del fsforo

Los coagulantes se pueden aadir

den, generalmente, a polifosfatos,y un tercio a ortofosfato. En unagua depurada biolgicamente seinvierte la proporcin.

Los polifosfatos los sintetizan losorganismos vivos y, adems, seutilizan en los detergentes.

En efecto, los compuestos de fsfo-ro son componentes caractersticosde los organismos vivientes y sonliberados por la descomposicin delas clulas, de manera que los resi-duos humanos y animales, as co-mo las aguas procedentes de las in-dustrias que procesan materialesbiolgicos, como la industria ali-mentaria, constituyen las fuentesprincipales de los compuestos defsforo. Los detergentes, tanto parauso domstico como industrial,contienen frecuentemente fosfatos-para aumentar la efectividad delproducto-, y se puede admitir quela cantidad de fsforo en las aguasresiduales domsticas se origina apartir de los residuos humanos y delos detergentes en proporcionesaproximadamente iguales.

Otras fuentes de aguas residualesconteniendo fsforo son las deoperaciones industriales de fabri-cacin de fosfatos y de cido fos-frico -muy especialmente la in-dustria de fertilizantes-, las indus-trias de acabado de metales, as co-mo los procesos que usan com-puestos de fsforo como inhibido-res de las incrustaciones en las cal-deras, cambiadores de calor, cir-cuitos de refrigeracin, as comopara la corrosin en general.

Durante los ltimos aos se ha in-crementado el inters por los pro-cesos para la eliminacin del fsfo-ro, debido a que el fsforo es el nu-triente ms crtico, y a que los pro-cesos de eliminacin del nitrgenoson menos eficaces y ms caros.

La eliminacin qumica de los fos-fatos por medio de reactivos (cal,sales de hierro y de aluminio) da

3. Eliminacin del fsforo porprecipitacin qumica

lugar a precipitados o a complejosinsolubles. A continuacin, se se-para el precipitado en una unidadde sedimentacin. Este procesoelimina principalmente los ortofos-fatos, ya que los polifosfatos sonms difciles de separar.

Los agentes de precipitacin msempleados en la eliminacin delfsforo son el Fe3+ y Fe2+ comocloruros o sulfatos; el Ca2+ comocal; y el Al3+ como alumbre{Al2(SO4)3.16H2O}, sulfato dealuminio o aluminato sdico {Na-AlO2}, as como combinaciones deFe3+ y cal.

El mecanismo de eliminacin delfsforo es fundamentalmente laprecipitacin en la forma de fosfa-tos de calcio, hierro y aluminio.

3 Ca2+ + 2 PO43- Ca3(PO4)2 Fe3+ + PO43- FePO4 Al3+ + PO43- AlPO4 La adsorcin juega tambin un im-portante papel en la eliminacin dealgunos fosfatos que se adsorbensobre el flculo precipitante.

Sobre la utilizacin de los diferen-tes agentes de precipitacin debentenerse en cuenta las siguientesconsideraciones:

1. Sales de hierro

El cloruro de hierro (frrico apH5, ferroso a pH7,5) y los sul-fatos ferroso y frrico son las salesde hierro utilizadas en la precipita-cin del fsforo; causan la dismi-nucin del pH y la aparicin delanin aadido. El cloruro frricoen dosis de 10 mg/l (o de 1 a 1,5mg de Fe3+ por mg de fosfato) con-duce a rendimientos de aproxima-damente el 90%. Las aguas resi-duales que contienen hierro -comoel licor del bao cido de limpiarmetales- y cidos libres se puedenutilizar para este tratamiento.

2. Cal

Al aadir cal, los iones de calcio yde ortofosfato forman hidroxiapati-ta insoluble {Ca5(OH)(PO4)3}, ycomo la cal no es una sal de calcio,

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requieren asimismo importantescantidades de coadyuvante de flo-culacin para conseguir una decan-tacin correcta. Estas cantidadesde coadyuvante de floculacin po-dran reducirse por medio de la flo-tacin. Por otra parte, los rendi-mientos obtenidos en la elimina-cin del fsforo son algo superio-res a los de las dos alternativas an-teriores. Adems, se consigue unamejora adicional en la calidad delagua, puesto que se acta sobre lasmaterias en suspensin y sobre sucorrespondiente DBO.

En la figura 1 se esquematizan lastres operaciones alternativas parala eliminacin de fsforo dentro deuna planta de lodos activos. En lafigura 2 se presenta un esquema in-tegral para la eliminacin por pre-cipitacin qumica de los fosfatospresentes en un agua residual ini-cialmente muy contaminada coneste tipo de nutrientes [2]. Si no sedesea una eliminacin completadel fsforo, bastar una de las eta-pas de precipitacin comprendidasen el diagrama, preferentemente laposterior al tratamiento biolgicopracticado.

en varias de las etapas durante eltratamiento biolgico con lodosactivos: antes de la clarificacinprimaria, en la etapa de aeracin oantes de la clarificacin secunda-ria, o despus de la clarificacin,antes de finalizar el tratamiento.

Precipitacin en el clarificadorprimario

El agente de precipitacin, normal-mente una combinacin de clorurofrrico y cal, se aade al agua resi-dual cruda, precipitndose los fosfa-tos, que se separan en el clarificadorprimario. La eliminacin del fsforoalcanza el 90-95% y se obtiene unacantidad considerable de lodos.

Cuando se utiliza cal, con sus pro-blemas de pH, slo resulta adecua-da la coagulacin primaria, au-mentando as la sedimentacin yreducindose la carga para el trata-miento aerbico. El aumento delpH no es un obstculo para el ade-cuado funcionamiento del procesobiolgico en el reactor, que requie-re un pH casi neutro. La coagula-cin primaria utilizando cal puedeser provechosa para la nitrificacinen la etapa de aeracin siguiente,puesto que el medio dbilmente al-calino producido es adecuado paralas bacterias nitrificantes. La capa-cidad natural de tampn del proce-so de lodos activos es suficientepara proporcionar la neutralizacinrequerida debido a la produccinde dixido de carbono. El precipi-tado acta como un acondiciona-dor de lodos, lo que ayuda en lamanipulacin y tratamiento poste-rior de los mismos.

La desventaja de la coagulacinprimaria es que una proporcinsignificativa del fsforo presenteen dicha etapa puede que no estpresente como ortofosfato y serms difcil de separar. Este pasara travs de la etapa primaria y seconvertir en ortofosfato en la eta-pa de tratamiento aerbico.

Precipitacin simultnea

El agente precipitante se aade di-rectamente al tanque de aeracin.El precipitado se decanta en el cla-rificador secundario junto con ellodo activo. La turbulencia en el

tanque de aeracin puede romperflculos qumicos, por lo que pue-de ser de inters la adicin entre eltanque de aeracin y el clarifica-dor. Parece ser que a largo plazolos reactivos qumicos producendao a las clulas y esto reduce surendimiento en la separacin de losproductos orgnicos. Afortunada-mente, la adicin de los reactivosqumicos mejora la decantacin ycompactacin del lodo activo en elclarificador secundario. La coagu-lacin despus del tratamiento bio-lgico presenta la ventaja adicionalde suponer una etapa de retencinen el caso de un excesivo rebose deslidos biolgicos debido a un malfuncionamiento de la operacin.Ya habr ocurrido en esta etapauna conversin casi completa delfsforo a ortofosfato.

Precipitacin separada

Los reactivos qumicos para la pre-cipitacin se aaden al efluente delclarificador secundario. En este ca-so se requiere un clarificador adi-cional para separar los fosfatosprecipitados, con lo cual se aumen-tan los costes de inmovilizado. Se

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Figura 1. Precipitacin del fsforo. Posibilidadespara la adicinde los reacivos

pitacin (moles de P/l); k es unaconstante que tiene un valor de0,614 para el FeCl3 y 0,662 para elalumbre; y m la molaridad requeri-da del agente de precipitacin (mo-les de Fe3+ o Al3+/l).

Despejando m:m = Pi 10 ( - k) / 0,5

siendo vlidas las anteriores ecuacio-nes en el intervalo 0,45 < < 0,95.

Consumo de cal:

Una regla rpida es utilizar unacantidad de cal (moles/l de Ca2+)igual a 1,5 veces la dureza debidaal carbonato del agua residual.

Debe llevarse a cabo en el labora-torio una evaluacin de la elimina-cin del fsforo, determinando lascurvas de rendimiento en la elimi-nacin en funcin de la dosis deprecipitante, as como del pH y dela temperatura. Las curvas de ren-dimiento en la eliminacin del fs-foro en funcin de la dosis de reac-tivo precipitante (Fig. 3) son expo-nenciales, estabilizndose a partirde cierta concentracin de reacti-vo. Por esto, intentar reducir laconcentracin de fsforo por deba-jo de 0,10 mg/l no resulta econ-mico debido a los altos consumosde reactivo qumico.

Como el nitrgeno y el fsforo sonnutrientes clave para el crecimien-to de los sistemas vivos, en los pro-cesos de tratamiento biolgicodonde haya produccin neta debiomasa, se elimina cierta cantidadde dichos materiales por asimila-cin biolgica.

El proceso de lodos activos se de-sarroll, en principio, para la eli-minacin de compuestos orgni-cos, pero sirve tambin para la eli-minacin del fsforo y el nitrge-no, ya que las clulas vivas contie-nen aproximadamente un 2% defsforo y un 12% de nitrgeno enpeso. En una planta de lodos acti-vos tpica, el crecimiento micro-

4. Eliminacinbiolgica del fsforo

5. Consumo de reactivos

La estimacin del consumo de re-activos para la eliminacin del fs-foro no puede llevarse a cabo apartir de relaciones estequiomtri-cas sencillas, ya que no se conoceel mecanismo real de esa elimina-cin. Como regla general, la dosisde sales de aluminio y hierro se en-cuentran generalmente en el inter-valo entre 1 y 3 de la relacin mo-lar ion metlico/fsforo. Tambinse han desarrollado relaciones em-pricas para estimar el consumo dereactivos qumicos. A continua-

cin, se mencionan dos de ellas[2].

Consumo de Fe3+ o Al3+:

= k + 0,5 log (m/Pi)

en la que es el rendimiento de eli-minacin de fsforo:

= ( Pi - Pf) / Pisiendo Pi la concentracin inicialde fsforo en el agua residual (mo-les de P/l); Pf la concentracin fi-nal de fsforo despus de la preci-

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Figura 2. Precipitacin del fsforo. Esquema integral

Figura 3. Dosificacin de reactivos de precipitacin

eliminacin de la biomasa genera-da puede hacer que el proceso nosea econmico.

Como se ha dicho, se ha observadoque en determinadas condicioneslos microorganismos del licor delfango activado son capaces de eli-minar una cantidad de fsforo muysuperior a la necesaria para su cre-cimiento. Este fenmeno se cono-ce como luxury uptake. No se sabebien si el fsforo se incorpora (al-macena) dentro de la clula o esabsorbido sobre las clulas bacte-rianas, o si es una combinacin deambas posibilidades. Las condicio-nes que favorecen la extraccin defsforo en exceso fueron dadas porLevin y Saphiro [9]. En relacincon este fenmeno Nicholl y Os-born [10] han sugerido que el al-macenamiento de polifosfatos esun mecanismo de supervivenciapuesto en marcha en condicionesadversas, como las debidas a la fer-mentacin anaerbica.

Los altos porcentajes de separa-cin observados (hasta el 96% delfsforo en el afluente, sin utilizaragentes qumicos) contrastan conlos niveles comnmente observa-dos (10 al 30%) en las plantas delodos activos convencionales. Es-tudiadas las condiciones operacio-nales que propician tal separacin,se han llegado a determinar las si-guientes:

1. Alternancia de ambientes anae-robios y aerobios. En condicionesanxicas la biomasa libera fsforoal licor en forma de ortofosfatossolubles. En condiciones aerobias -alta tasa de aeracin- esta biomasapobre en fsforo absorbe este com-puesto a gran escala; no slo el li-berado en la etapa anaerobia sinoadems parte considerable del fs-foro aportado continuamente por elafluente a tratar.

La figura 4 ilustra este fenmeno.En ella se representan los valoresde la concentracin de ortofosfatosdisueltos en funcin de la distanciamedida a partir de la entrada al re-actor. Se trata de un reactor tipoflujo pistn constituido por una zo-na anxica seguida de otra aerobia.Como se aprecia en la grfica laconcentracin de fsforo decae

biano es responsable de una reduc-cin entre el 10 y el 30% del fsfo-ro en el afluente, dependiendo dela edad de los lodos utilizados en laoperacin. Aproximadamente 1,0mg/l de fsforo es eliminado porcada 100 mg/l de la DBO solubleseparada. Sin embargo, algunasplantas de tratamiento biolgicologran eliminaciones de fsforosuperiores a las requeridas para lasntesis de la biomasa. Los trmi-nos asimilacin en exceso (lu-xury uptake) y separacin incre-mentada de fsforo (enhancedphosphorus removal) son utiliza-dos para describir este fenmeno.La asimilacin en exceso es la ba-se de varios procesos comercialesde uso frecuente para la elimina-cin del fsforo en las aguas resi-duales.

As, el uso de los componentes delas aguas residuales como nutrien-tes por parte de los microorganis-mos es uno de los mecanismos cla-ve del tratamiento biolgico deaguas residuales, siendo conve-niente clasificar a los mismos deacuerdo con sus requerimientosnutricionales. Los organismos enproceso de crecimiento necesitanmaterias primas a partir de las cua-les sintetizar las sustancias que losconstituyen, as como una fuentede energa para las reacciones desntesis. Los organismos que re-quieren que, por lo menos, unaparte de sus nutrientes estn en laforma de sustancias orgnicas yobtener energa por la oxidacin decompuestos orgnicos, se conocencomo hetertrofos. Los organis-mos que para su crecimiento slonecesitan sustancias inorgnicasrelativamente simples se conocencomo auttrofos. Adems, losorganismos autotrficos se puedenclasificar segn la procedencia desu energa: aqullos que obtienenenerga por la oxidacin de com-puestos orgnicos se conocen co-mo auttrofos quimiosintticos oquimioauttrofos, y los que utili-zan ciertas longitudes de onda deluz como fuente de energa se co-nocen como auttrofos fotosint-ticos.

La eliminacin de los nutrientescarbonosos en el tratamiento biol-gico se efecta, por tanto, por me-

dio de organismos heterotrficos,con alguna reduccin concomitan-te de compuestos de nitrgeno yfsforo por asimilacin en la bio-masa adicional. Las cantidades re-lativas de nutrientes orgnicos einorgnicos eliminados dependende la proporcin de nutrientes or-gnicos asimilados, ms que de losmineralizados; por tanto, de la car-ga del proceso. Sin embargo, en lasaguas residuales estn, por lo gene-ral, desequilibradas las concentra-ciones relativas de los nutrientes,ya que algunos de los nutrientes re-queridos para el desarrollo estn enexceso en relacin con las cantida-des de otros nutrientes presentes.En aguas residuales donde loscompuestos de nitrgeno y/o fs-foro son deficientes en compara-cin con los nutrientes carbonosospresentes, como en el caso de lasindustrias cerveceras y de conser-vas, puede ser necesario aadir nu-trientes inorgnicos suplementa-rios para alcanzar altos niveles deeliminacin de materiales carbona-dos. En cambio, las aguas residua-les que contengan un exceso de ni-trgeno y fsforo en relacin conlos nutrientes carbonosos presen-tes, como las aguas residuales ur-banas, slo perdern parte del ni-trgeno y fsforo por actividad he-terotrfica convencional. Es posi-ble que los residuos de nutrientesinorgnicos en las aguas residualestratadas estimulen la actividad au-totrfica o eutrofizacin, si elefluente del proceso se descarga auna corriente de agua. Por otra par-te, el mecanismo de eutrofizacinse puede usar en un sistema con-trolado para eliminar nutrientes or-gnicos por asimilacin en un sis-tema de crecimiento autotrfico,especialmente por los auttrofosfotosintticos, como las algas. Noobstante, las proporciones de nitr-geno y fsforo en la biomasa sonbajas, de manera que la elimina-cin de pequeas cantidades de nu-trientes inorgnicos slo por asimi-lacin da por resultado la produc-cin de grandes cantidades de bio-masa. Por ejemplo, 1 kg de fsforopuede producir 100 kg de materiaorgnica, de manera que, a menosque se pueda utilizar de algn mo-do la biomasa producida, en cria-dero de peces o como alimento deganado, por ejemplo, el coste de la

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nismos entran en contacto con am-bientes anaerobio y aerobio alter-nativamente. El tiempo de residen-cia en el reactor aerobio vara entre8 y 12 horas. Cuando se requieratambin eliminacin de nitrgeno,se modifica la etapa de aeracinpara obtener nitrificacin y se in-tercala un tanque anxico en el re-ciclado de los lodos decantadosaparte de la corriente para el tan-que separador de fosfatos. En teo-ra, en funcin de los flujos trata-

bruscamente en la zona aerobiahasta concentraciones en el efluen-te varias veces inferior a las delafluente alimentado . Por el contra-rio, en el caso de un reactor de flu-jo continuo en tanque agitado(CFSTR) tpico del proceso de lo-dos activos, el comportamientoconduce a una eliminacin de fs-foro muy inferior.

2. Comportamiento de la balsa deaeracin como flujo pistn.3. Tasas de aeracin en la etapaaerobia ms elevadas de las nor-males.

Esto supone condiciones favora-bles para la nitrificacin, asegurn-dose que la demanda de oxgenode los compuestos orgnicos ha si-do satisfecha.

4. La zona anxica debe estar librede nitratos. Como resultado de lacondicin 3 la zona aerobia es ricaen nitratos, lo cual significa que loslodos en suspensin en el efluentedel reactor deben ser sometidos auna desnitrificacin antes de recir-cularse hacia la zona de entrada delreactor.

5. Las condiciones aerobias debenmantenerse en el clarificador se-cundario para evitar una libera-cin de fsforo en el efluente.6. La concentracin de MLVSS(slidos voltiles en suspensin enel licor de lodos mezclado) debemantenerse superior a 1200 mg/l.

7. La purga de lodos debe realizar-se de forma continua en vez de in-termitente.

A continuacin se describen breve-mente tres procesos basados en es-tas condiciones.

4.1. Proceso PhoStrip

El diagrama de flujo de este proce-so se presenta en la figura 5. Unaparte del reciclado de los lodos (10al 30% del caudal del afluente) sesomete a condiciones anaerobiasen una tanque denominado elimi-nador de fosfatos. En este tanqueel fsforo se libera del lodo acu-

mulndose en la capa superficial.Esta capa superficial, rica en fsfo-ro, se trata con cal en un tanqueagitado, precipitando el fosfatoclcico que, a su vez, se alimentaal clarificador primario. Por otrolado, el lodo -libre de fsforo- se-parado del tanque eliminador defosfato se enva al reactor aerobio,entrando en contacto con el efluen-te del clarificador primario queaporta el agua a tratar. Por tanto, enel proceso PhoStrip los microorga-

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Figura 4. Separacin defsforo (segntipo de flujo)

Figura 5. Proceso PhoStrip

de retencin es de unas 22 horas,de las cuales 1,5 horas transcurrenen la primera etapa de fermenta-cin. El contenido de fosfatos enlos lodos -sobre base seca- puedellegar al 8 %, lo que resulta intere-sante en relacin con la riqueza delos fertilizantes convencionales.Para tener la seguridad de que elfsforo se elimina con el exceso debiomasa, el desecho de lodos debedeshidratarse rpidamente, antesde que se establezcan condicionesanaerobias y se libere fsforo den-tro del lquido. El proceso ofrece laventaja del ahorro del coste de losreactivos utilizados en los procesosde eliminacin del fsforo por pre-cipitacin qumica.

4.3. Proceso Phoredox

En el proceso Phoredox se obtieneuna separacin incrementada defsforo en una planta convencionalde lodos activos no diseada paranitrificacin. Esto se lleva a caboinstalando una balsa anaerobia a laentrada de la planta, segn se indi-ca en la figura 7. La nitrificacinen la balsa aerobia debe ser mini-mizada para evitar que se descar-guen nitratos en la balsa anaerobiava el reciclado de los lodos. Otra

dos por desnitrificacin se podraesperar una desnitrificacin del or-den del 25%. En la prctica se pue-de tener una desnitrificacin globaldel 70%, lo que se explica por lautilizacin continua de los nitratospor parte de los organismos de loslodos, aun despus de haber sidoalimentados a la etapa de aeracin.

4.2. Proceso Bardenpho

El proceso Bardenpho se desa-rroll en 1978 en el National Insti-tute for Water Research en Pretoria(Africa del Sur), durante una in-vestigacin sobre un sistema com-binado de lodos activos y elimina-cin del nitrgeno. La palabra queda nombre a este proceso deriva deBarnard (primero en proponer elproceso), desnitrificacin y phosp-horus.

Los microorganismos son expues-tos en primer lugar a un medio li-bre de oxgeno y de nitratos (con-diciones 1 y 4). Aqu se produce laliberacin del fsforo. A continua-cin la biomasa pasa a un medioaerobio en el cual el fsforo apor-tado por el afluente y el liberadopor la biomasa pueden incorporar-se a los microorganismos, o preci-pitar en la solucin. Los niveles deseparacin son superiores a los de-bidos a las exigencias metablicasnormales. Esta precipitacin es elresultado del cambio de potencialredox causado por la exposicin adiferentes medios.

Se descubri una estrecha relacinentre la eliminacin del nitrgenoy la eliminacin del fsforo duran-te el proceso, por eso se instaluna etapa adicional de fermenta-cin delante de la primera etapaanxica. Es el proceso Bardenp-ho modificado; en l, el primerreactor es de fermentacin anaero-bia (Fig. 6). En este reactor no haynitratos ni oxgeno disueltos. El li-cor que contiene los lodos recicla-dos ha sido desnitrificado en el se-gundo reactor anxico. El afluenteaporta sustrato degradable. La re-duccin de la DBO y la nitrifica-cin ocurren en el reactor aerobio.Parte del licor mixto nitrificado serecircula al primer reactor anaero-bio en donde ocurre su desnitrifi-

cacin a expensas del carbonoaportado por el afluente. La otraparte pasa al reactor anxico se-cundario en el que tiene lugar unadesnitrificacin complementaria abajo nivel, en condiciones de res-piracin endgena. Antes de pasaral clarificador secundario, el licormixto atraviesa un pequeo reac-tor de reaeracin, necesario por lassiguientes razones:

a) Para que se produzca la nitrifi-cacin de cualquier cantidad deamonaco liberado durante la res-piracin endgena en el reactoranxico secundario.

b) Para garantizar la existencia decondiciones aerobias en el clarifi-cador secundario, que impidan ladesnitrificacin y la produccin degas nitrgeno, lo que causara unaflotacin del lodo y, por consi-guiente, gran dificultad para la se-dimentacin. Adems, que cual-quier cantidad de fsforo que pu-diera encontrarse en el lodo no sealiberado en el efluente.

El tiempo de residencia de los lo-dos es de aproximadamente 18das, teniendo en cuenta la nitrifi-cacin y el volumen adicional delas zonas anxicas. El tiempo total

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Figura 6. Proceso Bardenphomodificado

Figura 7. Proceso Phoredox

phosphorus by wastewater organisms.J.W.P.C.F., 37 (6) (1965).[10] Nicholls, H.A. y Osborn, D.W. Bacterialstress: Pre-requisite for biological removal ofphosphorus, J.W.P.C.F., 51 (3), 557-569 (1979).

versin del proceso Phoredox (pro-ceso Phoredox modificado) es si-milar al proceso Bardenpho modi-ficado, pero sin los dos ltimos re-actores: el anxico secundario y elreaerador.

Sobre estos tres procesos bsicospara la separacin biolgica in-crementada del fsforo se han de-sarrollado muchas variaciones ycombinaciones, que se recogen enla abundante bibliografa existente.

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