ESTUDIO DE LA INFLUENCIA DEL TIEMPO DE RETENCIÓN...

ESTUDIO DE LA INFLUENCIA DEL TIEMPO DE RETENCIÓN CELULAR SOBRE LA REDUCCIÓN DE MATERIA ORGÁNICA CARBONÁCEA Y NITRÓGENO EN UNA NUEVA

CONFIGURACIÓN DEL SISTEMA DE ESTABILIZACIÓN POR CONTACTO TRATANDO AGUA RESIDUAL DOMÉSTICA

GERARDO OSORIO SALAZAR 0746456 RONNY ALEXANDER RODRIGUEZ ARTEAGA 0742162

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

ESTUDIO DE LA INFLUENCIA DEL TIEMPO DE RETENCIÓN CELULAR SOBRE LA REDUCCIÓN DE MATERIA ORGÁNICA CARBONÁCEA Y NITRÓGENO EN UNA NUEVA

CONFIGURACIÓN DEL SISTEMA DE ESTABILIZACIÓN POR CONTACTO TRATANDO AGUA RESIDUAL DOMÉSTICA

GERARDO OSORIO SALAZAR 0746456 RONNY ALEXANDER RODRIGUEZ ARTEAGA 0742162

DIRECTORA ING. JENNY ALEXANDRA RODRÍGUEZ VICTORIA, Dra.

CODIRECTORA ING. NANCY VÁSQUEZ SARRIA, M.Eng.

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

NOTA DE ACEPTACIÓN

ING. IRIS EUGENIA URIBE ING. MARÍA EUGENIA VÉLEZ

Evaluadoras del proyecto de grado

Santiago de Cali, Octubre de 2014

AGRADECIMIENTOS

En primer lugar a Dios por darnos la vida, salud, fuerza y entendimiento para poder culminar satisfactoriamente esta etapa de formación profesional.

A nuestros compañeros y amigos con los que trabajamos hombro a hombro, no solo durante la

realización de este proyecto sino durante toda la carrera, brindando su empeño, conocimiento y energía para sacar adelante cualquier actividad y que además de eso, entregaron lo más valioso de ellos; su confianza y amistad.

A nuestros padres, hermanos y familiares por estar pendientes y colaborando en lo posibles durante

la realización de este proyecto y de toda la carrera. A la profesora Nancy Vásquez por depositar su confianza en nosotros, por motivarnos en cada reunión

a continuar a pesar de las adversidades que se presentaban en el desarrollo del proyecto, por estar siempre dispuesta a colaborarnos en la solución de nuestras dudas, sin importar que tan ocupada se encontrara, por brindarnos su amistad y por enseñarnos que siempre debemos afrontar nuestros retos con entusiasmo, por más difíciles que parezcan.

A la profesora Jenny A. Rodríguez, nuestra directora de tesis por guiarnos y formarnos como buenos

profesionales, no solo durante la elaboración de este proyecto sino en cada una de sus clases y por lograr gracias a sus consejos y observaciones, sacar lo mejor de nosotros.

A las evaluadoras del proyecto de grado; las Ingenieras Iris Eugenia Uribe y María Eugenia Vélez por

aceptar el importante compromiso de llevar a cabo la revisión del documento, con lo cual contribuyen y enriquecen los aportes que se hacen en este trabajo al conocimiento.

Ronny Alexander Rodríguez Arteaga Gerardo Osorio Salazar

TABLA DE CONTENIDO

RESUMEN...................................................................................................................................................... 9

1 INTRODUCCIÓN ................................................................................................................................. 10

2 OBJETIVOS ......................................................................................................................................... 11

2.1 Objetivo general ........................................................................................................................... 11

2.2 Objetivos específicos ................................................................................................................... 11

3 MARCO REFERENCIAL ...................................................................................................................... 12

3.1 Nitrógeno ..................................................................................................................................... 12

3.1.1 Ciclo de nitrógeno ................................................................................................................... 13

3.1.2 Alternativas biológicas para la eliminación de nitrógeno en agua residual domestica ............... 17

3.2 Variables que influyen en los procesos biológicos de transformación de carbono y nitrógeno ....... 18

3.3 Sistema de lodos activados .......................................................................................................... 23

3.4 Estabilización por contacto ........................................................................................................... 24

3.4.1 Variables de operación y control.............................................................................................. 25

3.4.2 Reducción de materia orgánica carbonácea y nitrógeno en sistemas de estabilización por contacto ……………………………………………………………………………………………………………..29

3.5 Sistemas con crecimiento adherido y sistemas híbridos para el tratamiento de agua residual ....... 31

4 METODOLOGÍA................................................................................................................................... 33

4.1 Descripción general ..................................................................................................................... 33

4.2 Unidad experimental .................................................................................................................... 33

4.3 Arranque ...................................................................................................................................... 37

4.3.1 Inoculación.............................................................................................................................. 39

4.3.2 Estrategia de arranque ............................................................................................................ 40

4.4 Operación del sistema ................................................................................................................. 41

4.5 Seguimiento y control del sistema ................................................................................................ 42

4.6 Análisis estadístico ...................................................................................................................... 43

5 RESULTADOS Y DISCUSIÓN ............................................................................................................. 44

5.1 CARACTERISTICAS DEL AGUA RESIDUAL............................................................................... 44

5.1.1 pH, Alcalinidad (bicarbonática y total) ...................................................................................... 44

5.1.2 Temperatura ........................................................................................................................... 46

5.1.3 Comportamiento de la DQO y SST .......................................................................................... 47

5.1.4 Comportamiento del material nitrogenado, NAT y relación C/N ................................................ 49

5.2 COMPORTAMIENTO DE VARIABLES AMBIENTALES DEL SISTEMA ....................................... 50

5.2.1 Temperatura ARD ................................................................................................................... 50

5.2.2 pH ........................................................................................................................................... 52

5.2.3 Oxígeno Disuelto (OD) ............................................................................................................ 54

5.3 COMPORTAMIENTO DE LAS VARIABLES OPERACIONALES .................................................. 56

5.3.1 Tiempo de Retención Celular (TRC) ........................................................................................ 56

5.3.2 Tiempo de Retención Hidráulico (TRH) ................................................................................... 58

5.3.3 Sólidos Suspendidos Volátiles en Licor Mixto (SSVLM) ........................................................... 59

5.3.4 Carga Orgánica Volumétrica (COV)......................................................................................... 61

5.3.5 Relación Alimento/Microorganismo (A/M) ................................................................................ 62

5.4 EVALUACIÓN DEL DESEMPEÑO DEL SISTEMA EN FUNCIÓN DEL TRC ................................ 64

5.4.1 Comportamiento de la DQO y SST .......................................................................................... 64

5.4.2 Comportamiento del nitrógeno ................................................................................................ 71

6 CONCLUSIONES ................................................................................................................................. 79

7 RECOMENDACIONES......................................................................................................................... 81

8 BIBLIOGRAFIA .................................................................................................................................... 82

9 ANEXOS .............................................................................................................................................. 93

LISTA DE TABLAS

Tabla 3.1 Estados de oxidación de compuestos nitrogenados ....................................................................... 12 Tabla 3.2 Comparación entre los procesos de nitrificación y denitrificación ................................................... 18 Tabla 3.3 Concentraciones de amoniaco y ácido nitroso inhibitorias de la nitrificación ................................... 19 Tabla 3.4 Variables operacionales y de control para lodos activados ............................................................. 29 Tabla 4.1 Dimensiones de las unidades ........................................................................................................ 34 Tabla 4.2 Características del lodo de inóculo ................................................................................................ 39 Tabla 4.3 Inoculación de las unidades de la Etapa 1 ..................................................................................... 39 Tabla 4.4 Características lodo de inoculo para la Etapa 2 ............................................................................. 40 Tabla 4.5 Características de RC2.................................................................................................................. 40 Tabla 4.6 Caudal afluente de operación durante el arranque de cada una de las etapas ............................... 40 Tabla 4.7 Condiciones operacionales de la Etapa 1 durante la evaluación .................................................... 41 Tabla 4.8 Condiciones operacionales de la Etapa 2 durante la evaluación .................................................... 41 Tabla 4.9 Tasa de recirculación y caudal de recirculación para cada condición operacional .......................... 41 Tabla 4.10 Parámetros fisicoquímicos para el seguimiento y control del sistema ........................................... 42 Tabla 5.1 Características fisicoquímicas de agua residual afluente al sistema ............................................... 44 Tabla 5.2 Variables Ambientales del sistema durante cada condición operacional ......................................... 51 Tabla 5.3 Variables operacionales ................................................................................................................ 57 Tabla 5.4 Porcentajes de recirculación para cada condición operacional ....................................................... 58 Tabla 5.5 TRH neto y nominal para cada condición operacional .................................................................... 58 Tabla 5.6 Condiciones operacionales evaluadas ........................................................................................... 64 Tabla 5.7 Variables evaluadas para el desempeño de la reducción de DQO y SST – Condición 1 ................. 64 Tabla 5.8 Variables evaluadas para el desempeño de la reducción de DQO y SST – Condición 2 ................. 65 Tabla 5.9 Variables evaluadas para el desempeño de la reducción de DQO y SST – Condición 3 ................. 65 Tabla 5.10 Variables evaluadas para el desempeño de la reducción del material nitrogenado – Condición 1 . 72 Tabla 5.11 Variables evaluadas para el desempeño de la reducción del material nitrogenado – Condición 2 . 72 Tabla 5.12 Variables evaluadas para el desempeño de la reducción del material nitrogenado – Condición 3 . 73

LISTA DE FIGURAS

Figura 3.1 Ciclo del nitrógeno........................................................................................................................ 13 Figura 3.2 Ciclo redox del nitrógeno .............................................................................................................. 16 Figura 3.3 Alternativas convencionales para la eliminación de C y N de las aguas residuales........................ 19 Figura 3.4 Esquema del proceso de lodos activados, .................................................................................... 23 Figura 3.5 Esquema del proceso de lodos activados en la modalidad de estabilización por contacto, ............ 25 Figura 4.1 Localización del área experimental ............................................................................................... 33 Figura 4.2. Configuración del sistema de estabilización por contacto para la reducción de materia orgánica carbonácea y nitrógeno ................................................................................................................................. 33 Figura 4.3a RC2; y b SS2 ............................................................................................................................ 34 Figura 4.4 Bombas peristálticas .................................................................................................................... 35 Figura 4.5 Izquierda: soplador regenerativo. Derecha: difusores de CPVC ½” ............................................... 35 Figura 4.6 Construcción de la estructura para la protección del sistema y equipos ........................................ 35 Figura 4.7 Estructura terminada .................................................................................................................... 36 Figura 4.8 Tanque de alimentación de ARD del sistema piloto ...................................................................... 36 Figura 4.9 Arranque de la Etapa 1 y operación en batch de RC2 ................................................................... 37 Figura 4.10 Arranque ETN. ........................................................................................................................... 38 Figura 4.11 Acople Etapa 1 y Etapa 2 incluyendo la zona RE2 ...................................................................... 38 Figura 4.12 Configuración del sistema de estabilización por contacto para la reducción de materia orgánica carbonácea y nitrógeno ................................................................................................................................. 39 Figura 4.13 Purgas en el sistema para el control del TRC ............................................................................. 42 Figura 5.1 Comportamiento del pH en el agua residual afluente .................................................................... 44 Figura 5.2 Alcalinidad total y bicarbonática del agua residual afluente al sistema .......................................... 45 Figura 5.3 Temperatura del agua residual afluente al sistema ....................................................................... 46 Figura 5.4 Comportamiento de la DQOT en el Afluente durante la evaluación del sistema ............................. 47 Figura 5.5 Comportamiento de la DQOF en el Afluente durante la evaluación del sistema ............................. 47 Figura 5.6 Comportamiento de los SST en el Afluente durante la evaluación del sistema .............................. 48 Figura 5.7 Comportamiento del NAT en el Afluente durante la evaluación del sistema .................................. 49 Figura 5.8 Relación C/N en el agua residual afluente al sistema .................................................................... 50 Figura 5.9 Comportamiento de la temperatura durante las condiciones operacionales .................................. 52 Figura 5.10 Comportamiento del pH durante las condiciones operacionales .................................................. 53 Figura 5.11 Comportamiento del OD durante las condiciones operacionales ................................................. 54 Figura 5.12 Comportamiento del TRC ........................................................................................................... 56 Figura 5.13 Comportamiento de los SSVLM .................................................................................................. 60 Figura 5.14 Comportamiento de la COV ........................................................................................................ 61 Figura 5.15 Comportamiento de la relación A/M ............................................................................................ 63 Figura 5.16 Comportamiento de la carga de DQO ......................................................................................... 66 Figura 5.17 Comportamiento de la concentración de DQO ............................................................................ 66 Figura 5.18 Comportamiento de las eficiencias de reducción de DQO ........................................................... 67 Figura 5.19 Comportamiento de los SST en efluentes ................................................................................... 69 Figura 5.20 Comportamiento de las eficiencias de reducción de SST ............................................................ 69 Figura 5.21 Comportamiento del IVL ............................................................................................................. 70 Figura 5.22 Comportamiento de la carga de NAT .......................................................................................... 73 Figura 5.23 Comportamiento de la concentración de NAT ............................................................................. 74 Figura 5.24 Comportamiento de las eficiencias de reducción de NAT ............................................................ 74 Figura 5.25 Comportamiento de los N-NO2 y N-NO3 en efluentes .................................................................. 75 Figura 5.26 Comportamiento de la producción de N-NO3 .............................................................................. 75

LISTA DE ANEXOS Anexo 9.1 Datos registrados en las variables fisicoquímicas del ARD afluente al sistema durante toda su operación ...................................................................................................................................................... 93 Anexo 9.2 Datos registrados en las variables ambientales del sistema durante toda su operación................. 98 Anexo 9.3 Variables operacionales registradas durante la evaluación del sistema ....................................... 108 Anexo 9.4 Valores de carga, concentración y reducción de DQO durante toda la operación del sistema .... 114 Anexo 9.5 Valores concentración y reducción global de SST durante toda la operación del sistema ........... 123 Anexo 9.6 Valores de carga, concentración y reducción de NAT durante toda la operación del sistema ..... 129 Anexo 9.7 Valores de concentración de N-NO2

- y N-NO3-y producción de N-NO3

-durante la operación ....... 138 Anexo 9.8 Pruebas de normalidad Anderson-Darlingpara las variables de respuesta evaluadas ................. 143 Anexo 9.9 pruebas estadísticasKruskal-Wallis para las variables evaluadas................................................ 152

RESUMEN

Los sistemas de lodos activados operados en regiones de clima tropical han mostrado la capacidad de llevar a cabo procesos de transformación de nitrógeno, los cuales se desarrollan de manera incipiente afectando la eficiencia de reducción de materia orgánica carbonácea, cuando no son concebidos inicialmente para la reducción simultanea de carbono y nitrógeno. En este sentido, en el presente estudio, se puso a prueba una una modificación en la configuración del sistema de lodos activados en la modalidad de estabilización por contacto para la reducción de materia orgánica carbonácea y nitrogenada en agua residual doméstica, donde se evaluó específicamente, la influencia del Tiempo de Retención Celular (TRC) sobre el desempeño del sistema. La investigación fue llevada a cabo a escala piloto en las instalaciones de la Planta de tratamiento de agua residual – Aguas del Sur (PTAR – A.S.) de Cali. El sistema fue alimentado con el ARD afluente a la PTAR-A.S. y contó con dos etapas; la Etapa 1 para la reducción de materia orgánica carbonácea donde se mantuvo un TRC fijo alrededor de 6 d y la Etapa 2 para la transformación del material nitrogenado, donde se evaluaron tres TRC que correspondientes a cada condición operacional C1 (0,5±0,2 d), C2 (15,7±6,2 d) y C3 (1,3±0,4 d). Se encontró que independientemente del TRC garantizado en la Etapa 2, los procesos de transformación de nitrógeno se llevaron a cabo adecuadamente durante las 3 condiciones operacionales, alcanzando eficiencias de reducción de NAT superiores al 85%; asociadas al carácter hibrido del sistema (crecimiento adherido y suspendido) que le confiere a la biomasa adherida un tiempo de permanencia suficiente para desarrollar los procesos de transformación de nitrógeno, aun con bajos TRC; sin embargo se consideró como mejor condición de operación C3, pues con un valor de TRC de 1.3±0.4 d, se obtuvo una eficiencia de reducción de NAT del 93±7%, la cual fue un poco mayor comparada con las eficiencias obtenidas durante C1 y C2, aunque sin diferencias estadísticamente significativas. Sin embargo durante C3 se logró la mejor calidad del efluente en términos del contenido de NAT (2 mg.L-1) y bajo contenido de sólidos (16±12 mg.L-1), así como un efluente altamente estabilizado en cuanto al contenido de materia orgánica carbonácea (DQO=40 mg.L-1, mediana) con una eficiencia de reducción global de DQO del 93±6%. Adicionalmente se encontró que el TRC tuvo influencia directa sobre las características de sedimentabilidad del lodo y la concentración SSVLM, evidenciándose que para valores tan bajos como el mantenido durante C1 (0,5±0,2 d), la sedimentabilidad del lodo fue pobre (IVL de 422 mL.g1 para la Etapa 1 y 322 mL.g-1 para la Etapa 2) y los SSVLM fueron muy bajos, a diferencia de lo ocurrido con TRC superiores, donde mejoró la sedimentabilidad del lodo, obteniendo una calificación de buena a media y la concentración de SSVLM aumentó, confiriéndole al sistema mayor estabilidad operacional.

Palabras clave: Lodos activados, estabilización por contacto, Tiempo de Retención Celular (TRC), sistema híbrido, transformación de nitrógeno.

10

1 INTRODUCCIÓN

El nitrógeno y el fósforo presentes en el agua residual dan lugar a problemas especiales en los cauces receptores. En el proceso de estabilización de los compuestos orgánicos reducidos a compuestos orgánicos oxidados, quedan como productos finales sales minerales, especialmente nitritos y fosfatos (Orozco y Salazar, 1987) que al ser descargados en lagos, embalses, bahías, ríos etc., alcanzan altas concentraciones que favorecen la eutroficación; fenómeno que consiste en un desarrollo excesivo de algas y plantas acuáticas (Ramalho, 1996; Villaseñor, 2001). La presencia de algas y plantas acuáticas en cuerpos de agua, además de resultar estéticamente desagradable, junto con la elevada concentración de nitrógeno puede tener otros efectos negativos, como por ejemplo la disminución de la concentración de oxígeno disuelto, toxicidad para la vida acuática y peligro para la salud pública. Por lo tanto, es importante buscar sistemas para el control y eliminación de nitrógeno y fósforo en el agua residual. La normatividad Colombiana en su Decreto 1594 de 1984 sobre usos del agua y recursos hídricos, establece en el capítulo VI sobre vertimientos de residuos líquidos, las características que debe cumplir el agua residual para ser vertida en un cuerpo de agua. Los parámetros considerados en esta norma no incluyen la remoción de nitrógeno y fósforo, por lo tanto el tratamiento secundario resulta ser suficiente para cumplir con el patrón de vertimientos vigente. Sin embargo, y aunque a la fecha es una propuesta, el Ministerio de Ambiente y Desarrollo Sostenible de acuerdo con el artículo 28 del Decreto 3930 de 2010 establece que el límite máximo permisible en vertimientos puntuales de agua residual domestica a cuerpos de agua continentales superficiales es de 10 mg/L como nitrógeno total (N) para instalaciones nuevas y 20 mg/L para instalaciones existentes, por su parte para el fósforo total (P), el límite máximo para una instalación nueva es de 2 mg/L y para una existente es de 5 mg/L. Dadas las exigencias normativas actuales, en Colombia solo se alcanza un nivel de tratamiento secundario, es decir, se remueve materia orgánica carbonácea principalmente; pero según la futura normativa, se obligará a que las plantas de tratamiento de agua residual doméstica deban incluir un nivel terciario para la remoción de nutrientes. Para reducir los problemas generados por el vertimiento de agua residual con concentraciones considerables de nitrógeno y fósforo, se han desarrollado tecnologías que pueden ser de diferentes tipos, de acuerdo con las características fisicoquímicas del agua residual. En ellas predominan básicamente mecanismos físicos, químicos o biológicos, ya sea que se implemente uno o los tres en conjunto. Dentro de estos sistemas o tecnologías de tratamiento se encuentra el sistema de lodos activados. De acuerdo con lo anterior, y bajo la premisa de aprovechar la capacidad del sistema de lodos activados de llevar a cabo procesos de transformación de nitrógeno bajo condiciones de clima tropical, en esta investigación se estudia una modificación en la configuración del sistema de lodos activados en la modalidad de estabilización por contacto para la reducción de materia orgánica carbonácea y nitrogenada en agua residual doméstica, donde se busca evaluar específicamente, la influencia del Tiempo de Retención Celular (TRC) sobre el desempeño del sistema, dado que este parámetro operacional, también conocido como edad del lodo, es el más importante en el control del sistema de lodos activados, debido a que define las condiciones ambientales que determinan las características de los microorganismos que participan en el proceso (Orozco y Salazar, 1987).

11

2 OBJETIVOS

2.1 Objetivo general

Evaluar la influencia del tiempo de retención celular (TRC) sobre la reducción de materia orgánica carbonácea y nitrógeno en una modificación del sistema de estabilización por contacto tratando agua residual doméstica

2.2 Objetivos específicos

Determinar la eficiencia de reducción de DQO y Nitrógeno Amoniacal Total (NAT) en el sistema para tres tiempos de retención celular (0,5, 1,3 y 15 días)

Establecer el TRC que presente el mejor desempeño en términos de reducción de DQO y NAT

12

3 MARCO REFERENCIAL

3.1 Nitrógeno El nitrógeno (N) es un elemento biogénico que se encuentra incorporado en las moléculas orgánicas que desempeñan funciones vitales en todas las células. Es un constituyente básico de aminoácidos, ácidos nucleicos, azucares aminadas y los polímeros que estas moléculas forman (Brock et al., 1994). Pero esta no es la única forma en la cual se puede encontrar el nitrógeno; su química es tan compleja que puede asumir varios estados de oxidación en la naturaleza, dando lugar tanto a compuestos orgánicos como inorgánicos (Cox, 1995). La Tabla 3.1 muestras las diferentes formas químicas del nitrógeno en la naturaleza.

Tabla 3.1 Estados de oxidación de compuestos nitrogenados

Compuesto Nomenclatura

Química Estado de Oxidación

Nitrógeno Orgánico R-NH2 -3

Amoniaco NH3 -3

Nitrógeno Gaseoso N2 0

Óxido Nitroso N2O 1

Óxido de Nitrógeno NO 2

Nitrito NO2- 3

Dióxido de Nitrógeno NO2 4

Nitrito NO3- 5

Fuente: Pacheco et al. (2002) El nitrógeno es uno de los elementos más abundantes en la naturaleza, encontrándose en tres principales reservorios: el atmosférico, donde representa alrededor del 78%; el suelo y el N contenido en la biomasa. A Las complejas relaciones entre estos tres reservorios se les conoce como el Ciclo del Nitrógeno. Aunque el nitrógeno sea considerado como el mayor componente de la atmosfera terrestre, en el aire forma una molécula diatómica (N2) con fuerte enlace triple entre los átomos de nitrógeno; que dada su estabilidad es muy difícil que reaccione con otros elementos y por tanto, su abundancia pasa a ser relativa (Cox, 1995). A pesar de esto, existen tres formas por las cuales el nitrógeno que se encuentra en la atmosfera, sea asimilable, forme compuestos nitrogenados y pueda ser aprovechado por la mayoría de los seres vivos, en especial las plantas. Estas formas son: descargas eléctricas y fijación fotoquímica, que promueven suficiente energía para formar nitratos (NO3

-), que también son obtenidos de manera artificial en la fabricación de fertilizantes, y finalmente a través de un proceso biológico realizado por algunas bacterias y cianobacterias denominado Fijación Biológica del Nitrógeno (FBN) (Travers, 2007). El nitrógeno fijado y luego asimilado se transforma en aminoácidos y proteínas vegetales, que son aprovechados por los herbívoros, quienes a su vez lo almacenan para finalmente pasarlos al último eslabón de la cadena alimenticia, donde se encuentra el hombre y todos aquellos organismos carnívoros. Cabe mencionar que el nitrógeno regresa de nuevo al ciclo por medio de los desechos (tanto restos orgánicos como productos finales del metabolismo) y que en caso de la actividad humana, son transportados o contenidos en el agua residual doméstica (Bermúdez y Martin, 1984). Las relaciones que existen entre las diferentes formas en que se encuentra el nitrógeno en la naturaleza se representan mediante el ciclo del nitrógeno (Figura 3.1); en el cual las diferentes transformaciones biológicas de los compuestos nitrogenados toman lugar gracias a la acción de algunos organismos como plantas, hongos,

13

bacterias, etc. (Eiroa, 2004), donde las bacterias son de principal interés en los procesos de transformación de nitrógeno en agua residual (Warakomski et al., 2007).

3.1.1 Ciclo de nitrógeno En el ciclo del nitrógeno intervienen diferentes procesos de transformación química, estos son: fijación, asimilación, amonificación, nitrificación, y denitrificación. Adicionalmente, a estos se suma un proceso relativamente nuevo en su descubrimiento, que es la oxidación anaerobia del amonio (ANAMMOX) (Figura 3.1).

Figura 3.1 Ciclo del nitrógeno

Adaptado de Warakomski et al. (2007) Fijación: La fijación del nitrógeno consiste en la incorporación del nitrógeno atmosférico a la biosfera a través

de la reducción del N2 a compuestos solubles de nitrógeno (Norg, NH4+, NO3

-) susceptibles de ser usados por los

seres vivos para su crecimiento (López, 2009). La fijación del nitrógeno puede ser de naturaleza puramente abiótica o biológica. La mayor parte de la fijación del nitrógeno atmosférico es de naturaleza biológica (FBN – Fijación Biológica de Nitrógeno); sin embargo, la fijación abiótica del nitrógeno toma lugar en la naturaleza mediante electrificación (descargas eléctricas), reducción fotoquímica, como consecuencia de la combustión de compuestos orgánicos ó es incorporado de forma artificial mediante la producción de fertilizantes a través del proceso Haber-Bosch. En este tipo de fijación, a diferencia de la de origen biológico, donde el nitrógeno amoniacal (N-NH4

+) es el principal producto final, se obtiene nitrato (NO3

-) como producto principal. Este último es arrastrado por la lluvia

en forma de ácido nítrico (H2NO3) hacia la superficie terrestre y a los cuerpos de agua (Baca et al., 2000). La FBN requiere gran inversión de energía (18a24 moléculas de ATP son necesarias) dada la estabilidad del triple enlace de la molécula de N2. Este proceso es catalizado por el complejo enzimático nitrogenasa, que se encuentra exclusivamente en procariotas (eubacterias y arquebacterias) y cianobacterias de vida libre o simbióticos. El complejo de la nitrogenasa es inhibido de forma irreversible por la presencia de oxígeno, pero

14

también por la presencia de formas reducidas de nitrógeno en el ambiente como amoniaco, nitrato, urea y ciertos aminoácidos (Pérez, 2006; Atlas y Bartha, 2002). El nitrógeno fijado en forma de nitrato o amoniaco puede ser incorporado a los organismos para su síntesis celular, mediante el proceso denominado Asimilación del nitrógeno. En las plantas por ejemplo, la asimilación

ocurre cuando absorben a través de sus raíces NO3- o NH4

+, incorporándolos tanto a sus proteínas como a los

ácidos nucleicos. La forma nítrica es asimilable directamente, mientras que la forma amoniacal debe ser transformada previamente a nítrica; pero una parte de ella también puede ser asimilada directamente, sobre todo en la primera fase de vida de las plantas donde tienen preferencia por esta forma de nitrógeno (Lara, 2002). Los animales también asimilan nitrógeno cuando consumen los tejidos vegetales, y el nitrógeno presente en ellos es utilizado para la formación de los componentes esenciales de todos los seres vivos, proteínas, ácidos nucleicos y otras moléculas fundamentales para el metabolismo (Jaffe, 2000).

Parte del nitrógeno fijado en forma de amonio (NH4+), en presencia de oxígeno, puede también ser oxidado a

nitrito (NO2-) y posteriormente, a nitrato (NO3

-) a través del proceso de nitrificación (López, 2009). El nitrógeno asimilado e incorporado a los organismos puede ser liberado nuevamente al ambiente, procedente de la descomposición de los desechos producidos por los mismos y de los restos orgánicos de animales muertos y plantas; así por ejemplo, el nitrógeno contenido en la orina, principalmente como Urea, es hidrolizada rápidamente a Carbonato de Amonio por la enzima Ureasa (Lara, 2002). Las heces animales también contienen grandes cantidades de nitrógeno en forma orgánica (Norg) al igual que en los desechos vegetales. Este Norg es

convertido en gran medida a nitrógeno amoniacal por acción de bacterias saprófitas mediante el proceso conocido como Amonificación o Descomposición (Pacheco et al., 2002). Al igual que como ocurre con el amonio fijado, el amonio liberado en este proceso puede ser utilizado por las plantas u organismos capaces de emplearlo en la producción de proteínas u otros compuestos nitrogenados, pero también si es liberado en exceso, este puede seguir la vía de la nitrificación. Nitrificación: la nitrificación es un proceso de oxidación aerobia, en el que el amonio es llevado a nitrito por la acción de microorganismos quimiolitoautótrofos. El proceso respiratorio nitrificante se lleva a cabo en dos etapas: 1) oxidación de amonio a nitrito (nitritación) por bacterias amonio oxidantes (BAO) y 2) oxidación de nitrito a nitrato (nitratación) por bacterias nitrito oxidantes (BNO) (Cervantes et al., 2000; López, 2009). De la oxidación del amonio (NH4

+) y del nitrito (NO2-) respectivamente, estos microorganismos obtienen la energía

para sintetizar su protoplasma y luego utilizan parte de la misma para convertir CO2 en carbono celular (Henry y Heinke, 1999). Hasta el momento no se conoce ninguna bacteria quimiolitoautotrófica que pueda oxidar directamente el amoniaco a nitrito; por lo que en cada una de las etapas participan organismos de géneros diferentes (Klotz, 2011). A pesar de esto existen algunas baterías quimioorganotróficas (heterótrofas) (Arthrobactersp. y Thiosphaerapantotroph) y algunos hongos (Aspergillus sp.) que pueden oxidar directamente el amoniaco a nitrito (Robertson y Kuenen, 1990; Bitton, 1994; Jetten et al., 1997); sin embargo la nitrificación heterótrofa no es de mayor importancia ecológica pues su velocidad de reacción es más lenta que la autótrofa (Tijhuis, 1995; Atlas y Bartha, 2002). La fase inicial de la nitrificación o la oxidación de NH4

+a NO2- es realizada principalmente por bacterias del

género Nitrosomonas entre otras, como Nitrosococus, Nitrosospira, Nitrosolobus y Nitrosovibrio. La ecuación3.1describe este proceso (Ciudad, 2007):

NH4+ + 1.5 O2 → NO

2

-+ 2H

+ + H2O (3.1)

15

En este proceso las BAO en un primer paso, transforman el amonio a hidroxilamida (NH2OH) mediante la enzima amino mono-oxigenasa (AMO), que posteriormente se convierte en nitrito a través de la hidroxilamina óxido-reductasa (HAO). Durante esta etapa (nitritación) ocurre el mayor consumo de oxigeno (3,43 mg O

2/g

N-NH4+ oxidado), y además se generan iones, H

+, que acidifican el medio, lo que implica mantener un constante control sobre el pH (Wiesmann, 1994; Cervantes et al., 2000; Ciudad, 2007). Las bacterias que participan en esta fase inicial de la nitrificación son mesofílicas, con una tolerancia amplia a variaciones de temperatura (1 a 37 °C) y muestran un crecimiento óptimo a un pH cercano a la neutralidad (Pacheco et al., 2002). La segunda fase del proceso de nitrificación (nitratación) toma lugar gracias a la acción de BNO del género Nitrobacter principalmente, y otros tres géneros bacterianos (Nitrispina, Nitrococcus y Nitrospira), donde a través de un complejo enzimático denominado nitrito oxido-reductasa (NOR) realizan la oxidación del nitrito a nitrato (Ecuación 3.2) (Philips et al., 2002).

NO2

- +

1

2 O2 → NO3

-

(3.2)

La Nitrobacteren particular, exhibe una menor tolerancia a bajas temperaturas y a niveles altos de pH, en comparación con las bacterias del género Nitrosomonas, condición que puede llevar a una ligera acumulación de N-NO2

-(Pacheco et al., 2002). Una vez se ha oxidado el amonio a nitrato, este puede ser reducido a nitrógeno gaseoso, N2 mediante el proceso de denitrificación. Denitrificación: la denitrificación bacteriana es un proceso respiratorio anaerobio que consiste en la reducción de los aniones de nitrógeno oxidados, NO2

-y NO3-, a nitrógeno gaseoso (N2), que sale de la matriz acuática y

se escapa a la atmosfera. Este proceso sigue una serie pasos que involucran la actividad de diferentes enzimas; en general los compuestos nitrogenados adquieren diferentes formas hasta llegar a N2 como se muestra en la ecuación3.3(Cervantes et al., 2000):

NO3-→ NO2

- → NO → N2O → N2 (3.3)

Este proceso, también conocido como respiración del nitrato, es llevado a cabo por bacterias aerobias facultativas capaces de utilizar aniones de nitrógeno como compuestos aceptores de electrones, en respuesta a la ausencia de oxigeno libre, constituyendo un mecanismo de respiración alterno (crecimiento anóxico) (Eiroa, 2004; Ferrara, 2008); sin embargo niveles de oxígeno por encima de 0,3mg/L que permite que estas bacterias facultativas vuelvan a ejecutar su metabolismo aerobio (con mayor rendimiento energético) e inhiban el mecanismo de denitrificación (Barajas, 2002). La mayoría de las bacterias denitrificantes son heterótrofas, pero algunas crecen autotróficamente usando hidrógeno o compuestos reducidos de azufre como donadores de electrones o fuente de energía, y como fuente de carbono inorgánica utilizan el CO2 (Knowles, 1982; Mateju et al., 1992). En la denitrificación heterotrófica un sustrato orgánico es necesario como fuente de carbono y energía. Las ecuaciones 3.4 y 3.5 describen el proceso de denitrificación en presencia de una determinada fuente de materia orgánica, en este caso metanol (Dongen, et al., 2001).

Denitrificación de nitritos: 6NO2- + 3CH3OH → 3N2 + 6HCO3

- + 3H2O (3.4)

Denitrificación de nitratos: 6NO3- + 5CH3OH → 3N2 + 6HCO3

- + 7H2O (3.5)

Los siguientes géneros bacterianos heterotróficos contienen especies que demuestran la habilidad de llevar a cabo el proceso de denitrificación: Bacillus, Chromobacterium, Micrococcus, Pseudomonas, Spirillum, Hypomicrobium, Achromobacter, Moraxella, Paracoccus, Alcaligenes y Aquifex (Pacheco et al., 2002). En la denitrificación autótrofa participan microorganismos como los Thiobacillus denitrificans, Thioalkalivibrio denitrificans, Thiobacillus thiophilus y Thiomicrospira denitrificans; los cuales pueden llevar a cabo la

16

sulfoxidación en condiciones aeróbias o anóxicas, utilizando el nitrito como aceptor de electrones (Koenig et al., 2005; Decheco, 2011; Fajardo, 2011). A diferencia de la denitrificación heterótrofa que origina un aumento en la alcalinidad en un equivalente por mol asimilado de amonio (Eiroa, 2004), la denitrificación autótrofa, consume alcalinidad y genera altas concentraciones de sulfato, pero elimina la necesidad de la adición de fuentes de carbono orgánico (Koenig y Lui, 2001); sin embargo la denitrificación heterótrofa ha sido más destacada por su alta eficiencia y bajo costo (Decheco, 2011). El proceso denitrificante no es la única vía para la remoción del nitrógeno presente en el agua residual a través de su conversión en forma de N2; pues recientemente se ha encontrado que la formación de nitrógeno gaseoso es posible de alcanzarse bajo condiciones anaerobias, a partir de nitrito y amonio. Al proceso se le conoce como “ANAMMOX” por sus siglas en ingles de oxidación anaerobia del amonio (Cervantes et al., 2000). La muestra la ubicación del proceso Anammox dentro del ciclo redox del nitrógeno, donde se ha demostrado mediante balances de materia y seguimientos de trazabilidad del isotopo 15N, que contribuye entre un 30 y 70% a la producción total del gas nitrógeno (N2) (Jetten et al., 2005).

ANAMMOX: el proceso ANAMMOX (AnoxicAmmoniumOxidation) consiste en la transformación de nitrito en nitrógeno gaseoso en condiciones anóxicas utilizando el nitrógeno amoniacal como donador de electrones. Las bacterias que realizan este proceso son quimiolitoautótrofas, lo que significa que no necesitan una fuente de carbono orgánico (Carrera, 2004). HCO3

- sirve en cambio, como la fuente de carbono (Dongen, et al., 2001). El

proceso es muy poco tolerante a la presencia de materia orgánica y es aplicado para el tratamiento de agua residual con elevada carga de nitrógeno amoniacal (baja relación C:N), tales como lixiviados de relleno sanitario, efluentes de digestores anaerobios o purines de cerdo (López, 2009). La estequiometria de la reacción Anammox es dada por la ecuación 3.6:

NH4+

N2

NO3-

NO2-

Norgánico

ANAMMOX

Nitritación

Nitratación

Denitrificación

Asimilación

Asimilación

Amonificación

(Descomposición)

Fijación

Fijación

Denitrificación

Figura 3.2 Ciclo redox del nitrógeno Adaptado de: Dapena-Mora (2007); Warakomski et al. (2007)

17

NH4++1.32NO2

-+0.066HCO3

-+0.13H

+→1.02N2+0.26NO3

-+2.03H2O+0.066CH2O0.5N0.15 (3.6)

Una pequeña fracción del nitrito debe ser oxidado a nitrato para proporcionar los electrones necesarios para el crecimiento celular. Como puede observarse en la ecuación 3.6 la relación entre el amonio y el nitrito presente en el agua residual debe ser tan alta como 1:1,3. Esta relación amonio/nitrito debe ser asegurada mediante el uso de un tratamiento previo del agua residual para convertir parte del amonio en nitrito (Dongen, et al., 2001). Hasta el momento se han identificado 5 géneros de microorganismos que llevan a cabo el proceso Anammox, todos pertenecientes al orden Planctomycetales, entre ellos: Candidatus Brocadia, Kuenenia Anammoxoglobus, Scalindua y Jettenia (Kraft et al., 2011); los tres primeros encontrados en plantas de tratamiento de agua residual, y Candidatus Scalindua, localizado en ambientes marinos como el Mar Negro, la corriente de Benguela y el Mar de Arabia (López, 2009), inclusive se han obtenido muestras de los mismos en hielo de mar (Jin et al., 2012) y en otros sistemas naturales tales como lagos, estuarios o fosas marinas (Dalsgaard and Thamdrup, 2002). Esta distribución ambiental y principalmente la posibilidad de encontrarlas en sistemas de tratamiento de agua residual sugiere que las bacterias Anammox sean relativamente asequibles (Siegrist et al., 1998; Jin et al., 2012). En las diferentes investigaciones realizadas en sistemas de tratamiento de agua residual se evidenció, a partir de balances de materia y cálculos termodinámicos, que la pérdida de nitrógeno detectada en los mismos estaba relacionada con el proceso Anammox. Broda (1977) fue el primero que postuló la posible existencia de microorganismos capaces de oxidar anaeróbicamente el amonio, lo cual fue comprobado experimentalmente 18 años después, cuando Mulder et al. (1995) observaron en un reactor de lecho fluidizado la eliminación simultanea de amonio y nitrato en condiciones anaerobias. Luego, Siegrist et al. (1998) detectaron actividad Anammox en un reactor biológico rotativo de contacto, tratando lixiviados de relleno sanitario. Posteriormente, Helmer-Madhok et al. (2002) manifestaron la presencia de actividad de bacterias Anammox al encontrar que se presentaba pérdida de nitrógeno en reactores aerobios que operaban con biomasa fija; la misma atribuida a que la concentración de oxígeno disuelto en la parte más interna del biofilm es nula, además de las características del agua residual tratada y condiciones operacionales del sistema, pues trabajaba con elevadas concentraciones de nitrógeno amoniacal y temperaturas elevadas. Las bacterias que realizan el proceso Anammox operan a una temperatura y pH óptimos de 35 °C y 8,0 unid.

respectivamente. La productividad de estas bacterias es baja (Y = 0,038 g SSV/g N-NH4+) y su tiempo de

duplicación es alto (11 días) (Figueroa et al., 2011). Una gran ventaja de esto es que se forma una baja cantidad de lodo, una desventaja es que se requiere un extenso periodo de arranque para el proceso Anammox (Strous et al., 1999).

3.1.2 Alternativas biológicas para la eliminación de nitrógeno en agua residual domestica Para la eliminación del nitrógeno presente en el agua residual doméstica, cuya concentración de este nutriente no es excesivamente elevada (20 a 70 mg N/L) (Metcalf y Eddy, 2003), la combinación de los procesos biológicos convencionales no asimilativos de nitrificación y denitrificación, constituyen el método más empleado debido a que ha demostrado ser efectivo en la remoción de nutrientes de manera sostenible y económicamente viable (Carrera, 2004; Ferrara, 2010). La aplicación combinada de los procesos de nitrificación-denitrificación para el tratamiento del agua residual doméstica se basa en aprovechar la capacidad de los microorganismos para obtener energía a partir de los compuestos orgánicos y/o inorgánicos. La nitrificación se realiza con la intervención de bacterias quimiolitoautotróficas, donde ocurre la transformación por oxidación sucesiva de amonio en nitritos y estos a nitratos. La denitrificación es llevada a cabo por bacterias quimioheterotróficas facultativas, que reducen el ion

18

nitrato a gas nitrógeno en condiciones anóxicas (Grady et al., 1999; Metcalf y Eddy, 2003). Los procesos de nitrificación y denitrificación presentan características particulares, las cuales se presentan en la Tabla 3.2. A pesar de que el proceso Anammox también se presenta como una alternativa prometedora, demostrando excelentes resultados en cuanto a la remoción de nitrógeno del agua residual; reportándose porcentajes de remoción de amonio y nitrito superiores al 99% (López, 2009), los factores mencionados anteriormente, crecimiento lento de los microorganismos encargados y extenso periodo de arranque, además dela baja tolerancia a la presencia de materia orgánica, son las principales razones por las cuales este proceso es usado solamente para eliminar el nitrógeno de agua residual rica en amonio (Ferrara, 2008).

Tabla 3.2 Comparación entre los procesos de nitrificación y denitrificación

Característica Nitrificación Denitrificación

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 O2disuelto, presencia de materia orgánica

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

(Fuente de electrones)

Fuente: Cervantes et al. (2000) Los procesos convencionales de eliminación de nitrógeno para el tratamiento de agua residual domestica pueden presentar diferentes configuraciones e incluso, ser acoplados a procesos de eliminación de materia orgánica, logrando la eliminación conjunta de carbono y nitrógeno en un mismo sistema. La Figura 3.3 muestra las alternativas convencionales para la eliminación conjunta de C y N del agua residual.

3.2 Variables que influyen en los procesos biológicos de transformación de carbono y nitrógeno pH: el pH del ambiente constituye un factor clave en el crecimiento de los organismos. La mayoría de las bacterias no toleran niveles de pH por debajo de 5,5 ni superiores a 9,5. En general, el pH óptimo para el crecimiento bacteriano se sitúa entre 6,5 y 8,5. A este pH operan óptimamente las bacterias responsables de la estabilización de la materia orgánica (Alexander et al., 1979; Orozco, 2005). El agua residual urbana presenta un valor de pH próximo a 7,5, debido a la descomposición de la urea, lo que favorece un ambiente adecuado para el desarrollo de los sistemas biológicos (Metcalf & Eddy, 2003). La nitrificación es inhibida por sus propios sustratos, amonio y nitrito. Según Anthonisen et al. (1976) citado por Carrera (2004) esta inhibición es debida a las formas no ionizadas de estos sustratos: amoniaco y acido nitroso, cuya concentración es función del pH, ya que determina el equilibrio entre las formas ionizadas y no ionizadas. El paso de amonio a nitrito o nitritación, realizado por bacterias aminooxidantes (BAO) esta inhibido por el amoniaco, y el paso de nitrito a nitrato o nitratación, realizado por bacterias nitrito oxidantes (BNO), es inhibido por el amoniaco o ácido nitroso. En la Tabla 3.3 se presentan las concentraciones de amoniaco y acido nitroso que producen la inhibición de la biomasa nitrificante.

19

Tabla 3.3 Concentraciones de amoniaco y ácido nitroso inhibitorias de la nitrificación

Biomasa Rango de concentraciones

inhibitorias

mg NH3/L mg HNO2/L

Aminooxidante 10 a 150 Sin precisar Nitritooxidante 0,1 a 1,0 0,22 a2,8

Fuente: Lee et al. (2000); Carrera (2004) La inhibición de la nitrificación por sustrato de mayor interés es la producida por el amoniaco, pues la inhibición por acido nitroso es menos probable que ocurra puesto que los sistemas de depuración biológica operan habitualmente a pH superior a 7 (Lee et al., 2000); y bajo estas condiciones es difícil alcanzar concentraciones de nitrito que provoquen inhibición debido al desplazamiento del equilibrio hacia la formación de ácido nitroso, además, bajo condiciones normales, la velocidad de oxidación de nitrito de las BNO es mayor a la velocidad de oxidación de amonio de las BAO, lo que disminuye la posibilidad de acumulación de nitrito (Mahne y Megusar, 1999). Se reportan diferentes valores óptimos de pH para el correcto desarrollo de la nitrificación, pero en general se ve favorecido por un ambiente alcalino cercano a un pH de 8,0 (Cervantes et al., 2000) con un intervalo entre 7,5 y 9,0 (Romero, 2000; Lin et al., 2009; Klotz, 2011). La nitrificación se inhibe por completo en ambientes ácidos (pH < 5,0), producida por la acumulación de ácido nitroso, mientras que a valores superiores de 9,0 unidades de pH la inhibición de la nitrificación se debe a la producción de amoniaco libre (Lin et al., 2009).

Eliminación de C Nitrificación Denitrificación Efluente Afluente

Fuente externa de materia orgánica

(Fuente de electrones)


Denitrificación Nitrificación Afluente Efluente

NO3-


NO3-

Materia orgánica

Figura 3.3 Alternativas convencionales para la eliminación de C y N de las aguas residuales Adaptado de: Cervantes et al. (2000)

20

El pH también influye en la acumulación de intermediarios indeseables en el proceso de denitrificación, el cual es totalmente inhibido a pH inferior a 5,0 unidades, presentándose acumulación de ácido nitroso, compuesto muy tóxico para las bacterias responsables del proceso. Cuando el pH es ligeramente alcalino, en un rango de 6,0 a 9,0, el nitrato es convertido en nitrógeno gaseoso (N2) (Cervantes et al., 2000). El proceso de denitrificación provoca un aumento del pH debido a un aumento de la alcalinidad del medio, ya que aporta 3,57 g de alcalinidad en forma de CaCO3 por 1 g de N-NO3

- reducido a N2. Sin embargo, la aplicación

conjunta de los procesos de nitrificación/denitrificación tienden a mantener el equilibrio del pH en el sistema, ya que el proceso nitrificante causa disminución del pH mientras que la denitrificación lo incrementa (López, 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). Generalmente, se recomienda una alcalinidad superior a 75 mg CaCO3.L-1para proteger los sistemas de tratamiento de agua residual frente a cambios bruscos de pH (Zornoza et al., 2011). Durante la nitrificación se produce consumo de alcalinidad. Esta ocurre únicamente durante la primera etapa

donde se producen dos moles de protones (2H+) por cada mol de amonio oxidado (Ecuación(3.1), siendo este

un proceso acidificante, requiriendo que la alcalinidad presente en el agua residual sea suficiente para mantener el pH dentro del rango óptimo para realizar la nitrificación (7,5 a 9,0) (Romero, 2000; Lin et al., 2009; Klotz,

2011). La reacción de nitrificación consume 7,14 mg CaCO3 por 1 g de N-NO4+ oxidado a N-NO3

- (Metcalf y

Eddy, 2003), puesto que es este proceso la alcalinidad representa la fuente de carbono inorgánico para los microorganismos autótrofos (van Haandel y Marais, 1999). En numerosas ocasiones el agua residual no cuenta con suficiente alcalinidad para realizar una nitrificación completa. Esta falta de alcalinidad tiene dos efectos 1) las bacterias nitrificantes carecen de carbono inorgánico necesario para su metabolismo y 2) el pH de los reactores aerobios descienden hasta valores inferiores a 6. Para evitar esto, es necesaria la adición de una fuente externa de alcalinidad (bicarbonato sódico, Carbonato sódico, Carbonato de calcio, hidróxido sódico, lechada de cal, etc.). Si los sistemas de lodos activados nitrificantes forman parte de un sistema en el que existe una posterior etapa de denitrificación, se puede reducir el aporte de carbono externo, o eliminarlo si es el caso, mediante la recirculación desde la etapa de denitrificación hacia la etapa nitrificante, ya que el proceso de denitrificación produce 1 mol de CaCO3 por cada mol de NO3

- (Carrera, 2004). Temperatura: la temperatura ambiental puede afectar seriamente la actividad de los microorganismos, cada uno de los cuales tiene un rango óptimo de temperatura que lo caracteriza, en el que las células experimentan las mayores tasas de crecimiento y actividad enzimática. Igualmente, existe una temperatura mínima de crecimiento, por debajo de la cual son metabólicamente inactivos (Coyne, 2000). La eliminación biológica de nitrógeno está muy influenciada por la temperatura, especialmente sobre las velocidades de crecimiento de las bacterias (Carrera, 2004). Las temperaturas por debajo de la óptima tienen efectos más importantes sobre el crecimiento bacteriano que las superiores a aquella. Se ha podido comprobar

que las tasas se doblan por cada aumento de 10⁰C de la temperatura hasta alcanzar el valor óptimo (Metcalf &

Eddy, 2003). En la mayoría de reacciones en las que intervienen microorganismos, la velocidad de reacción aumenta con la temperatura, hasta aproximadamente 40°C, para descender de forma brusca (Sainz; 2005). Farabegoli et al. (2004) demostraron que la remoción de amoniaco del agua residual en sistemas de lecho sumergido, se ve afectada por la temperatura, obteniendo un 82 % de remoción de nitrógeno amoniacal durante el verano y un 32 % en invierno, inclusive teniendo que aumentar los tiempos de retención celular para esta época del año.

21

La influencia de la temperatura se manifiesta en la concentración de oxígeno disuelto susceptible de existir en el agua, ya que al aumentar la temperatura, disminuye la solubilidad de este elemento en el agua y en consecuencia, las cantidades disponibles. Igualmente en aquellos procesos biológicos que llevan asociado un proceso de sedimentación, la temperatura va a afectar de forma importante la velocidad de decantación de las partículas (Sainz; 2005). El proceso de nitrificación ocurre rápidamente a una temperatura entre 15 a 30 °C (Pacheco et al., 2002). Por debajo de 15°C se afecta este proceso y la reducción de N-NH4

+ es poco eficiente; sin embargo para temperaturas superiores a 20°C, su influencia es menor y se recupera la actividad de las bacterias nitrificantes (Komorowska et al., 2006). En la primera etapa de la nitrificación (nitritación) las BAO responsables del proceso, presentan una gran tolerancia a amplios rangos de temperatura (1 a 37 °C), mientras que las BNO encargadas de la segunda etapa (Nitratación) son más sensibles, principalmente a bajas temperaturas, situación por la cual en estas condiciones se puede acumular el nitrato (Pacheco et al., 2002). Las BAO presentan sus mayores tasas de crecimiento a temperaturas entre 28 y 37 °C, siendo 30 °C la temperatura óptima que favorece la oxidación de amonio a nitrito (Lin et al., 2009). El rango de temperatura para la denitrificación es de 5 a 75°C, por encima de 50°C la descomposición química del óxido nítrico puede ser significativa (Lin et al., 2009). Cuando la temperatura cae a 10 °C los rendimientos de la denitrifacion tambien descienden, situandose por debajo de 5%, deteniendose por completo la actividad denitrificante cuando la temperatura es menor a 5°C. La temperatura optima para la denitrifiacion es de 25 °C (Coyne, 2000). Oxígeno disuelto (OD): la concentración de oxígeno disuelto es una variable muy importante a controlar en el funcionamiento de los sistemas de tratamiento, pues su presencia o ausencia condiciona las actividades metabólicas de los organismos (Orozco, 2005). En general, todo proceso aerobio requiere una concentración de OD mayor a 0,5 mg/L. En un sistema de lodos activados la cantidad de oxigeno que se transfiere al agua residual, en el tanque de aireación, deber ser tal que pueda satisfacer la demanda ejercida por la masa microbiana existente, manteniendo un nivel remanente mayor a 2 mg/L (Ramalho, 1996; van Haandel y Marais, 1999). La velocidad de la nitrificación depende de la concentración de OD en el medio (Carrera, 2004). Aunque para que se produzca la nitrificación el medio debe ser aerobio, esta sigue ocurriendo incluso hasta alcanzarse concentraciones de 0,3 mg/L, punto en el cual la tasa de difusión de oxígeno a las bacterias alcanza su punto crítico (Pacheco et al., 2002). Debe tenerse en cuenta que el tamaño del floculo, las condiciones de carga del sistema y la temperatura, afectan la difusión y transferencia de oxígeno en el tanque de aireación del sistema de lodos activados. Concentraciones por debajo de 2 mg/L y tamaños de floculo mayor a 200 µm empiezan a ser limitantes en el proceso, viéndose afectada su eficiencia de transformación de nitrógeno (Carrera, 2004). La denitrificación es muy sensible a la presencia de OD, por la inhibición de la enzima oxido reductasa encargada de la reducción de N2O a N2. Debido a esto, es importante evitar la entrada de oxígeno al proceso denitrificante para evitar la liberación de N2O, gas de efecto invernadero (Cervantes et al., 2000). Es importante mantener la concentración de OD por debajo de 0,2 mg/L para garantizar las condiciones anóxicas requeridas por las bacterias denitrificantes (Lin et al., 2009). Sin embargo, según Bernat y Wojnowska-Baryla (2007) la tasa de denitrificación aumenta cuando la concentración de OD aumenta de 0,2 a 0,8 mg/L, mientras que Lin et al. (2009) argumentan que esta se reduce cuando el OD es mayor a 1,0 mg/L. Carbono: la presencia de altas concentraciones de materia orgánica disuelta puede inhibir de forma indirecta la nitrificación, debido a que favorece el desarrollo de microorganismos heterótrofos aerobios y facultativos sobre las bacterias nitrificantes, entrando a competir por el oxígeno disuelto disponible en el medio, teniendo

22

ventaja, en términos generales, las bacterias heterótrofas por presentar una mayor afinidad por el oxígeno que las bacterias nitrificantes (Painter, 1977). Para llevar a cabo el proceso de denitrificación se requieren 4,6 g DBO5/N-NO3

- reducido (López, 2009). El

proceso Anammox no requiere materia orgánica biodegradable para denitrificar debido a que las bacterias implicadas son quimiolitoautotróficas, es decir, obtienen el carbono para su crecimiento a partir del carbono inorgánico (López, 2009). Relación Carbono/Nitrógeno (C/N): los procesos de transformación de carbono y nitrógeno son fuertemente influenciados por la competencia que se establece entre las poblaciones autótrofas y heterótrofas. Esta competencia depende en gran medida de la relación C/N o DQO/N del efluente tratado. Cuanto mayor es la relación C/N menor es la capacidad nitrificante del sistema. La denitrificación también es influenciada por la relación C/N de afluente. Si esta relación es muy baja, puede que no se complete la reducción de nitrato a nitrógeno gaseoso por déficit de materia orgánica (Carrera, 2004). Con el incremento de la relación C/N entre 0,5 a 8 mg DQO/mg NAT la fracción de bacterias nitrificantes disminuye con relación a la población heterótrofa, siendo una relación de 5, la que permite el desarrollo de procesos combinados de oxidación de carbono y nitrificación (Ferrara y Ramírez, 2010). Para valores menores de 4 mg DQO/mg NAT se favorece el crecimiento de microorganismos nitrificantes y para valores menores a 0,7 mg DQO/mg NAT se puede considerar el proceso de lodos activados como exclusivamente nitrificante (Barajas, 2002; Zornoza, 2011). Para la denitrificación la relación C/N es expresada como mg DQO/mg N- NO3

- (Ferrara 2010). Esta relación

depende de la composición de la materia orgánica y en sistemas de lodos activados con nitrificación y denitrificación sin separación de biomasa, donde existe paso del licor mixto de la zona aerobia a la zona anóxica se requieren relaciones C/N entre un 30 a 50% superiores a la estequiométrica, para conseguir una completa denitrificación; esto debido a que el oxígeno que escapa hacia la zona anóxica provoca un consumo de DQO por oxidación de materia orgánica es esta zona (Mateju et al., 1992). Algunos autores (Grady et al., 1999) han encontrado que una relación mayor a 7 mg DQO/mg N- NO3

- permite

excelentes remociones de nitrato, incluso hay resultados que muestran que hasta con relaciones C/N de 25 se presenta actividad denitrificante con eficiencias de reducción del 85 % (Her y Huang, 1995); sin embargo relaciones C/N muy elevadas indican que la DQO está en exceso y por consiguiente los aceptores de electrones son insuficientes, resultando en un efluente con alta DQO y nitratos bajos (Ferrara 2010). En este sentido, la relación C/N se debe ajustar y monitorear para tener un proceso denitrificante eficiente, es decir, que se dé la remoción del nitrato y el remanente de materia orgánica sea aceptable. La denitrificación no es efectiva cuando la carga amoniacal es elevada, por la falta de materia orgánica biodegradable. De acuerdo con Helmer-Madhok et al. (2002) cuando el agua residual a tratar presenta una relación C/N baja (< 2,5 mg DQO/mg N- NO3

-) es necesario adicionar una fuente externa de materia orgánica

(metanol, etanol, glucosa, ácido acético, etc.) para desarrollar la nitrificación, de lo contrario el proceso no ocurre. Otra alternativa para adicionar materia orgánica es mediante la derivación de una parte del caudal

afluente al reactor o zona denitrificante del sistema. A partir de 4 mg DQO/mg N- NO3- la tasa de denitrificación

se favorece aumentando en un factor de 1,5 a 1,7 (Cervantes et al., 2000). Carrera (2004) sometió un agua residual con presencia de etanol como principal materia orgánica, a un proceso continuo de eliminación biológica de nutrientes y concluyó que la relación C/N necesaria para desnitrificar todo el nitrógeno afluente es de 6,9expresada como mg DQO/mg N- NO3

-.

Sustancias toxicas o inhibitorias: el proceso de nitrificación puede verse afectado por la presencia de tóxicos, del amoniaco libre (NH3) y del ácido nitroso (HNO2) (Anthonisen et al., 1976). Esta inhibición puede provocar diversos problemas; entre ellos el descenso de la velocidad de nitrificación, que produce un efluente con alto

23

contenido de nitrógeno amoniacal y nitrito e incluso, la pérdida total de la capacidad de nitrificación de los sistemas de tratamiento (Carrera, 2004). En cuanto a la denitrificación, el exceso de nitratos puede inhibir la formación de N2, ocasionando que el proceso se detenga en la formación de N2O, el cual es igualmente liberado a la atmosfera, pero se debe evitar por sus conocidos efectos ambientales al ser un gas de efecto invernadero. Unas de las alternativas para aumentar la tasa de denitrificación es ajustar parámetros tales como pH, temperatura, relación DQO/N-NO3 y concentración de biomasa, así como, considerar la aclimatación del lodo a altas concentraciones de nitratos (Breisha y Winter, 2010). Los microorganismos nitrificantes son muy sensibles a numerosas sustancias toxicas. Se pueden encontrar metales y compuestos inorgánicos: zinc, cobre, níquel, cianuro, cobre, cadmio, arsénico, cromo, mercurio y flúor. También se pueden encontrar sustancias orgánicas como: cloroformo, fenol, thiourea, hidracina, hexametilendiamina, etanol, etilendiamina, anilina, acetona y metanol. Sin embargo, aun cuando metales como el cobre, mercurio y cromo tienen efecto inhibitorio sobre las bacterias nitrificantes, esto solo ha sido probado en cultivos puros, reduciendo significativamente la posibilidad de inhibir el proceso en sistemas de tratamiento, pues se requiere aumentar su concentración de 10 a 100 veces. Por otro lado, se ha reportado que concentraciones no inhibitorias de cobre y mercurio cancelan el efecto de otros inhibidores orgánicos como la thiourea (Painter, 1977).

3.3 Sistema de lodos activados El sistema de lodos activados fue desarrollado en Inglaterra, en el año 1914 por Ardern y Lockett (Metcalf y Eddy, 2003) y está dirigido a transformar sustrato orgánico soluble o insoluble, en forma coloidal o suspendida, en sólidos biológicos floculentos que pueden ser asentados y de este modo, separados del agua, por medio de procesos convencionales de sedimentación (Orozco, 2005). El sistema de lodos activados se suele llevar a cabo utilizando un diagrama de flujo como el de la Figura 3.4. El material orgánico se introduce en un reactor aireado, donde se mantiene un cultivo microbiano aerobio en suspensión y un suministro de oxígeno constante. El contenido del reactor se conoce con el nombre de licor mixto, el cual a través de una recirculación de lodos, se garantiza una concentración constante de sólidos. En el reactor, el cultivo bacteriano lleva a cabo la conversión en concordancia general con la estequiometría de las ecuaciones 3.7 y 3.8 (Metcalf y Eddy, 2003).

Figura 3.4 Esquema del proceso de lodos activados, Q: caudal afluente, Qe: caudal efluente, Qw: caudal de purga, Qr: caudal de recirculación, X:

biomasa en el reactor, Xr: biomasa recirculada Xe: biomasa en efluente, Vr: volumen del

reactor, S: sustrato

Q, So

Qw, X

X, Vr, S

Qe, S, Xe

Qr, Xr, S

Reactor

Sedimentador

24

COHNS⏟ materiaorgánica

+ O2+ nutrientes bacterias→ CO2+ NH3+ C5H7NO2⏟

nueva célulasbacterianas

+ otros productos (3.7)

C5H7NO2⏟ Células

+5O2

bacterias→ 5CO2+ 2H2O+ NH3+ energia (3.8)

3.4 Estabilización por contacto El sistema de lodos activados aplicado al tratamiento del agua residual, a lo largo de los años ha sido sometido a modificaciones en busca de mejorar la eficiencia en cuanto a reducción de materia orgánica carbonácea y nutrientes (nitrógeno y fósforo), además de reducir los costos económicos derivados del proceso y espacio requerido para su instalación. La modalidad del sistema de lodos activados más ampliamente utilizada es la convencional, que consta de un tanque de aireación de mezcla completa, un sedimentador secundario y una línea de retorno de lodos hacia el tanque de aireación (Orozco y Salazar, 1985); en este sistema ocurre principalmente reducción de materia orgánica carbonácea y según sea el propósito, puede favorecerse la transformación de material nitrogenado (von Sperling, 1997), esto solo es posible en regiones de clima templado a través del control del tiempo de retención celular (TRC); pero en regiones de clima tropical la transformación de nitrógeno es inminente, principalmente por fenómenos de nitrificación favorecidos por las altas temperaturas, creando competencia por el oxígeno entre bacterias autótrofas y heterótrofas, que hacen que los procesos de reducción de materia orgánica y material nitrogenado se desarrollen parcialmente, resultando en una mala calidad del efluente (van Haandel y Marais, 1999). Debido a las limitaciones propias del proceso convencional, una de las modificaciones que se ha utilizado extensivamente es el proceso de estabilización por contacto (Benefield y Randall, 1981).Fue investigado por primera vez en Inglaterra por Coombs (1922) y más tarde en USA por Ulrich y Smith (1951). En la década de 1970, Jenkins y Orhon (1972) estudiaron el diseño y el mecanismo del proceso de estabilización por contacto relativo con la reducción de DBO5 y SST. Gujer y Jenkins (1975a) desarrollaron y verificaron el modelo del proceso de estabilización por contacto mediante la determinación de la utilización de oxígeno, la producción de lodos y la eficiencia del proceso en la reducción de materia orgánica carbonácea. El sistema de estabilización por contacto se basa en la capacidad de bioadsorción del floc biológico. Esta capacidad de bioadsorción está asociada con la utilización de ligandos o grupos funcionales situados en el exterior de la superficie celular, para capturar los compuestos contaminantes presentes en el agua residual (Rodas y Brand, 2011). En esta modalidad los lodos biológicamente activos se ponen en contacto con el agua residual entre 15 y30 minutos, tiempo durante el cual los lodos activos absorben y adsorben un gran porcentaje de la materia orgánica suspendida, coloidal y disuelta. Luego, la mezcla fluye a un sedimentador donde se separan los lodos y se recirculan a un reactor de estabilización en el que se regeneran por aireación (Giraldo y Restrepo, 2003). La Figura 3.5 muestra un esquema del proceso de lodos activados en la modalidad de estabilización por contacto.

25

Afluente

Reactor de contacto (RC) Sedimentador

Efluente

Reactor de estabilización (RE)

Exceso de lodos

3.4.1 Variables de operación y control Las variables de operación y control utilizadas en un sistema de lodos activados se enumeran a continuación: Tiempo de retención hidráulico (TRH): es el tiempo promedio que un volumen elemental de agua residual permanece en un tanque, desde la entrada hasta la salida. El TRH en el reactor es de gran importancia, pues define el tiempo promedio durante el cual el sustrato orgánico está sometido a tratamiento (Orozco, 2005). El TRH se calcula mediante la ecuación 3.9:

TRH= V

Q

(h o d) (3.9)

Dónde: V: volumen Q: caudal

El TRH es uno de los parámetros más importantes en el sistema de lodos activados, determina el tiempo en que el agua residual es sometida al tratamiento y tiene influencia directa sobre el desempeño del sistema. Un TRH muy bajo no permite el contacto suficiente entre el agua residual y la masa de lodo, resultando en una deficiente adsorción (principal mecanismo de remoción en este tipo de sistemas) y un efluente de mala calidad (Metcalf y Eddy, 2003); mientras que con TRH elevados disminuye la capacidad de adsorción y sedimentabilidad del lodo al inhibir la producción de sustancias poliméricas extracelulares (SPE) (viero y Sant’anna, 2008). En sistemas de estabilización por contacto, en conjunto RE y RC deben suministrar el tiempo necesario para que ocurra adecuada adsorción del material orgánico y su metabolización hasta que el lodo este estabilizado. Razón por la cual el TRH es la suma del tiempo de retención hidráulico en el reactor de contacto (TRHRC) o periodo en el cual el agua residual entra en contacto con el lodo recirculado y es adsorbido el material orgánico, y el tiempo de retención hidráulico en el reactor de estabilización (TRHRE) donde el material absorbido es metabolizado y el lodo es nuevamente activo. El TRHRC oscila entre 30 y 90 min, mientras que en el reactor de estabilización TRHRE está entre 3 y 8 h (Sarioğlu et al., 2003). Eckenfelder (1986) sugiere que un TRHRC entre

Figura 3.5 Esquema del proceso de lodos activados en la modalidad de estabilización por contacto,

Q: caudal afluente, QE: caudal efluente, QW: caudal de purga, QR: caudal de recirculación, X: biomasa en el reactor, XR: biomasa recirculada XE: biomasa en efluente, VR: volumen del

reactor, S: sustrato, R: fracción de recirculación de lodo

VRE, SRE, XRE

VRC, SRC,

XRC

QE,

SE, XE

XR, SR,

QR

Q (1+R) Q, So

QW, XW

SRC, XRC

Q (1+R)

26

5 y 20 min es suficiente para adsorber el 90% de la DBO5 soluble en agua residual con predominancia de este tipo de material orgánico; mientras que valores por encima de 40 minutos no tienen mayor influencia sobre la reducción de DQO. La escogencia del tiempo de retención hidráulico, especialmente el TRHRE es de vital importancia para el buen desempeño del sistema, ya que según Ramalho (1996) una vez se alcanza el tiempo requerido para metabolizar el sustrato por parte del floc biológico, este entra en fase endógena, es decir, se produce una degradación del lodo de tal forma que cuando es dirigido a RC no es adecuado para llevar a cabo la adsorción. Tiempo de retención celular (θcó TRC): tiempo en que las partículas de biomasa permanecen en el reactor antes de ser retiradas. Se puede definir en función del volumen empleado (Ecuación 3.10) o a partir de volumen total del sistema (Ecuación 3.11). Para sistemas de estabilización por contacto, el TRC se calcula teniendo en cuenta la biomasa presente en el reactor de contacto (RC) y en el reactor de estabilización (RE) (Ecuación 3.12) (Orozco, 2005).

θc= VrX

QwXw + QeXe

(3.10)

θct= VtXt

QwXw + QeXe

(3.11)

θc= VRCXRC+VREXRE

QwXw+(Q-Qw)Xe

(3.12)

Dónde: Vr: Volumen reactor Vt: Volumen total del sistema X: Concentración de SSVLM en el reactor Xw: Concentración de SSVLM en el efluente Qw: Caudal de lodo purgado Qe: Caudal de efluente tratado VRC, VRE: Volumen del reactor de contacto y de estabilización respectivamente XRC, XRE: Concentración de SSVLM en el reactor de contacto y de estabilización respectivamente Xe: Concentración de SSVLM en el lodo purgado Xt: Biomasa total en el sistema El TRC es uno de los parámetros de diseño y operación más importantes en el sistema de lodos activados, determina en gran parte la bioquimica del proceso, al depender de este el tipo de microorganismos presentes en el reactor (von Sperling, 2007), además, determina su volumen, la producción de lodos, requerimientos energeticos asociados a la aireación y disponibilidad de alimento, por lo que se le considera tambien como un parámetro nutricional (Metcalf y Eddy, 2003). Los valores recomendados se encuentran entre 4 y 15 días, favoreciendose con valores mayores a 10 días la capacidad de nitrificación del sistema (Bolzonella et al., 2005). Al aumentar el TRC aumenta el número de especies que pueden interactuar, enriqueciendo las posibilidades de mejorar la capacidad del sistema para eliminar diversos compuestos contaminantes, entre ellos el nitrógeno (González et al., 2002). El TRC se controla a traves de la purga de lodos de exceso en la linea de recirculacion de lodos (control por flujo de sólidos) o directamente del reactor de estabilización (control hidráulico).

27

Figueroa y Quintero (1994) evaluaron en una planta de estabilización por contacto a escala piloto la influencia del tiempo de retención en la eficiencia de reducción de carga orgánica, tratando ARD de la ciudad de Cali. Obtuvieron los mejores resultados operando el sistema con TRC promedio de 6 d y relación A/M de 0,57 kg DBO5∙(kg SSVLM∙d)-1, reportando eficiencias de reducción de DQO y SST de 81 y 83 % respectivamente. Zornosa et al. (2011) evaluaron un proceso de lodos activados a escala real en cuanto a la eficiencia de la nitrificación. La temperatura osciló entre 14 y 29 °C sin influencia significativa en la eficiencia del proceso, que se atribuyó al adecuado TRC con que se operó la planta, ya que variaciones en la temperatura afectan significativamente el crecimiento de las bacterias nitrificantes y se hace necesario ajustar el TRC para garantizar su desarrollo (Gerardi, 2002). De acuerdo con los resultados se encontró que TRC elevados favorecen el desarrollo de la nitrificación, ya que el crecimiento de las bacterias autótrofas es muy inferior al de las heterótrofas y se requiere hasta del doble del TRC para alcanzar un grado importante de nitrificación, que el necesario para la reducción de materia orgánica carbonácea. En el sistema se obtuvieron remociones de Ntotal alrededor del 80% con TRC de 11,2 d. Según Rusten et al. (1998) citado por Martínez et al. (2002) el TRC necesario para lograr un desarrollo efectivo de bacterias nitrificantes y lograr concentraciones en el efluente inferiores a 2,0 mg∙L-1 de nitrógeno amoniacal, se encuentra entre 12 y 13 d. También indican que el crecimiento de las bacterias nitrificantes se inhibe con TRC inferiores a 6 d. Relación alimento/microorganismos (A/M o F/M): la relación A/M se puede definir como la cantidad de sustrato por unidad de biomasa que reciben diariamente los microorganismos (Ecuación 3.13) (Orozco, 2005). Este parámetro junto con la carga orgánica volumétrica (COV) determinan la carga neta aplicada al sistema (Orozco y Salazar, 1987).

F M⁄ = S

(TRH).X (kgDBO5∙(kgSSVLM∙d)-1) (3.13)

Donde: S: Concentración de DBO o DQO TRH: Tiempo de retención hidráulico

X: Concentración de SSV en el reactor

La relación A/M normalmente se encuentra entre 0,05 y 1,5 kgDQO∙(kgSSVLM∙d)-1que se utiliza principalmente en reactores de medio suspendido y es útil para dimensionar el tamaño del reactor (Orozco, 2005). Este parámetro afecta las características de sedimentabilidad del lodo, puesto que altas cargas orgánicas producen microorganismos con altos requerimientos energéticos y por tanto, un flujo disperso de baja floculación. Para el tratamiento de agua residual, el valor óptimo de la relación A/M se encuentra comprendido entre 0,3 y 0,6 kgDBO5∙(kgSSVLM∙d)-1. Para relaciones A/M inferiores a 0,3 la cantidad de alimento (sustrato) presente en el sistema es insuficiente para mantener el crecimiento de los microorganismos, por lo que se ven obligados a vivir bajo respiración endógena. Para relaciones A/M superiores a 0,6 hay un predominio de microorganismos de naturaleza filamentosa que no sedimentan bien, permaneciendo en suspensión casi continuamente (Ramalho, 1996). La COV aplicable a los sistemas de tratamiento, generalmente se basa en experiencia en el tratamiento de agua residual doméstica; para el sistema de lodos activados convencional su valor oscila entre 0,32 y 0,64, mientras que para estabilización por contacto está entre 0,96 y 1,2 kg DBO5∙(m3∙d)-1(Metcalf y Eddy, 2003). Existe una relación directa entre TRC y A/M y su influencia sobre la microbiología y el ambiente del reactor es similar, aunque su valor es inverso, es decir, grandes A/M corresponden a bajos TRC y viceversa.

28

Anteriormente, este parámetro fue utilizado para el control del sistema de lodos activados, pero se corre el riesgo de no acertar con la carga deseada debido a que es poco sensible, esto es, variaciones importantes de A/M producen cambios pequeños en la concentración de sustrato (S) y en la concentración de sólidos en el reactor (X); por lo que se prefiere utilizar el TRC que es más sensible y fácil de operar (Orozco, 2005).

Martínez et al. (2002) al determinar el desempeño de un reactor de lecho móvil utilizando un material poroso (espuma de poliuretano) como medio de soporte para el crecimiento de biopelícula, operado de manera discontinua (SBR), encontraron que el TRC disminuye inversamente proporcional con la carga y el comportamiento de la remoción de nitrógeno amoniacal sigue un comportamiento similar al del TRC. Con la carga más baja (3,0 g DQO∙(m3∙día)-1) se obtuvo una remoción del 87 % y con la más alta (21 g DQO∙(m2∙día)-

1) únicamente de 4 %. Estos resultados se debieron a que: 1) al aumentar la concentración de nitrógeno amoniacal, aumenta la actividad de las bacterias nitrificantes, ya que aumenta su fuente de alimento; 2) al aumentar la carga orgánica se reduce el TRC y a su vez, la capacidad de las bacterias nitrificantes para desarrollarse en el medio. Finalmente, los autores concluyen que el material de soporte utilizado es eficiente para remover nitrógeno amoniacal cuando se opera con cargas orgánicas inferiores a 6,0 g DQO∙(m3∙día)-1, lo cual equivale a un TRC de 5 d. Concentración de sólidos en el licor mixto: como en el tanque de aireación de un sistema de lodos activados se trabaja bajo condiciones de mezcla completa, los sólidos en suspensión corresponden a SSLM (sólidos suspendidos en el licor mixto), el cual contiene tanto material inerte como activo, siendo este último denominado como SSVLM (sólidos suspendidos volátiles en el licor mixto) que representan aproximadamente el 80% de los SSLM (Ramalho, 1996). Los sistemas de lodos activados operan en un amplio rango de concentración de SSVLM que varía comúnmente entre 1.000 y 10.000 mg∙L-1 (Metcalf y Eddy, 2003) aunque se ha encontrado que el valor límite para que ocurran procesos de biofloculación es de 500 mg∙L-1 (Grady et al., 1999). Para sistemas de estabilización por contacto se recomiendan valores entre 1.000 y 3.000 mg∙L-1 para RC y para RE entre 4.000 y 10.000 mg∙L-1 (Grady et al., 1999; Metcalf y Eddy, 2003; von Sperling, 2007). Mardani et al. (2011) encontraron que los coeficientes cinéticos para el sistema de estabilización por contacto, al igual que la producción de lodos, varían considerablemente de forma inversa con el incremento de los SSVLM. El coeficiente de crecimiento (Y) disminuyó de 0,713 a 0,632 mg SSV∙(mg DQO)-1 cuando la concentración de SSVLM en RC pasó de 2.000 a 3.000 mg∙L-1.

Índice volumétrico de lodos (IVL): se define como el volumen (en mL) de lodos asentados en un cilindro graduado de 1L durante 30 min, dividido por los sólidos suspendidos totales del licor mixto SSLM y multiplicado por 1.000 (Ecuación 3.14) (Orozco, 2005):

IVL=1.000Va

SSLM (mL∙g-1) (3.14)

Donde: Va: Volumen sentado en mL SSLM: Solidos suspendidos totales en el licor mixto Algunos investigadores consideran que un IVL entre 50 mL∙g-1 y 150 mL∙g-1 es indicador de un lodo de buena sedimentabilidad. Por lo general, se considera que un IVL de 100 mL∙g-1 debe ser lo máximo permitido. Un lodo con IVL creciente, mayor de 200 mL∙g-1, presenta una tendencia al esponjamiento (Ramalho, 1996; Orozco, 2005; von Sperling, 2007).

29

El IVL es utilizado ampliamente como parámetro de operación en sistemas de lodos activados, por su rapidez y sencillez, pero su utilidad para cuantificar la sedimentabilidad del lodo es limitada. Su principal defecto es que su valor depende de la concentración inicial de SSLM (van Haandel y Marais, 1999). En la Tabla 3.4 se muestran algunos valores típicos de variables operacionales y de control, para un sistema convencional de lodos activados y para la modalidad de estabilización por contacto.

Tabla 3.4 Variables operacionales y de control para lodos activados

Tipo de proceso

θC (d)

FM⁄ (

DBO5

KgSSVLM∙d) TRH (h)

SSVLM (mg∙L-1)

R (%) η

(%)

Convencional 4-15

0,2-0,4 4-8 1.500-3.000

0,25-0., 85-95

Estabilización por contacto

4-15

0,2-0,6 - - 0,25-1,0 -

-reactor de contacto

- - 0,5-1,0 1.000-3.000

- 80-90

-reactor de estabilización

- - 4-6 4.000-10.000

- -

θC: Tiempo de retención celular; F M⁄ : relación alimento-microorganismos; TRH: tiempo de retención hidráulico; SSVLM:

sólidos suspendidos volátiles en el licor mixto; R (%): tasa de recirculación; η (%): eficiencia

Fuente: Metcalf y Eddy(2003);Valdez y Vázques (2003); Orozco(2005)

3.4.2 Reducción de materia orgánica carbonácea y nitrógeno en sistemas de estabilización por contacto

Gujer y Jenkins (1975a) desarrollaron las bases del modelo matemático para el sistema de estabilización por contacto a partir del balance de masa del oxigeno equivalente. Evaluaron a escala piloto un sistema de lodos activados en la modalidad de estabilización por contacto en la ciudad de Richmond-California, para tiempos de retencion celular de 8 y 15 d y temperaturas de 11 y 21°C.Los autoresencontraron que para 11°C se presentan concentraciones de sólidos en el efluente mayores a 25 mg∙L-1 y baja influencia del procentaje de recirculación en la eficiencia de reducción de DQO; mientras que para 21°C los sólidos en el efluente fueron menores a 25 mg∙L-1. Estos resultados muestran la influencia de la temperatura y la carga del sistema en la producción de lodo, debido a que la temperatura ejerce un efecto directo sobre la actividad biológica de los microorganismos y composición del lodo. Los mismos autores (Gujer y Jenkins, 1975b) también desarrollaron un modelo para la nitrificación en la modalidad de estabilización por contacto, encontrando unaeficiencia de nitrificación entre el 44 y 77% para temperaturas entre 11 y 21°C. Alexander et al. (1979) investigaron el proceso de estabilización por contacto mediante la incorporación del modelo cinético general propuesto para lodos activados, con la modificación de dos parámetros del modelo convencional (cambio de la constante cinética de utilización de sustrato y el supuesto de que una parte de la DQO no es absorbida y escapa con el efluente); evidenciando para tiempos de retención celular entre 6 y 10 d porcentajes de reducción de NTK del 73 y 74%, concentraciones de N-NO3

- de 27 y 23 mg∙L-1 y eficiencias de reducción de DQO de 82 y 87%respectivamente, mostrando la incidencia de los procesos de nitrificación en el sistema. Hao y Huang (1996) estudiaron el desempeño del proceso de lodos activados mediante la combinacion de fases aerobia/anoxica (A/A) bajo condiciones normales de operación, para la remoción de nitrógeno. El rendimiento del proceso fue evaluado con tiempos de retención celular entre 7 y 20 d, encontrando una

30

reducción del nitrogeno total del 72 al 83 % con una fraccion aerobia del 50 %. La inclusión de periodos anóxicos resultóser una alternativa prometedora para el control del pH durante la digestión a través de la respiración del nitrato, ya que la nitrificación que toma lugar durante la fase aerobia es un proceso acidificante (Dongen, et al., 2001; Al-Ghusain, et al., 2002). Pavón et al. (2003) estudiaron las causas y el control del esponjamiento de lodos en el proceso de lodos activados de una planta de tratamiento de agua residual industrial (PTARI) que trata agua residual de tres empresas de alimentos ubicadas en la zona industrial de Toluca-Lerma; municipio localizado al oeste del Estado de México. En su estudio identificaron abundante presencia de organismos filamentosos principalmente Microthrix Parvicella, en el tanque de aireación y en la recirculación del licor mixto. Se concluye que los problemas de esponjamiento fueron asociados a este microorganismo y que las condiciones operacionales de la planta, principalmente el alto tiempo de retención celular y baja concentración de oxígeno disuelto favorecen su crecimiento. Efectuando cambios en los parámetros de operación se minimizó el crecimiento de M. Parvicella y con ello el efecto bulking. McClendon (2003) estudió a escala de laboratorio el efecto del TRC y la temperatura en el rendimiento del sistema de lodos activados. Evaluó cuatro reactores operando a tiempos de retención celular de 20, 10, 5 y 2 d y temperaturas de 7, 12 y 22°C, fueron alimentados con agua residual municipal captada después de la clarificación primaria de la planta de tratamiento de agua residual Kuwahee en Knoxville, TN. Los resultados indicaron que el rendimiento de la reducción de materia orgánica carbonácea mejora con el aumento del TRC, sin embargo fue más eficiente a 12 °C; la nitrificación se alcanzó con éxito en este sistema a temperaturas de hasta 12°C y un TRC de 5 d o más. El autor concluyó que un TRC de 5 d y una temperatura de proceso de 12°C son necesarios para lograr una reducción efectiva de materia orgánica carbonácea, buena sedimentabilidad y nitrificación. Al-Sa´ed y Zimmo (2004) evaluaron en términos de reducción de DQO y de eliminación de N el desempeño de la modalidad de estabilización por contacto tratando agua residual con DQO 488 mg∙L-1, SST 300 mg∙.L-1 y N-NH4

+ 58 mg∙L-1en la planta de tratamiento del campus de la Universidad de Birzeit en Palestina. Encontraron que esta modalidad puede presentar eficiencias de reducción de DQO del 85%, simultáneamente con eficiencias en los procesos de nitrificación y denitrificación del 70 y 42% respectivamente. Vásquez et al. (2010) evaluaron el desempeño del proceso de estabilización por contacto para el tratamiento del agua residual doméstica de Cali, Colombia; el cual fue evaluado a escala piloto tratando el agua residual afluente a la Planta de tratamiento de agua residual de Cañaveralejo (PTAR-C). Se estudiaron rangos de TRH entre 0,84 y 1,66 h en RC y entre 2,56 y 4,65 h en RE; encontrando que con un TRH de 0,84 h en RC, 4,11 h en RE y con una tasa de recirculación del 40% se obtuvo el mejor desempeño en términos de carga orgánica eliminada (14,05 kgDQO∙d-1) y eficiencias de reducción de DQO, DBO5 y SST de 86, 87 y 82% respectivamente. Adicionalmente, se evidenció que el tiempo de retención celular tuvo gran influencia en la respuesta del sistema, principalmente en la flotación del lodo en el sedimentador secundario y que de su control depende el correcto desarrollo de los procesos biológicos, para la reducción de materia orgánica. Así, se concluyó que para garantizar este desempeño se deben mantener valores promedio de TRC de 6 d. Di Trapani et al. (2010) en una planta de tratamiento en Palermo (Italia), compararon bajo las mismas condiciones operacionales, el proceso convencional de lodos activados con un proceso híbrido, el cual contiene biomasa adherida y en suspensión, generalmente conocido como proceso IFAS “Integrated Fixed Activated Sludge”; evidenciando una capacidad superior del proceso híbrido, referida a la reducción de materia orgánica carbonácea y nitrógeno, además, resultó ser una tecnología eficaz para la optimización de PTAR´s sobrecargadas. García y Varela (2011) destacan las bondades de este proceso en cuanto a la posibilidad de ampliar las plantas sin tener que recurrir a más terrenos, la flexibilidad de poder aumentar la capacidad de la planta aumentando únicamente la cantidad de material de soporte, y además mejora la calidad del agua al mejorar la sedimentabilidad del lodo.

31

Di Trapani et al. (2011) realizaron un estudio a escala piloto en el Departamento de Ingeniería Hidráulica y Ambiental de la Universidad Noruega de Ciencia y Tecnología en Trondheim, en el cual pusieron a prueba el mismo proceso híbrido de lodos activados; esta vez con la finalidad de evaluar su desempeño en cuanto a la capacidad de nitrificación cuando se opera con una concentración relativamente baja de SSLM y bajo TRC (5,7 d). Los resultados mostraron que la inclusión de medios de soporte para la formación de biopelícula, mejora el desempeño de la nitrificación, con bajo tiempo de retención celular, inclusive con bajas temperaturas y sin la necesidad de volumenes adicionales. Kim et al. (2011) investigaron el efecto del tiempo de retencion celular y la tasa de recirculación (r) en la eficiencia de reducción de nitrogeno total (Ntotal) del proceso de lodos activados. Evaluaron 15 y 20 d de TRC con concentración de SSLM de 1.800 y 2.000mg∙L-1respectivamente; encontrando que un TRC de 20 d contribuye al aumento de las bacterias nitrificantes y soporta su dominio en el sistema, resultando en un mejor rendimiento en el proceso de nitrificación que se traduce en una mayor reducción de N total.

3.5 Sistemas con crecimiento adherido y sistemas híbridos para el tratamiento de agua residual Desde los 80´s se desarrolló un nuevo proceso alternativo para el tratamiento biológico del agua residual en reactores de lecho sumergido, el cual consiste en introducir un material de soporte para el crecimiento de los microorganismos, formando una biopelícula en la superficie e intersticios del material. Estos sistemas presentan una ventaja frente a los de lodos activados convencionales, en cuanto a los requerimientos de área, pues se pueden reducir los requerimientos de área hasta en un 35 % produciendo un agua tratada de alta calidad (Metcalf y Eddy, 2003). Generalmente, los medios de soporte son hechos en materiales sintéticos (polietileno, polipropileno, poliuretano, cloruro de polivinilo o PVC, con área específica de 100 a 300 m2/m3) con los cuales se obtiene una buena formación de biopelícula y se obtienen altas remociones (Schlege y Koeser, 2007). Martínez et al. (2002) lograron alcanzar remociones de hasta el 87% de nitrógeno amoniacal utilizando como medio de soporte poliuretano sumergido en un reactor de lecho móvil, operando de manera discontinua (SBR). El poliuretano presentó un mejor desempeño frente a otros materiales como el P.E.T. triturado, Poliestireno (PS) en perlas y la gravilla, debido a su alto porcentaje de vacíos que permite una mayor área para la adherencia de la biopelícula (Cervera y Tavera, 2006), además, presenta resistencia a temperaturas extremas de hasta 110°C, es elástico, de bajo peso y no es tóxico para los microorganismos (Gregorí et al., 2008; Méndez y Bolívar, 2009). Los estudios sobre el tratamiento de agua residual utilizando sistemas de lecho fijo han mostrado grandes ventajas frente a sistemas convencionales de crecimiento suspendido, siendo su principal atractivo la posibilidad de remoción simultánea de nitrógeno y carbono. El comportamiento del sistema depende del tipo de actividad microbiana y concentración de biomasa en el medio de soporte (Rusten et al., 1998). Algunos estudio han demostrado que cuando la concentración de biomasa en los reactores es alta, se puede alcanzar una eficiente remoción de N-NH4

+ sin afectar la calidad del efluente en cuanto a sólidos en suspensión, inclusive se pueden obtener concentraciones de solo 10 mg SST/L en el efluente (Yu Lui, 1997). Garzón (2005) en un estudio sobre el tratamiento de agua residual para la remoción de nitrógeno utilizando sistemas no convencionales con biomasa adherida, encontró que incluso bajo condiciones aerobias del medio, una fracción del nitrógeno se pierde mientras se lleva a cabo la nitrificación; dando a conocer que en los sistemas ocurrieron tres eventos que explican este comportamiento: 1) nitrificación y denitrificación simultanea 2) denitrificación por microrganismos autótrofos y heterótrofos y 3) co-respiración de NOx

- y de O2, concluyendo que los sistemas no convencionales de biomasa adherida presentan un gran potencial para optimizar los proceso biológicos conocidos en los sistemas de tratamiento y además, ofrece la posibilidad de desarrollar otros. De igual manera, Ferrara (2010) al comparar los valores de nitrógeno total Kjeldahl (NTK) removido con

32

el nitrato producido, en un sistema de tratamiento biológico constituido por dos reactores de carga secuencial conectados en serie: un reactor de biopelícula (RCSB) acoplado a un reactor de crecimiento suspendido (RCS), observó que en el RCSB la remoción de NTK fue mayor a la producción de nitrato, indicando que una parte del NTK transformado fue asimilado por la biomasa o que sufrió denitrificación y pasó a nitrógeno gaseoso, fundamento que ha sido utilizado por diferentes autores como Grady et al. (1999); Metcalf y Eddy(2003) y por Cuevas y Tejero (2004); mostrando que en los sistemas con crecimiento adherido, la nitrificación y denitrificación pueden ocurrir de manera simultánea, al desarrollarse al interior de la biopelícula condiciones aerobias y anóxicas. En este estudio dicha perdida de nitrógeno constituyó un 31 % del total removido (Ferrara, 2010). Gutiérrez (2009) evaluó un reactor biológico de crecimiento adherido de tres zonas, aerobia, anóxica y anaerobia con un volumen útil de 14 L, empacado con cintas de polietileno sumergidas con un área específica de 1.090 m2/m3 y tratando agua residual municipal; con el objetivo de determinar la remoción de materia orgánica, nitrógeno y fosforo. Se alcanzaron remociones de carbono, nitrógeno amoniacal y fosforo del 61, 71 y 39% respectivamente, con un promedio de carga orgánica de 2,91 kg DQO∙(m3∙día)-1. En el estudio se concluyó que el uso de lechos sumergidos con cintas de polietileno y la inclusión de zonas aerobia, anaerobia y anóxica, le proporcionan a los sistemas una mayor capacidad para la remoción de nutrientes y materia orgánica, en comparación con los sistemas convencionales. Los sistemas de crecimiento adherido pueden ser acoplados a aquellos que mantienen su biomasa en suspensión, formando así los sistemas híbridos. 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). Justamente, los procesos biológicos híbridos se han desarrollado para mejorar el rendimiento de los sistemas de lodos activados convencionales, proporcionando mayor estabilidad al enriquecer las poblaciones microbianas, haciendo los sistemas menos vulnerables a cambios bruscos en las condiciones de operación, además, mejoran la reducción de DQO y la decantación de sólidos y elimina el crecimiento excesivo de microorganismos filamentosos (El-Fadel et al., 2002). Adicionalmente, el uso de materiales de soporte en unidades de tratamiento de agua residual, permite crear microambientes dentro de un mismo reactor, lo que favorece el crecimiento de diferentes tipos de bacterias en distintas zonas, favoreciendo una diversa actividad metabólica que facilita la eliminación conjunta de carbono y nitrógeno (Gebara, 1999). Lo et al. (2010) compararon la influencia del tipo de crecimiento sobre la transformación de nitrógeno y emisiones de N2O. Pusieron a prueba un rector SBR de crecimiento adherido, uno con crecimiento suspendido y un sistema híbrido alimentados con agua residual sintética de similares características. Los resultados mostraron que el sistema hibrido presenta una mayor facilidad para llevar a cabo procesos de nitrificación y denitrificación simultaneas. Se encontró que en el sistema híbrido, la nitrificación se produjo principalmente en el crecimiento suspendido y la denitrificación 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 denitrificación simultánea.

33

4 METODOLOGÍA

4.1 Descripción general El estudio se llevó a cabo en las instalaciones de la Planta de Tratamiento de Agua Residual Doméstica – Aguas del Sur (PTAR – A.S) ubicada en la ciudad de Cali, Colombia, de la cual se derivó una parte del caudal para el funcionamiento del sistema. El sistema se evaluó por un periodo de 16 meses, espacio durante el cual se variaron 3 tiempos de retención celular. La Figura 4.1 muestra en detalle su localización.

4.2 Unidad experimental El estudio se llevó a cabo en un sistema a escala piloto de una modificación del proceso de estabilización por contacto en donde se incluyeron dos Etapas: una para la reducción de materia orgánica carbonácea (Etapa 1) y otra para la transformación de nitrógeno (Etapa 2). Este sistema consta de dos reactores de contacto (RC1 y RC2), dos sedimentadores secundarios (SS1 y SS2) y un reactor de estabilización (RE) dividido en 4 zonas (RE1, RE2, RE3 y RE4). La Figura 4.2 y la Figura 4.3 muestran las unidades de la configuración utilizada.

Figura 4.1 Localización del área experimental (Adaptado de UMATA (2005); Google Maps)

34

a. b.

Figura 4.2a RE, parte superior y RC1; y b SS1

a. b.

Figura 4.3a RC2; y b SS2 Las unidades fueron construidas en fibra de vidrio recubiertas en poliéster con conexiones en tubería de PVC de 1/2”. El bombeo de agua residual y la recirculación de lodos se realizaron mediante bombas peristálticas (ver Figura 4.4) y mangueras plásticas de 3/4”. Para la aireación de RC1, RC2, RE1 y RE4 se empleó un soplador regenerativo GF-120 de 12 salidas, con difusores de aire conectados mediante mangueras de diámetro de 1/16” (ver Figura 4.5 ). En la Tabla 4.1 se presentan las dimensiones de las unidades antes descritas.

Tabla 4.1 Dimensiones de las unidades

Unidades RC1 RC2 RE SS1 SS2

Dimensiones(m) Largo (L) Ancho (A) Altura (H)

L: 0,40 H: 0,35 A: 0,20

L: 0,51 H: 0,65 A: 0,25

L: 0,77 H: 0,65 A: 0,40

L: 0,51 H: 0,50

35

Figura 4.4 Bombas peristálticas

Figura 4.5 Izquierda: soplador regenerativo. Derecha: difusores de CPVC ½”

Para la protección del sistema de las condiciones ambientales se construyó en un área aproximada de 15 m2una estructura en forma de herradura mediante tubos de PVC de 1”, plástico con filtro solar, estibas, vigas de madera, cabuya y varillas de hierro. La Figura 4.6 presenta una etapa intermedia de la construcción de la estructura y en la Figura 4.7 se muestra ya terminada.

Figura 4.6 Construcción de la estructura para la protección del sistema y equipos

36

Figura 4.7 Estructura terminada

El funcionamiento del tratamiento evaluado consistió en el paso del afluente (agua residual) inicialmente por un tratamiento preliminar, utilizando una rejilla con un espaciamiento entre barras de ± 1 cm para la remoción de sólidos gruesos que pueden interferir en el desempeño del sistema biológico; seguido de esto se utilizó un tanque de almacenamiento que sirvió como unidad de sedimentación primaria. Posteriormente, se dispuso el ingreso del agua residual al sistema que se dividió en dos etapas. La Etapa 1 conformada por RC1, SS1, RE1 y RE2 tenía como principal objetivo la adsorción y metabolización de la materia orgánica carbonácea. Parte del licor mixto presente en RE1 se recirculó hacia RC1 y otra parte era purgado del sistema para ejercer control en la edad del lodo biológico. En la Etapa 2, conformada por RC2, SS2 y RE3 y RE4 se favorecieron condiciones para la transformación del nitrógeno presente en el agua residual. Esta etapa presentó una particularidad relacionada con una zona de crecimiento adherido, ubicada en RE3 y conformada por 223 cubos de espuma de poliuretano de dimensiones 2x2x1,6 cm y 305 espumas con dimensiones 2x2x2 cm para un total de 528. El agua residual utilizada en el estudio se categorizó como diluida, y fue conducida mediante un sifón hidráulico desde la cámara de llegada del tanque de aireación de la PTAR – A.S hasta el tanque de alimentación ubicado en la zona de experimentación. Esta conducción se realizó en tubería de PVC de 2”, a la cual se le instaló una válvula de ventosa para reducir la acumulación de aire, y así mantener ARD fresca la mayoría del tiempo. El tanque de alimentación permitió suplir ARD al sistema experimental en situaciones en que por adversidades técnico-operativas en la PTAR – A.S se impedía el flujo al tanque de aireación (Figura 4.8).

Figura 4.8 Tanque de alimentación de ARD del sistema piloto

37

4.3 Arranque El arranque del sistema de estabilización por contacto modificado se realizó en tres fases:

1. Inoculación, arranque y puesta en marcha de la Etapa 1 e inoculación del reactor de contacto 2 (RC2) y operación en batch de esta unidad. Esta primera fase del proceso estuvo marcada por diversos inconvenientes operacionales que obligaron a reinocular el sistema más de una vez. Alcanzar la condición plena de la primera etapa del sistema requirió cerca de 6 semanas. La Figura 4.9 muestra el esquema correspondiente a la Etapa 1 que luego de inocularse exitosamente fue operado durante 4 semanas, también se observa el esquema de RC2, el cual fue operado en batch durante 4 semanas hasta el siguiente acople o fase.

Figura 4.9 Arranque de la Etapa 1 y operación en batch de RC2

2. Arranque de RC2 y SS2 como un sistema convencional de lodos activados (Figura 4.10), acople de Etapa 1 con Etapa 2 incluyendo RE2 (Figura 4.11).

38

Figura 4.10 Arranque ETN.

La Figura 4.10 muestra un acople intermedio de la Etapa 2, el cual se asemeja a un sistema convencional de lodos activados. Este esquema de flujo se operó cerca de 2 semanas con el fin de garantizar la adecuación hidráulica de la biomasa, así como su distribución en las unidades.

Figura 4.11 Acople Etapa 1 y Etapa 2 incluyendo la zona RE2

La Figura 4.11 muestra la unión entre las Etapas 1 y 2, con esta última aún incompleta para permitir como se mencionó anteriormente una buena adecuación de la biomasa en esta nueva condición. La operación de esta configuración duró aproximadamente 3 semanas.

3. Acople Etapa 1 y Etapa 2 con las 4 zonas del RE, configuración final (Figura 4.12). Este esquema corresponde a la configuración final en la que se evaluaron los tres tiempos de retención celular (TRC).

39

Figura 4.12 Configuración del sistema de estabilización por contacto para la reducción de materia orgánica

carbonácea y nitrógeno

4.3.1 Inoculación Etapa 1 Para la inoculación de esta etapa se utilizó lodo del Sedimentador Secundario de la PTAR – AS, el cual tenía las características mostradas en la Tabla 4.2. Previo a la inoculación se realizó un tamizaje del lodo a través de una malla de ± 1 mm de diámetro de poro, para eliminar cualquier material que pudiese obstruir los conductos.

Tabla 4.2 Características del lodo de inóculo

ST (mg∙L-1) 21.820

SV (mg∙L-1) 15.300

SV/ST 0,70 En la Tabla 4.3 se presentan los volúmenes de inoculo usados en las unidades que componen la Etapa 1, la concentración de sólidos suspendidos volátiles en el licor mixto (SSVLM) a garantizar (establecidos a partir de estudios realizados por Vásquez et al., 2011), el volumen útil y el tiempo de retención hidráulico (TRH).

Tabla 4.3 Inoculación de las unidades de la Etapa 1

Unidad SSVLM (mg∙L-1)

Volumen útil (mL)

Volumen inoculo (mL)

TRHneto

(h)*

Reactor de contacto 1 (RC1) 1.200 9.972 810 0,84 Reactor de estabilización (RE)

3.500 25.350 6.000 4,0

*Sin recirculación o TRHneto. El cálculo del TRH contempla solo el caudal afluente (V/Q)

40

El volumen de inoculo correspondió al necesario para garantizar una concentración de SSVLM de 3.500 mg∙L1 en RE y de 1.200 mg∙L-1 en RC1. Cabe aclarar que la inoculación del RE fue realizada cuando ésta aún no se encontraba en su condición plena, es decir, no se encontraba dividida en sus distintos compartimientos. Se realizó además la adición de 800 mL de lodo de inoculo al SS1 como factor de seguridad ante una eventual pérdida de biomasa debido a la adaptación de la misma a las condiciones hidráulicas impuestas. Posteriormente, se completó el volumen útil de la unidad con ARD. Etapa 2 El lodo de inoculo utilizado en esta etapa fue una combinación entre un lodo aireado durante un periodo aproximado de 3 semanas y un lodo proveniente del Sedimentador secundario de la PTAR-Aguas del Sur, el cual fue diluido con agua residual doméstica, en la Tabla 4.4 se aprecian sus características.

Tabla 4.4 Características lodo de inoculo para la Etapa 2

Lodo Aireado Lodo Diluido

ST (mg∙L-1) - 8.470

SV (mg∙L-1) - 5.880

SST (mg∙L-1) 2.560 -

SSV (mg∙L-1) 1.792 - La inoculación se realizó en RC2, la cual presentó las características mostradas en la Tabla 4.5.

Tabla 4.5 Características de RC2

Unidad SSVLM (mg∙L-1)

Volumen útil (mL)

Volumen inoculo (mL)*

TRHneto

(h)**

RC2 2.500 35.622 23.762 2,5 *este valor es la suma de 10.572 mL de lodo diluido y 13.190 mL de lodo aireado. **Sin recirculación o TRHneto. El cálculo del TRH contempla solo el caudal afluente (V/Q) El volumen de lodo de inoculo utilizado fue el necesario para garantizar una concentración de SSVLM de 2.500mg∙L-1en RC2. Una vez realizada la inoculación se dejó la unidad en batch, alimentándola con ARD cada 3 días, por un lapso de 4 semanas.

4.3.2 Estrategia de arranque La estrategia de arranque consistió en aumentar gradualmente el caudal, conforme se obtenían eficiencias de reducción de DQO y NAT superiores o iguales al 50%, ello tanto para la Etapa 1 como la Etapa 2. Los caudales de operación durante los arranques se muestran en la Tabla 4.6 . Una vez se alcanzó el 100% del caudal afluente (QA) en la Etapa 1, se procedió con la inoculación y arranque de la Etapa 2 hasta alcanzar la configuración final.

Tabla 4.6 Caudal afluente de operación durante el arranque de cada una de las etapas

Proporción QA

25% 50 mL∙min-1

50% 100 mL∙min-1

75% 150 mL∙min-1

100% 200 mL∙min-1

41

4.4 Operación del sistema La Tabla 4.7, Tabla 4.8 y Tabla 4.9 presentan las condiciones operacionales a las cuales fue sometido el sistema durante el periodo de evaluación.

Tabla 4.7 Condiciones operacionales de la Etapa 1 durante la evaluación

Condición TRC

Etapa 1 (d)

TRH (h)

RC1 RE1 RE2 SS1

Neto Nominal

1 6,5±2,4 0,83 0,42 2,27 0,74 1,75

2 8,9±5,3 0,83 0,55 4,44 1,46 2,31

3 8,5±3,7 0,83 0,55 4,44 1,46 2,31

Tabla 4.8 Condiciones operacionales de la Etapa 2 durante la evaluación

Condición TRC

Etapa 2 (d)

TRH (h)

RC2 RE3 RE4 SS2

Neto Nominal

1 0,5±0,2 2,04 1,53 0,73 0,73 1,75

2 15,7±6,2 3,03 1,53 0,73 0,73 1,75

3 1,3±0,4 3,03 1,53 0,73 0,73 1,75

Tabla 4.9 Tasa de recirculación y caudal de recirculación para cada condición operacional

Condición Duración

(d)

(L.d-1)

R (%) Caudal de

recirculación (L.d-1)

RE3-RC2 SS1–RE2 SS2–RE4 RE1-RC1 QR

RE3-RC2 QR

SS1–RE2 QR

SS2–RE4 QR

RE1 –RC1

1 71 288 50 33,3 50 50 144 144 288 288

2 101 288 100 66,7 50 100 288 144 288 144

3 54 288 80 47 50 80 230,4 144 288 201,6

El tiempo de retención celular (TRC) para la Etapa 1 fue establecido en 6 d, valor que fue adoptado a partir de un estudio a escala de laboratorio realizado bajo el marco del proyecto de investigación, del cual el presente estudio también hace parte. La variación del TRC tuvo lugar únicamente en la Etapa 2. La elección de los TRC para la Etapa 2 obedece a que en condiciones de clima tropical, valores entre 3 y 8 d (van Haandel y Marais, 1999; van Haandel y van der Lubbe, 2007) favorecen el desarrollo de depredadores de bacterias libres y un efluente con baja concentración de materia orgánica carbonácea, además, manteniendo un TRC alrededor de 6 d se logran buenas eficiencias de reducción de DQO y se controla en gran medida la flotación del lodo en el sedimentador secundario, y por encima de 6 d se pueden presentar procesos de transformación de nitrógeno (Alexander et al., 1980; Gerardi, 2002;Vásquez et al., 2011). El control del TRC se realizó mediante purgas puntuales en el sistema, estas se muestran en rojo para la Etapa 1 y en azul para la Etapa 2 (Ver Figura 4.13).

42

Figura 4.13 Purgas en el sistema para el control del TRC

4.5 Seguimiento y control del sistema El sistema fue supervisado mediante una serie de parámetros fisicoquímicos medidos tanto en campo como en laboratorio, que permitieron controlar y evaluar la respuesta del sistema a las condiciones impuestas. La Tabla 4.10 presenta en detalle los parámetros utilizados.

Tabla 4.10 Parámetros fisicoquímicos para el seguimiento y control del sistema

Variables Unidades Frecuencia Tipo de Muestra Técnica de referencia*

pH Unidades Diaria Agua residual y Licor mixto

4500-H+ B

Temperatura ºC Diaria Agua residual y Licor mixto

2550-A

Alcalinidad total y bicarbonática mg.L-1 3/Semana Agua residual y Efluente 2320-B

DQO total y filtrada mg.L-1 3/Semana Agua residual y Efluente 5220-D

DBO5 total y filtrada mg.L-1 1/Semana Agua residual y Efluente 5220-D

Sólidos ( ST, SV,SST, SSV) mg.L-1 3/Semana Agua residual y Licor mixto

2540 D, E y G

Nitrógeno amoniacal Total (NAT)

mg.L-1 3/Semana Agua residual y Efluente 4500-NH3

+- A, B, C

Nitrógeno Total Kjeldahl (NTK) mg.L-1 1/Semana Agua residual y Efluente 4500-NH3

+- A,B, C y4500-Norg.B

Nitritos (N-NO2-) mg.L-1 3/Semana Agua residual y Efluente 4500- NO2

-- A, B

Nitratos (N-NO3-) mg.L-1 3/Semana Agua residual y Efluente 4500- NO3

- A, B

Ortofosfatos (P–PO4-3) mg.L-1 3/Semana Agua residual y Efluente 4500-P-D

Sedimentabilidad del lodo mg.L-1 3/Semana Licor Mixto 2710 C, D, E

Oxígeno disuelto (OD) mg.L-1 Diaria Licor Mixto 4500-O-G

* APHA et al. (2007)

43

4.6 Análisis estadístico El análisis de los datos requirió el uso de herramientas estadísticas descriptivas como: medidas de tendencia central (mediana y promedio), de dispersión (varianza y desviación estándar) así como de distribución (bloxpot). Para determinar cuál de los tres TRC arrojó un mejor desempeño en términos de reducción de DQO y NAT, se realizó un análisis de varianza en conjunto con un análisis comparativo entre variables de respuestas. Como software de referencia se utilizó Microsoft Excel® y Minitab 16® versión demo.

44

30025020015010050

8,0

7,5

7,0

6,5

Dias de operación

pH

(U

nid

ades

)

Condición 1 Condición 2 Condición 3

5 RESULTADOS Y DISCUSIÓN

5.1 CARACTERISTICAS DEL AGUA RESIDUAL El agua residual domestica ARD afluente al sistema presentó las características fisicoquímicas mostradas en la Tabla 5.1 y en el Anexo 9.1 se reportan los datos registrados durante la evaluación del sistema. Cabe aclarar que esta agua residual corresponde al afluente de la etapa 1 del sistema, previamente sometida a un cribado y a una clarificación primaria.

Tabla 5.1 Características fisicoquímicas de agua residual afluente al sistema

Variable Unidades Prom. σ Med. Mín. Máx. n

pH Unidades N/A 0,4 7,0 6,3 7,9 95

Temperatura °C 27,32 2,16 27,10 23,2 33,8 266

Alcalinidad Bicarbonática mg CaCO3·L-1 167,72 44,60 164,31 50,89 301,47 95

Alcalinidad Total mg CaCO3·L-1 256,51 54,05 259,25 84,21 368,99 95

Relación C/N mg DQO·(mg NAT)-1 9,48 6,69 7,46 2,16 39,58 71

DQO Filtrada mg·L-1 164,40 103,80 152,30 25,70 507,00 69

DQO Total mg·L-1 346,70 147,40 305,70 127,0 827,00 87

SST mg·L-1 69,59 41,66 57,17 12,0 237,33 76

Nitrógeno Amoniacal Total mg·L-1 41,88 10,59 42,73 16,80 64,48 84 N/A= No Aplica; Prom.= Promedio; Med.= Mediana; σ= desviación estándar; Min.= Mínimo; Máx.= Máximo; n= Número de datos

5.1.1 pH, Alcalinidad (bicarbonática y total) En los procesos de tratamiento biológico de agua residual, el control del pH a la entrada de los sistemas juega un papel vital, pues es una condición ambiental, que al igual que la disponibilidad de nutrientes, temperatura y oxígeno disuelto, propician o inhiben la actividad metabólica de determinados microorganismos (Henry y Heinke, 1999). En este sentido, se presenta la Figura 5.1, donde se muestra el comportamiento del pH del agua residual afluente durante todo el estudio.

Figura 5.1 Comportamiento del pH en el agua residual afluente

a) Diagrama cajas y alambres del pH b) Variación en el tiempo del pH

Condición 3Condición 2Condición 1

8,0

7,5

7,0

6,5

pH

(U

nid

ades

)

45

En general, durante todo el estudio, el pH se mantuvo alrededor de la neutralidad, dentro de un rango comprendido entre 6,3 y 7,9 unidades; observándose que durante la última condición operacional (C3) se presentaron los valores más bajos, encontrándose por debajo de 7,0 unidades y con un mínimo de 6,3 unidades. Considerando que el rango óptimo para desarrollar procesos de tratamiento biológico se encuentra entre 6,5 y 8,5 unidades, favoreciendo la actividad biológica de los microorganismos (Al-Sa´ed y Zimmo, 2004), se tiene que algunos valores no son adecuados, sin embargo se puede concluir que el pH del afluente fue apropiado, pues solo en algunos días de operación aislados estuvo fuera del rango recomendado, siendo la diferencia poco significativa (máximo 0,2 unidades). Adicionalmente, dentro de este mismo rango operan óptimamente las bacterias responsables de la estabilización de la materia orgánica carbonácea (Alexander et al., 1979; Orozco, 2005), factor clave para el éxito del tratamiento, pues justamente es el contaminante a eliminar durante la primera etapa del sistema y se previene la proliferación de microorganismo filamentosos (Romero, 2000), por lo menos en lo que corresponde a esta variable. El pH debe analizarse en conjunto con la alcalinidad y especialmente la bicarbonática, pues esta última previene los cambios bruscos de pH durante la operación de los sistemas de tratamiento (Metcalf y Eddy, 2003) al ser rápidamente usada en la neutralización de ácidos, iones H+ o durante los procesos metabólicos de los microorganismos. Si el agua no tiene suficiente capacidad buffer (alcalinidad bicarbonática) procesos como la nitrificación pueden acidificar el medio (Dongen, et al., 2001).LaFigura 5.2muestra la alcalinidad total y bicarbonática del agua residual afluente a lo largo de la operación del sistema.


400

350

300

250

200

150

100

Alc

alin

idad

To

tal (

mg

CaC

O3.

L-1

)


300

250

200

150

100

50Alc

alin

idad

Bic

arb

on

atic

a (m

gC

aCO

3.L

-1)

Figura 5.2 Alcalinidad total y bicarbonática del agua residual afluente al sistema

d) Variación en el tiempo de la Alcalinidad Bicarbonática

c) Diagrama de cajas y alambres de la Alcalinidad Bicarbonática

a) Diagrama de cajas y alambres de la Alcalinidad Total b) Variación en el tiempo de la Alcalinidad Total

30025020015010050

400

350

300

250

200

150

100

Dias de operación

Alc

alin

idad

To

tal (

mg

CaC

O3.

L-1

)


30025020015010050

300

250

200

150

100

50

Dias de operación

Alc

alin

idad

Bic

arb

on

atic

a (m

gC

aCO

3.L

-1) Condición 1 Condición 2 Condición 3

46

Comparando la alcalinidad total con la bicarbonática, esta última representó en promedio el 65 % de la alcalinidad total. La alcalinidad total y bicarbonática presentaron un valor medio de 259 ± 54 y 164 ± 45 mg CaCO3.L-1 respectivamente, estando muy por encima de la alcalinidad característica del agua residual domestica (60 a 120 mg CaCO3.L-1) (Metcalf y Eddy, 2003) y considerándose como altos al superar los 150 mg CaCO3.L-1 (Peña et al., 2000). Sin embargo, la alcalinidad del agua residual puede variar dependiendo de su procedencia, presentando desde unos cuantos mg/L hasta varios cientos (Hernández, 1992). Los requerimientos de alcalinidad para los procesos aerobios de tratamiento de agua residual, como por ejemplo los lodos activados son bajos a moderados (van Haandel y van der Lubbe, 2007). Generalmente, 75 mg CaCO3.L-1 son necesarios para contrarrestar el efecto de la producción de CO2 por parte de la respiración bacteriana durante la estabilización de la materia orgánica (Zornoza et al., 2011). A pesar de esto, la alta alcalinidad presentada no es inconveniente para el proceso, más bien resulta ser benéfica, ya que le confiere una elevada capacidad buffer, que necesariamente un sistema como este requiere, al tener en cuenta que el efluente de la Etapa 1 es sometido a una etapa siguiente de transformación de nitrógeno, donde la alcalinidad representa la fuente de carbono inorgánico para los microorganismos autótrofos (van Haandel y Marais, 1999). En concordancia con los pH´s presentados durante la última condición operacional, en esta misma se reportan las alcalinidades total y bicarbonática más bajas del ARD afluente; situación que no fue limitante, ya que solo durante un día de operación se presentó una alcalinidad inferior a la recomendada para proteger los sistemas de tratamiento de agua residual frente a cambios bruscos de pH (superior a 75 mg CaCO3.L-1) (Zornoza et al., 2011); esto quiere decir que durante el 99,7% del tiempo de operación, el sistema tuvo suficiente capacidad buffer para sustentar la actividad biológica.

5.1.2 Temperatura Como es sabido, el desarrollo normal de los procesos biológicos depende en gran medida de la presencia de condiciones ambientales adecuadas, que propicien el crecimiento y actividad de los organismos participantes. Dentro de estas condiciones ambientales, la temperatura tiene un papel importante en la supervivencia y crecimiento de las bacterias. A pesar de que las bacterias pueden sobrevivir en un intervalo bastante amplio de valores de la temperatura, el crecimiento óptimo suele producirse en un intervalo muy restringido. La temperatura es adecuada dentro del rango mesofílico en un intervalo óptimo de 25 a 35 °C (van Haandel y Marais, 1999; Metcalf y Eddy, 2003). La Figura 5.3 muestra la temperatura de agua residual afluente al sistema durante su operación.


35,0

32,5

30,0

27,5

25,0

Tem

per

atu

ra (

°C)

Figura 5.3 Temperatura del agua residual afluente al sistema

47

Aunque la temperatura puede variar respecto a la que se presenta en el sistema de tratamiento, indica que la temperatura del agua residual es adecuada para favorecer la actividad biológica de los microorganismos, propiciando la degradación de los contaminantes presentes en ella. Las temperaturas medias asociadas al ARD durante la operación estuvieron entre 26,4 y 28,5°C, favoreciendo la degradación de la materia orgánica carbonácea y procesos de nitrificación–denitrificación; pues a temperaturas entre 15 y 30 °C ocurre rápidamente la nitrificación (Pacheco et al., 2002) y, la temperatura optima para la denitrifiacion es de 25 °C (Coyne, 2000).

5.1.3 Comportamiento de la DQO y SST La Figura 5.4 y la Figura 5.5 muestran el comportamiento de la DQO total y filtrada durante el periodo evaluado.


900

800

700

600

500

400

300

200

100

DQ

OT

(m

g.L

-1)

Figura 5.4 Comportamiento de la DQOT en el Afluente durante la evaluación del sistema


500

400

300

200

100

0

DQ

OF

(m

g.L

-1)

Figura 5.5 Comportamiento de la DQOF en el Afluente durante la evaluación del sistema El agua residual presenta diferentes grados de concentración que permiten catalogarla como diluida (<400 mg·L-1), media (400 a 700 mg·L-1), alta (700 a 1.500 mg·L-1) y muy alta (>1.500 mg·L-1) (Mara, 2003); de acuerdo con esta clasificación y al valor de la mediana y media obtenida (ver Tabla 5.1), el cual fue de 305,7 mg·L-1 y 346,7 ± 147,4 mg·L-1respectivamente, se podría en general clasificar el ARD utilizada en el estudio como diluida. De la Figura 5.4 se puede observar que a lo largo del periodo de evaluación el valor de la DQOT fue incrementando en el tiempo, con un valor mínimo de 127,0 mg·L-1 y un máximo de 827,0 mg·L-1, además, que

a) Diagrama de cajas y alambres de la DQOT b) Variación en el tiempo de la DQOT

a) Diagrama de cajas y alambres de la DQOF b) Variación en el tiempo de la DQOF

30025020015010050

900

800

700

600

500

400

300

200

100

Dias de operación

DQ

OT

(m

g.L

-1)


30025020015010050

500

400

300

200

100

0

Dias de operación

DQ

OF

(m

g.L

-1)


48

la distribución de los datos en cada una de las condiciones operacionales se distinguió por presentar valores más agrupados en C1, y datos más dispersos en C2 y C3. El comportamiento de la DQOF fue similar al de la DQOT, con la diferencia de presentar datos más dispersos durante todas las condiciones operacionales. El rango de valores presentó un límite inferior de 25,7 y superior de 507,00 mg·L-1; el promedio y mediana presentaron valores muy cercanos: 164,4 y 152,33 mg·L-1

respectivamente. Al compararlos promedios obtenidos de DQOT y DQOF, se infiere que aproximadamente el 47,4% de la DQOT pertenece a la fracción filtrable, la cual al ser de origen doméstico, se espera que sea utilizada de forma inmediata por los microorganismos, por estar compuesta de sustancias solubles y simples, de bajo peso molecular. En cuanto a la composición de la fracción restante podría deducirse que incluye compuestos moleculares de peso molecular considerable (de tipo coloidal y particulado), que no podrán penetrar la pared celular, y por tanto para poder ser metabolizados, deberán ser hidrolizados a unidades químicas simples mediante enzimas extracelulares. Adicionalmente, existe una fracción inerte de la DQOT que no será removida del sistema biológico, y en consecuencia saldrá en el efluente, ésta por lo general es de origen soluble o coloidal (Pire et al., 2011). La Figura 5.6 presenta el comportamiento de los SST en el afluente del sistema, donde se observa una mayor dispersión en los valores de las dos últimas condiciones operacionales, especialmente en C2, que además presenta datos atípicos. Se obtuvo un valor máximo y mínimo de 237,3 y 12,0mg·L-1 respectivamente, y un promedio de 69,6 ± 41,7mg·L-1, que permite reforzar la clasificación del agua residual como diluida.


250

200

150

100

50

0

SS

T (

mg

.L-1

)

Figura 5.6 Comportamiento de los SST en el Afluente durante la evaluación del sistema

Las concentraciones de DQOT y de los SST se fueron incrementando conforme se avanzaba de una condición a otra, sin embargo, un incremento en la DQO no indicó necesariamente un incremento en los SST, variación que puede ser explicada por el tipo de alcantarillado existente en la zona, el cual es combinado, y es susceptible a múltiples descargas de calidad fisicoquímica variable (Bermúdez y Cárdenas, 2011). Durante la operación del sistema se identificó en el ARD una gran afluencia de residuos sólidos provenientes de actividades domésticas (desperdicios alimenticios, desechos humanos, higiénicos, papel, pelos, etc.) que lograron ser removidos del sistema mediante un sistema de rejillas; ello permite deducir que una gran porción de los SST son de origen orgánico.

a) Diagrama de cajas y alambres de los SST b) Variación en el tiempo de los SST

30025020015010050

250

200

150

100

50

0

Dias de operacion

SS

T (

mg

.L-1

)


49

5.1.4 Comportamiento del material nitrogenado, NAT y relación C/N El material nitrogenado fue estudiado a partir del Nitrógeno Amoniacal Total (NAT) (NH4

+ + NH3), cuyo comportamiento se presenta en la Figura 5.7.


70

60

50

40

30

20

10

NA

T (

mg

.L-1

)

Figura 5.7 Comportamiento del NAT en el Afluente durante la evaluación del sistema Se observa un incremento en la concentración del NAT en las dos primeras condiciones operacionales y la consecuente disminución a partir de la condición 2. El promedio del conjunto total de datos fue de 41,9 ± 10,6mg·L-1, el cual es muy cercano al valor normalmente encontrado en agua residual de procedencia

domestica (40mg·L-1) (Metcalf y Eddy, 2003). Adicionalmente, Rojas (2002) indica que concentraciones de NAT entre 25 y 50 mg·L-1 se pueden catalogar como medias, lo cual permitirá garantizar los requerimientos de N por parte de microorganismos para la generación de material biológico. De acuerdo con lo anterior, durante la mayor parte del tiempo se suministró una concentración de NAT dentro de los rangos recomendados por la literatura, sin embargo, este parámetro no diferencia el ion amonio (NH4

+) del amoniaco libre (NH3), este último inhibidor de la actividad microbiana. De manera indirecta, por medio de los valores de pH obtenidos en el estudio, podría pensarse que la influencia del NH3 no fue considerable, pues se obtuvo un rango entre 6,3 y 7,9 unidades, y de acuerdo con lo reportado por diversos autores, a partir de 9 unidades de pH la función inhibidora delNH3 se ve intensificada, especialmente en procesos de nitrificación (Camargo y Alonso, 2007; Lin et al., 2009). La relación Carbono/Nitrógeno (C/N) es uno de los factores críticos que determina la eficiencia de los procesos de tratamiento de agua residual, pues tiene incidencia sobre el tipo de bacterias que predominan en el sistema y sobre los procesos de trasformación que se dan en él. De acuerdo con la Figura 5.8, la relación C/NAT se mantuvo predominantemente mayor a 5 durante las dos primeras condiciones operacionales, ya que como mínimo el 75 % de los datos se encuentran por encima de este valor; que teniendo en cuenta lo reportado por Ferrara y Ramírez (2010) quienes señalan que a partir de una relación C/NTK de 5la fracción de bacterias nitrificantes disminuye con relación a la población heterótrofa, se puede afirmar que se favorecieron los procesos de trasformación de carbono en el sistema y específicamente, en la primera etapa. A pesar de que estos autores indican la relación C/N respecto al NTK (Norg + NAT), estar elación se hace semejante a la calculada a partir del NAT, pues el nitrógeno orgánico presente en el agua residual se convierte fácilmente en nitrógeno amoniacal por acción bacteriana; proceso que es potenciado por la temperatura del agua residual (Orozco, 2005). Aunque una relación C/NAT superior a 10 es ideal para que las bacterias heterótrofas proliferen en el sistema; un valor de 5 es suficiente para mantener su actividad ya que en la competencia por el O2 tienen ventaja sobre las bacterias autótrofas, al presentar mayor afinidad por este compuesto (Painter, 1977).

a) Diagrama de cajas y alambres del NAT b) Variación en el tiempo del NAT

30025020015010050

70

60

50

40

30

20

10

Dias de operación

NA

T (

mg

.L-1

)


50


40

30

20

10

0

C/N

(m

gD

QO

.mg

NA

T-1

)

Figura 5.8 Relación C/N en el agua residual afluente al sistema

Para la tercera condición operacional esta relación alcanzó los valores más altos, con una mediana de 15,9 y máximo de 39,6 asociado a un valor atípico. Estos valores limitaron la disponibilidad de sustrato para las bacterias autótrofas; haciendo que las bacterias heterótrofas se desarrollaran sin competencia en el reactor aerobio, por lo que en esta condición existió un mejor ambiente para que se llevara a cabo la transformación de materia orgánica carbonácea. De esta manera se tiene que el agua residual, en términos de la relación C/NAT garantizó la predominancia de los procesos de transformación de carbono y además, la concentración de nitrógeno fue suficiente para suplir los requerimientos de nitrógeno como nutriente de los microorganismos.

5.2 COMPORTAMIENTO DE VARIABLES AMBIENTALES DEL SISTEMA

En Tabla 5.2 se presenta el resumen estadístico de las diferentes variables ambientales monitoreadas durante esta investigación y en el Anexo 9.2 los datos registrados.

5.2.1 Temperatura ARD La Figura 5.9 muestra el comportamiento de la temperatura del ARD afluente al sistema, la cual varió entre 23,4 y 33,8 °C; valores que favorecen tanto los procesos de reducción de materia orgánica como de nitrógeno; pues la reducción de materia orgánica carbonácea ocurre adecuadamente dentro del rango mesofílico (25 a 35 °C), aunque a partir de 12°C se empieza a presentar una actividad biológica importante de las bacterias heterótrofas responsables de este proceso (Orozco, 1991; van Haandel y Marais, 1999; Metcalf y Eddy, 2003), mientras que la nitrificación se presenta de manera eficiente entre 28 y 37 °C; siendo 30°C la temperatura óptima que favorece la oxidación de amonio a nitrito (Lin et al., 2009) y por su parte, la temperatura óptima para la denitrificación es de 25 °C (Coyne, 2000).

a) Diagrama cajas y alambres de la relación C/N b) Variación en el tiempo de la relación C/N

30025020015010050

40

30

20

10

0

Dias de operación

C/N

(m

gD

QO

.mg

NA

T-1

)


51

Tabla 5.2 Variables Ambientales del sistema durante cada condición operacional

Condición Operacional


1

TemperaturaARD °C

28,5 2,2 28,5 23,7 33,3 87

2 26,5 1,5 26,4 23,4 30,2 100

3 27,9 2,7 27,9 23,8 33,8 40

1 pHRC1

Unidades

6,4 7,5 94 2 6,2 8,1 94

3 6,7 7,8 30

1

pHRE1

6,1 7,1 97

2 5,7 7,7 93 3 6,1 7,4 31

1 pHRE2

6,1 7,2 102

2 5,8 7,7 94

3 6,1 7,3 31 1

pHRC2

6,2 7,6 94

2 5,5 7,7 94

3 6,4 7,3 30

1 pHRE3

6,1 7,1 98 2 5,8 7,8 95

3 6,0 7,3 31

1 pHRE4

6,2 7,2 97

2 5,8 7,8 92 3 6,0 7,3 31

1 ODRC1

mg.L-1

3 1,6 2,7 0,3 6,5 86

2 3 1,6 2,9 0,1 7,2 107

3 2,3 1,3 2 0,3 7 42 1

ODRE1

3,2 1,4 3 0,1 6,5 88

2 3,1 1,7 3,1 0,1 6,5 105

3 3,9 1,3 3,9 0,8 6 42 1

ODRE2

0,7 1 0,2 0,03 4,3 87

2 0,8 1,1 0,3 0,03 4,9 108

3 1,1 1,4 0,3 0,05 5,4 42

1 ODRC2

4,9 1 4,9 0,3 6,8 86 2 3,3 1,6 3,1 0,4 7,1 108

3 3,9 1,5 3,9 1,2 6,3 42

1 ODRE3

2,5 1,6 2,4 0,2 5,7 88

2 1,9 1,2 1,5 0,1 5,1 108 3 2,1 1,5 1,8 0,1 5,8 42

1 ODRE4

2,5 1,6 2,4 0,2 5,8 87

2 1,9 1,2 1,6 0,1 5,3 106

3 2,1 1,4 1,7 0,3 5,8 42 N/A= No Aplica; Prom= Promedio; Med= Mediana; σ= desviación estándar; Min= Mínimo; Máx= Máximo; n= Número de

datos

52

25020015010050

35,0

32,5

30,0

27,5

25,0

Días de operación

Tem

pera

tura

(°C

)

Condición 1 Condición 2


35,0

32,5

30,0

27,5

25,0

Tem

pera

tura

(°C

)

Condición 3

a) Variación en el tiempo de la temperatura la temperatura para cada condición

b) Diagrama de cajas y alambres de

Figura 5.9 Comportamiento de la temperatura durante las condiciones operacionales

Aunque la temperatura puede variar respecto a la que se presenta en el sistema de tratamiento, indica que la temperatura del agua residual es adecuada para favorecer la actividad biológica de los microorganismos, propiciando la degradación de los contaminantes presentes en ella.

5.2.2 pH

El comportamiento del pH en el sistema durante las tres condiciones operacionales se presenta en la Figura 5.10, donde se observa que para las dos etapas de las condiciones C1 y C3 este parámetro se mantuvo alrededor de la neutralidad con valores entre 6,1 y 7,8 unidades. La C2 presentó un rango de pH más amplio con valores entre 5,5 y 8,1 unidades, con la característica al igual que la C1 de presentar una cantidad considerable de datos atípicos. De acuerdo con diversos autores (Alexander et al., 1979; Orozco, 2005) la mayoría de las bacterias no toleran niveles de pH por debajo de 5,5 ni superiores a 9,5 unidades, dentro de este rango las bacterias responsables de la estabilización de la materia orgánica cuentan con un ambiente adecuado para su funcionamiento. Los datos reportados evidencian el mantenimiento del pH en el rango recomendado por la literatura, factor clave para un buen desempeño del sistema de tratamiento, pues cambios bruscos de pH indican baja capacidad tampón del sistema, pudiendo alterar la actividad biológica por acidificación o basificación del medio (Zornoza et al., 2011). En la Etapa 1 debido a la introducción de biomasa autótrofa es posible la ocurrencia de nitrificación; la cual es factible de igual manera con los valores de pH registrados para esta etapa durante todas las condiciones. En la zona anóxica del sistema (RE2) y en la zona de crecimiento adherido (RE3), específicamente en las capas más internas de la biopelícula, donde se crea un microambiente anóxico, es posible que se lograra la denitrificación simultánea, durante las condiciones operacionales, gracias al pH con que operaron estos reactores (entre 6,1 y 7,8 Unidades); valores que se encuentran dentro del rango adecuado (de 6,0 a 9,0) para

53

que el nitrato sea convertido en nitrógeno gaseoso sin acumulación de intermediarios como el ácido nitroso, llevándose a cabo una denitrificación efectiva.

25020015010050

8,0

7,5

7,0

6,5

6,0

Dia de oper ac ión

pH

(Un

idad

es)

Condición 2Condición 1

RC1

RE1

RE2

Variable

CO 321

RE2RE1RC1RE2RE1RC1RE2RE1RC1

8,0

7,5

7,0

6,5

6,0

pH

(Un

idad

es)

25020015010050

7,5

7,0

6,5

6,0

5,5

Día de oper ación

pH

(Un

idad

es)


RC2

RE3RE4

Variable

CO 321


7,5

7,0

6,5

6,0

5,5

pH

(Un

idad

es)

CO3

Condición 3

Condición 3

d) Diagrama de cajas y alambres pH-Etapa 2c) Variación en el tiempo del pH-Etapa 2

a) Variacion en el tiempo del pH-Etapa 1 b) Diagrama de cajas y alambres pH-Etapa 1

Figura 5.10 Comportamiento del pH durante las condiciones operacionales

A nivel general, durante la Etapa 2 del sistema (RC2, RE3 y RE4), puede indicarse que se garantizaron las condiciones para que predominaran los procesos de trasformación de nitrógeno; ya que de acuerdo con diversos autores (Henze et al., 1995; Pacheco et al., 2002; Metcalf y Eddy, 2003; Lin et al., 2009; Klotz, 2011) a un pH cercano a la neutralidad las BAO y BNO presentan un crecimiento óptimo, alcanzando sus máximas tasas de crecimiento a valores entre 7,5 y 8,0 unidades; siendo totalmente inhibidas en ambientes ácidos (pH < 5,0) por la acumulación de ácido nitroso. Se observa que a pesar de la ocurrencia de procesos de reducción de materia orgánica carbonácea y nitrificación, los cuales ejercen demanda sobre la alcalinidad del sistema, el pH se mantuvo estable y cercano a la neutralidad sin la necesidad de adicionar una fuente externa de alcalinidad; lo cual indica que el sistema tuvo suficiente capacidad buffer para soportar la actividad biológica durante estos procesos acidificantes. Adicionalmente, la estabilidad del pH puede atribuirse en parte a la posible ocurrencia de una denitrificación heterótrofa simultánea en el sistema, que fue favorecida por la combinación de zonas aerobia/anóxica (A/A) y crecimiento adherido en RE (Hao y Huang, 1996; Ferrara, 2010), que según Carrera (2004) cuando ocurre en sistemas de lodos activados precedido de una etapa de nitrificación, permite equilibrar el consumo de alcalinidad, eliminando el aporte externo de carbono inorgánico si es el caso, mediante la recirculación desde la etapa de denitrificación hacia la etapa nitrificante, ya que el proceso de denitrificación produce 1 mol de CaCO3 por cada mol de NO3

- reducido a nitrógeno gaseoso (N2). En este caso es la recirculación desde RE3 hacia RC2 en la Etapa 2 y de RE2 a RE1 en la Etapa 1 la que permite esto; incluso hay un ligero aumento del pH al pasar de RE2 a RE1 en el sentido de flujo pues pasa de 6,8 a 6,9 unidades.

54

5.2.3 Oxígeno Disuelto (OD) En la Figura 5.11que muestra el comportamiento de la concentración de OD en el sistema durante la evaluación de las tres condiciones operacionales, se puede apreciar en términos generales que en los reactores se garantizó, durante la mayoría del tiempo, una concentración de OD adecuada para el metabolismo microbiano en cada una de las distintas Etapas del sistema.

25020015010050

8

6

4

2

0

Dia de oper ación

OD

(mg

.L-1

)


RC1

RE1

RE2

Variable

CO 321


8

6

4

2

0

OD

(mg

.L-1

)

25020015010050

8

6

4

2

0

Dia de oper ación

OD

(mg

.L-1

)


RC2

RE3

RE4

Variable

CO 321


8

6

4

2

0

OD

(mg

.L-1

)

Condición 3

Condición 3

d) Diagrama de cajas y alambres OD-Etapa 2c) Variación en el tiempo del OD-Etapa 2

a) Variación en el tiempo del OD-Etapa 1 b) Diagrama de cajas y alambres OD-Etapa 1

Figura 5.11 Comportamiento del OD durante las condiciones operacionales

En RE2 se establecieron condiciones de baja concentración de OD y posible introducción de nitrato desde la Etapa 2 a través de RE3, que garantizaron condiciones ambientales y operacionales para favorecer el crecimiento de bacterias aerobias facultativas capaces de utilizar las formas oxidadas de nitrógeno como aceptor de electrones ante el déficit de OD, reduciendo el NO3

- a N2 por el proceso de denitrificación. Cabe señalar que las bacterias encargadas de llevar a cabo este proceso son sensibles a concentraciones de OD superiores a 0,3 mg.L-1, por lo que un promedio de 0,7 ± 1,0 mg.L-1 podría sugerir, de acuerdo con Barajas (2002) y Fernández (2006) que la actividad de la población microbiana encargada de llevar a cabo el proceso de denitrificación pudo haberse limitado, pues concentraciones de OD superiores a 0,3 mg.L-1 afectan la producción de las enzimas necesarias para llevar a cabo el proceso. No obstante, los valores de OD obtenidos para esta unidad son muy dispersos, siendo la mediana la variable estadística que mejor se ajusta a esta situación ubicándose en 0,2 mg.L-1 para la C1 y 0,3 mg.L-1 para C2 y C3 respectivamente; justamente la concentración a mantener para garantizar las condiciones anóxicas requeridas por las bacterias denitrificantes (Lin et al., 2009). Los eventos en los que se presentaron niveles superiores a los recomendados para RE2 estuvieron asociados a la transferencia de oxigeno desde la zona aerobia de la Etapa 1 (RE1), ya que al estar conectadas, el burbujeo generado por el sistema de aireación en RE1 pudo pasar a RE2 aportando oxígeno a la mezcla, y a la variación de la concentración de SSVLM, pues cuando se presentaba dilución de los licores mixtos, la concentración de OD en RE2 tendía a aumentar, debido a que la transferencia de oxigeno depende de las impurezas presentes

55

en la fase liquida (van Haandel y Marais, 1999) y de la concentración inicial de OD, dándose a una tasa más alta cuando la concentración de SSVLM es baja y el OD es cercano a cero (Randall et al., 1992). Sin embargo, algunos autores (Bernat y Wojnowska-Baryla, 2007) aseveran que la tasa de denitrificación aumenta proporcionalmente cuando la concentración de OD aumenta de 0,2 a 0,8 mg.L-1 y ésta solo disminuye cuando el OD es mayor a 1,0 mg.L-1 (Lin et al., 2009); entonces en RE2 con un valor de la mediana que indica que el 50% de los valores de OD se encontraron por debajo de 0,3 mg.L-1 y el resto ubicados por encima de este valor; se puede inferir que la mayoría de los datos estuvieron dentro del rango propuesto por Bernat y Wojnowska-Baryla (2007), por lo que la mayor parte del tiempo RE2 operó bajo condiciones favorables para desarrollar la denitrificación. RC1 y RE1 tuvieron una distribución más normal de los datos, con pocos datos atípicos (Figura 5.11b); con valores promedio entre 2,3 ± 1,3 mg.L-1 y 3,9 ± 1,6 mg.L-1respectivamente. Encontrándose que estos reactores fueron operados con una concentración de OD que estuvo dentro del rango sugerido por diferentes autores para la degradación de la materia orgánica en SLAEC, quienes recomiendan mantener un nivel de OD remanente mayor a 2 mg.L-1para satisfacer la demanda ejercida por la masa microbiana existente para mantener sus procesos metabólicos, obtener energía y efectuar su reproducción (Ramalho, 1996; van Haandel y Marais, 1999; Metcalf y Eddy, 2003; Orozco, 2005). No obstante, otros autores (Mesa y Ponce 2004; Spellman, 2009) indican que se debe asegurar una concentración entre 1 y 3 mg.L-1

, con lo que adicionalmente se consigue controlar el desarrollo de organismos filamentosos que traen consigo baja sedimentabilidad del lodo; ocasionado por sobreaireación o déficit de oxígeno (Pavón et al., 2003; Giraldo y Restrepo, 2003). Lo anterior muestra que durante la evaluación de C1para RC1 y RE1 se garantizó la concentración mínima de OD (1 mg.L-1), llegando a superar los 3,0 mg.L-1, e incluso alcanzando un máximo de 7,2 mg.L-1 en ambos reactores; lo cual pudo haber sido desfavorable pues se presentaron eventos de esponjamiento del lodo, que afectaron su sedimentabilidad, lo que pudo comprobarse debido a la constante flotación del lodo en SS1. Sin embargo, aun controlando el suministro de oxígeno a los reactores, para mantener niveles de OD entre 1 y 3 mg.L-1, a través de maniobras como la reconfiguración de la distribución de los difusores en las unidades o inhabilitando algunos sin afectar la mezcla, no se logró mejorar la sedimentabilidad del lodo, persistiendo su flotación en SS1; lo que indica que a pesar de que el oxígeno fue alto en algunos casos, la baja sedimentabilidad del lodo fue más bien una respuesta del sistema a las condiciones operacionales durante C1 y C2 principalmente. En la Etapa 2, RC2 presentó una concentración promedio de OD de 4,9 ± 1,0, 3,3±1,6 y 3,9±1,5 mg.L-1, para C1, C2 y C3, respectivamente, por su parte en RE3 y RE4 se garantizaron concentraciones promedio de 2,5 ± 1,6, 1,9 ± 1,2, 2,1 ± 1,4 mg.L-1 para C1, C2y C3 respectivamente. Lo que permite afirmar que la concentración de OD en la Etapa 2 durante la evaluación de C1 favoreció el desarrollo de procesos de transformación de nitrógeno tipo nitrificación-denitrificación. Las condiciones óptimas para la nitrificación se presentaron principalmente en RC2, ya que al mantener valores de OD superiores a 3,0 mg.L-1 es posible garantizar una máxima tasa de nitrificación (Gerardi, 2002; Hein, 2006). Y aunque en ocasiones se presentaron concentraciones de OD en RE3 y RE4 inferiores a 2,0 mg.L-1; valor mínimo recomendado para que ocurra el proceso de nitrificación (van Haandel y Marais, 1999; Fernández, 2006), esta puede seguir ocurriendo hasta 0,3 mg.L-1, punto en el cual la tasa de difusión del oxígeno alcanza su punto crítico (Pacheco et al., 2002). En cuanto a la denitrificación esta pudo haber ocurrido de manera simultánea en RE3 (zona de crecimiento adherido), ya que el oxígeno disuelto mantiene en condiciones aerobias solo las capas externas de la biopelícula, mientras que en sus capas más internas se crean condiciones anóxicas que propician la denitrificación (Gebara, 1999; Lo et al., 2010). Solo RE4 contaba con aireación mediante difusores ubicados en el fondo de la unidad; mientras que la aireación en RE3 (zona de crecimiento adherido) dependía de la transferencia desde RE4, pues no se ubicaron aireadores directamente en este reactor para evitar la turbulencia y la intervención sobre las tasas normales de desprendimiento de la biopelícula. La Figura 5.11c y la Figura

56

5.11d indican que la transferencia de oxígeno desde RE4 a RE3 se dio sin limitaciones, pues muestran una distribución temporal y una dispersión de los datos bastante similares.

5.3 COMPORTAMIENTO DE LAS VARIABLES OPERACIONALES Las variables operacionales de las dos etapas fueron definidas a partir de estudios realizados por diversos autores (Alexander et al., 1980; Gerardi, 2002; Vásquez et al., 2010; Vásquez et al., 2011) con el fin de garantizar un adecuado desempeño del sistema para la reducción de la materia orgánica carbonácea y nitrógeno. En la Tabla 5.3 se presenta el resumen estadístico de las diferentes variables operacionales y en el Anexo 9.3 los datos registrados durante la operación del sistema para cada condición evaluada.

5.3.1 Tiempo de Retención Celular (TRC)

La Figura 5.12 muestra el comportamiento del TRC de las dos etapas durante la evacuación del sistema. En la Etapa 1, durante todo el estudio se observa una gran dispersión de los datos, pues el valor mínimo de este parámetro fue 1,9 d, presentado durante la evaluación de C1 y alcanzando un máximo de 23,4 d en C2; pero en general el TRC tuvo una tendencia a alcanzar valores por encima de 5 d pues aproximadamente el 75% de los datos en cada condición operacional superan este valor.

25020015010050

25

20

15

10

5

0

Dias de operación

TRC

(d

)

Etapa 1

Etapa 2

Variable

C 321

Etapa 2

Etapa 1

Etapa 2

Etapa

1

Etapa 2

Etapa 1

25

20

15

10

5

0

TRC

(d

)


a) Variación en el tiempo TRC b) Diagrama de cajas y alambres TRC Figura 5.12 Comportamiento del TRC

Los valores promedio del TRC para cada condicion operacional evaluada, C1, C2 y C3 fueron de 6,5±2,4, 8,9±5,3 y 8,5±3,7 d respectivamente, indicando que algunos valores superan los rangos recomendados para favorecer los procesos de reducción de materia orgánica carbonácea, los cuales generalmente oscilan entre 2 y 6 d en sistemas aerobios (Grady et al., 2009) y entre 3 y 5 d en regiones de clima tropical (van Haandel y Marais ,1999). Las considerables fluctuaciones del TRC alrededor del valor fijado para la etapa 1 (6 d) durante la evaluación del sistema, pudieron haber influido negativamente sobre las condiciones ecologicas del sistema, no obstante el desempeño referido a las eficienecias de reduccion de DQO, NAT y SST reflejan un adecuado funcionamiento.

57

Tabla 5.3 Variables operacionales

Condición Operacional


1

TRC Etapa 1

d

6,51 2,40 6,69 1,92 10,12 26

2 8,87 5,34 9,26 2,09 23,38 27

3 8,51 3,74 6,93 3,74 16,04 18

1

TRC Etapa 2

0,52 0,22 0,48 0,26 1,25 15

2 15,7 6,17 13,69 8,01 25,64 14

3 1,34 0,37 1,34 0,49 1,97 16

1

SSVLM RC1

mg.L-1

1.417 279 1.390 980 2.040 29

2 1.255 437 1.200 550 2.398 30

3 1.530 637 1.410 460 3.190 19

1

SSVLM RC2

707 150 690 270 950 30

2 1.456 584 1.295 480 2.988 30

3 1.855 1.209 1.580 850 5.686 18

1

SSVLM RE1

2.175 347 2.150 1.640 3.030 29

2 2.438 1.151 2.260 947 4.950 31

3 2.691 837 2.625 1.450 4.383 18

1

SSVLM RE2

2.376 799 2.240 1.510 4.914 30

2 2.486 961 2.284 820 4.560 26

3 2.544 742 2.596 1.490 4.530 18

1

SSVLM RE3

2.074 567 2.085 520 4.098 32

2 2.791 998 2.620 860 4.532 30

3 3.095 928 3.230 1.360 4.921 18

1

SSVLM RE4

1.886 466 1.930 530 2.680 32

2 2.655 1.012 2.634 710 4.470 31

3 3.121 912 2.830 1.950 5.630 18

1

COV Etapa 1

kg DQO.(m3.d)-1

1,73 0,50 1,62 0,98 3,16 33

2 2,04 0,8 1,9 0,87 3,52 34

3 3,30 0,98 3,23 0,79 5,17 17

1

COV Etapa 2

0,29 0,2 0,23 0,07 0,9 33

2 0,34 0,12 0,35 0,08 0,50 29

3 0,38 0,17 0,46 0,08 0,64 19

1

A/M Etapa 1

kg DQO.(kg SSVLM.d)-1

0,86 0,29 0,78 0,46 1,81 29

2 1,13 0,57 1,17 0,45 2,81 23

3 1,66 0,74 1,35 0,45 2,88 14

1

A/M Etapa 2

0,25 0,14 0,23 0,06 0,62 28

2 0,20 0,13 0,16 0,07 0,54 28

3 0,19 0,11 0,17 0,02 0,38 17 Prom. = Promedio; Med.= Mediana; σ= desviación estándar; Min.= Mínimo; Máx.= Máximo; n= Número de datos.

En la Etapa 2 por su parte, la cual es específica para la reducción de NAT, se presentó un comportamiento del TRC más estable para las condiciones operacionales C1 y C3, con una variación mínima alrededor de los valores de TRC que se pretendían evaluar 0,5 y 1,3 d respectivamente; siendo el valor promedio de 0,5±0,2 d

58

durante C1 y 1,3±0,4 d durante C3. Estos valores de TRC relativamente bajos se lograron gracias al paso significativo de licor mixto de RE3 (zona de crecimiento adherido y suspendido) a RE2 (zona anóxica), el cual constituye la principal fracción de biomasa suspendida que abandona esta etapa y que genera una mezcla importante de biomasa autótrofa y heterótrofa en la Etapa 1, que constituye un elemento innovador en el sistema evaluado, con algunas ventajas sobre el SLAEC. Por otro lado, la dispersión de los datos en la Etapa 2 de la condición operacional 2 es bastante considerable, superando ampliamente los 10 d, con un valor promedio y mediana de 15,7±6,2d y 13,7d respectivamente. Comparando los valores de TRC garantizados en la Etapa 2 para cada condición operacional, con valores recomendados en la literatura para que se puedan presentar procesos de transformación de nitrógeno, se tiene que en C2 al encontrarse por encima de 10 d es adecuado para el desarrollo de estos procesos, pues de acuerdo con las bajas tasas de crecimiento de las bacterias nitrificantes, son necesarios altos valores de TRC entre 10 a 15 d para promover la nitrificación en sistemas de lodos activados (Jordão y Arruda, 2005), y en general a partir de 10 d se logra un desarrollo efectivo de bacterias nitrificantes y se obtienen concentraciones bajas de nitrógeno amoniacal en el efluente (Bolzonella et al., 2005). Para C1 y C3 los valores de TRC son considerablemente bajos, si se comparan con las recomendaciones de diferentes autores para lograr procesos de transformación de nitrógeno (Alexander et al., 1980; Grady et al., 1999; van Haandel y Marais, 1999; Gerardi, 2002; Vásquez et al., 2011); sin embargo la calidad del efluente revela que el sistema tuvo un buen desempeño con un TRC bajo para ambas condiciones operacionales, lo cual es acorde con lo reportado por van Haandel y van der Lubbe (2007), quienes indican que bajo condiciones de clima tropical se alcanzan altas tasas de crecimiento de bacterias autotrofas (µm = 0,8 d-1 para 25 °C) incluso a partir de un TRC de 1,25 d, limite dentro del cual se encuentra el TRC garantizado en la C3 (med=1,3 d), y aunque en C1 estuvo por debajo (med=0,5 d), este fue suficiente para llevar a cabo los procesos y se comprueba con el buen desempeño del sistema en su segunda etapa.

5.3.2 Tiempo de Retención Hidráulico (TRH)

Las Tablas Tabla 5.4 y Tabla 5.5 presentan los porcentajes de recirculación al igual que el TRH en las unidades del sistema para cada condición operacional evaluada.

Tabla 5.4 Porcentajes de recirculación para cada condición operacional

Condición

R (%) Caudal de

recirculación (L.d-1)

RE3-RC2

SS1–RE2 SS2–RE4 RE1–RC1 QR-RE3-RC2 QR SS1 –RE2 QR SS2 –RE4 QR RE1 –RC1

1 50 50 100 50 144 144 288 288 2 99 50 100 51 285,12 144 288 146,9 3 80 50 100 70 230,4 144 288 201,6

Tabla 5.5 TRH neto y nominal para cada condición operacional

Condición

𝜽𝒄

(d)

TRH (h)

Etapa 1 Etapa 2

Etapa 1 Etapa 2 RC1 RE1 RE2 RC2 RE3 RE4

Nominal Neto Neto Neto Nominal Neto Neto Neto

1 6,5±2,4 0,5±0,2 0,42 0,83 2,27 0,74 1,53 2,04 0,73 0,73 2 8,9±5,3 15,7±6,2 0,55 0,83 4,44 1,45 1,53 3,03 0,73 0,73

3 8,5±3,7 1,3±0,4 0,49 0,83 3,24 1,06 1,53 2,55 0,73 0,73

59

En la Etapa 1 se garantizó un TRH de0,83 h en RC1 durante todo el estudio y, en REEtapa 1, es decir, considerando conjuntamente a RE1 y RE2, pues ambos contribuyen a la reducción de materia orgánica carbonácea, se obtuvo un TRH de 3,0, 5,9 y 4,3 h para C1, C2 y C3 respectivamente. De acuerdo con Sarioğlu et al. (2003) estos valores se encuentran dentro de los rangos recomendados para garantizar una efectiva adsorción de la materia orgánica carbonácea en RC y su posterior estabilización en RE (TRHRC entre 30 y 90 min y TRHRE entre 3 y 8 h). En la Etapa 2, dedicada a la adsorción y trasformación del NAT, el TRH en RC2 fue de 2,04, 3,03 y 2,55 h para C1, C2 y C3 respectivamente. En esta etapa, comparada con la Etapa 1, se garantizó un TRH más alto en el reactor de contacto (RC), a lo menos 2,5 veces mayor; que basado en el rendimiento de los procesos de nitrificación resulta adecuado, pues en sistemas de lodos activados operando con altos TRH se favorece la presencia de bacterias nitrificantes, además de otras variables operacionales que deben ser controladas (Zornoza et al., 2011). En cuanto a REEtapa 2, con valor total para este parámetro de 1,46 h. Se podría pensar que el TRH es insuficiente para alcanzar a transformar el NAT a través de procesos con bajas tasas de crecimiento de sus microorganismos involucrados como la nitrificación. Sin embargo, en sistemas híbridos existe una relación inversa entre el TRH y la carga eliminada, que es explicada por el hecho de que a mayor carga aplicada al sistema, aumenta la velocidad de transferencia de sustrato y oxígeno hacia la biopelícula, lo cual propicia una mayor actividad de los microrganismos y con ello, se obtienen mayores tasas de remoción de sustrato dentro del sistema. Adicionalmente, a diferencia de lo que ocurre cuando las bacterias se mantienen en suspensión, estas al estar adheridas al medio de soporte en la zona de crecimiento adherido RE3, su permanencia en el sistema se hace independiente del régimen hidráulico; favoreciendo a aquellas que tienen una baja tasa de crecimiento como las nitrificantes(Mesa y Ponce, 2004). Lo anterior coincidió con el desempeño del sistema pues aun con el bajo TRH de operación en la Etapa 2, se presentaron buenas eficiencias de reducción de NAT.

5.3.3 Sólidos Suspendidos Volátiles en Licor Mixto (SSVLM)

La Figura 5.13ilustra el comportamiento de los SSVLM para cada etapa del sistema durante la evaluación de las tres condiciones operacionales, donde se observa que en la Etapa 1, RC1 mantuvo una concentración promedio de SSVLM de 1.417±279, 1.255±437 y 1.530±637 mg.L-1 para C1, C2 y C3 respectivamente, es decir, encontrándose principalmente dentro del rango de 1.000 a 3.000 mg.L-1 recomendado para que ocurra una correcta adsorción del sustrato en sistemas de estabilización por contacto y lograr un buen desempeño, en cuanto a reducción de materia orgánica carbonácea (Grady et al., 1999; Metcalf y Eddy, 2003; von Sperling, 2007; Vásquez et al., 2010).

60

25020015010050

5000

4000

3000

2000

1000

0

Dias de oper ación

SS

VL

M (m

g.L

-1)

RC1

RE1

RE2

Variable

C 321


5000

4000

3000

2000

1000

0

SS

VL

M (m

g.L

-1)

25020015010050

6000

5000

4000

3000

2000

1000

0

Dias de oper ación

SS

VL

M (m

g.L

-1)

RC2

RE2

RE4

Variable

C 321


6000

5000

4000

3000

2000

1000

0S

SV

LM

(mg

.L-1

)

Etapa 1

Etapa 2

a) Variación en el tiempo SSVLM - Etapa 1 b) Diagrama de cajas y alambres SSVLM - Etapa 1

c) Variación en el tiempo SSVLM - Etapa 2 d) Diagrama de cajas y alambres SSVLM - Etapa 2



Figura 5.13 Comportamiento de los SSVLM

Sin embargo, la concentración de SSVLM en RE1 y RE2 durante las tres condiciones operacionales presentó predominantemente valores por debajo de los recomendados (entre 4.000 y 10.000 mg.L-1) para una adecuada regeneración del lodo y utilización del material absorbido para los procesos metabólicos de los microorganismos, con la consecuente reducción efectiva del contaminante (Grady et al., 1999; Rittman y McCarty, 2001). No obstante, el comportamiento global del sistema indicó que es posible operarlo con concentraciones por debajo del rango típico, sin interferir de manera significativa sobre las eficiencias de reducción de materia orgánica carbonácea. En la Etapa 2, donde se buscaron garantizar las condiciones operacionales para promover procesos de trasformación de nitrógeno, se obtuvo que la concentración en RC2 durante C1 fue la más baja reportada durante el estudio, siendo de 707 ± 150 mgSSVLM.L-1 e indicando que se encontró muy por debajo del rango recomendado para lograr la trasformación de nitrógeno (1.500 a 2.500 mg.L-1) (Bernet y Spérandio, 2009; Shammas et al., 2009), aunque muy cercano al valor límite (500 mg.L-1) para que ocurran procesos de biofloculación (Grady et al., 1999). De igual manera en C2 y C3, con concentraciones promedio en RC2 de 1.456±584 y 1.855±1.209 mgSSVLM.L-1 muestran que algunos valores estuvieron por debajo del rango adecuado, siendo aproximadamente el 50% de los datos inferiores a la concentración mínima de 1.500 mg.L-1 para garantizar procesos de trasformación de nitrógeno (Figura 5.13), no obstante esto no limitó el buen desempeño del sistema. Sin embargo, en la segunda etapa además de RC2, también RE en todas sus zonas contribuye a la transformación del nitrógeno debido al flujo de la biomasa desde RE4 hacia RE1, entonces se tiene que efectivamente se garantizó una concentración adecuada de sólidos para llevar a cabo estos procesos; pues al sumar toda la biomasa dedicada a la transformación de nitrógeno en el sistema, es decir, la presente en RC2 y RE1-4 y dividirlo entre el volumen asociado de estas unidades, se calcula una concentración mediana de 1.555 mgSSVLM.L-1 durante C1 y para C2 y C3 de 1.890 y 2.210 mgSSVLM.L-1 respectivamente.

61

En la misma etapa, se observa que la zona de crecimiento adherido y suspendido (RE3) ocasionó un ligero incremento de los sólidos suspendidos, pues la concentración de SSVLM de RE3 fue mayor a la de la zona anterior RE4 (Tabla 5.3) en el sentido del flujo en RE. Lo que es acorde con El-Fadel et al. (2002), Mesa y Ponce (2004) y Hein (2006) quienes indica que en los sistemas híbridos (crecimiento adherido y suspendido) cuando la gravedad y fuerzas de cizalladura actúan sobre la biopelícula o por factores biológicos, se produce el desprendimiento de la biomasa, pasando de la fase adherida a la suspendida, incrementando los sólidos suspendidos en el licor mixto. Este incremento de la concentración de biomasa en el reactor proporciona a los sistemas mayor estabilidad y resistencia a cargas de choque. Finalmente, durante todo el estudio se puede considerar que en las dos etapas del sistema se garantizaron las concentraciones adecuadas de SSVLM para la reducción simultánea de materia orgánica carbonácea y nitrógeno, teniendo en cuenta el desempeño del sistema en cuanto a la reducción de estos contaminantes. Esto puede ser asociado a la configuración del sistema y a la forma como se distribuye la biomasa, pues al existir mezcla de biomasa entre las etapas, zonas anóxicas y de crecimiento adherido, se enriquecen las poblaciones microbianas e interacciones entre ellas, aumentando la capacidad del sistema para remover diversos compuestos y su estabilidad es mayor.

5.3.4 Carga Orgánica Volumétrica (COV)

La Figura 5.14 muestra el comportamiento de la COV aplicada al sistema en sus dos etapas, referida a la cantidad de materia orgánica carbonácea que ingresa al sistema por unidad de volumen y que es susceptible de ser adsorbida por la biomasa en el reactor de contacto y posteriormente, utilizada en el reactor de estabilización para la producción de nuevo material celular.

25020015010050

5

4

3

2

1

0

Dias de operación

CO

V (

kg D

QO

.(m

3.d

)-1)

Etapa 1

Etapa 2

Variable

C 321

Etapa

2

Etapa

1

Etapa 2

Etapa

1

Etapa 2

Etapa

1

5

4

3

2

1

0

CO

V (

kg D

QO

.(m

3.d

)-1)


a) Variación en el tiempo COV b) Diagrama de cajas y alambres COV

Figura 5.14 Comportamiento de la COV Se observa una marcada disminución de la COV aplicada a la Etapa 2 del sistema respecto a la Etapa 1; lo que indica que en la primera etapa del tratamiento, correspondiente a la reducción de materia orgánica carbonácea, el sustrato fue asimilado, reduciendo de manera significativa la cantidad de carbono orgánico que ingresó a la Etapa 2, pero quedando un remanente que al ser bajo no representa inhibición por sustrato para la nitrificación y al mismo tiempo, asegura el sustrato orgánico que sirve como fuente de carbono y energía para la posible

62

actividad heterotrófica en el sistema (Dongen et al., 2001), que puede ser atribuida a este fenómeno debido a la reducción de DQO reportada en este estudio para la Etapa 2. La COV aplicada en la Etapa 1 presentó valores promedio durante C1, C2 y C3 de 1,73±0,5, 2,04±0,8 y 3,30±0,98 kg DQO.(m3.d)-1respectivamente, indicando que algunos valores en C1 y C2 y la totalidad en C3 superan los valores recomendados para sistemas aerobios (0,3 a 2,0 kgDQO.(m3.d)-1) (Orozco, 2005) para favorecer procesos de reducción de materia orgánica. Sin embargo, estudios realizados por Vásquez (2010), López y Torres (2010), Bermúdez y Cárdenas (2011) y Amorocho y Sánchez (2013), mostraron que es posible operar los SLAEC con valores superiores de COV a las recomendadas, sin alterar la calidad del efluente e incluso logrando eficiencias de reducción de DQO alrededor del 80 %. Esto permite afirmar que la COV con que se operó el sistema en la Etapa 1 a lo largo de este estudio, permitió llevar a cabo la reducción efectiva de la materia orgánica carbonácea. Adicionalmente, independientemente de la COV aplicada a la Etapa 1, la carga aplicada a la Etapa 2 tendió a mantenerse estable, lo que demuestra indirectamente la gran capacidad de este sistema a soportar cargas altas si afectar negativamente su desempeño. Como se mencionó anteriormente, en la Etapa 2 la COV no varió considerablemente entre condiciones operacionales, así, para la C1 mantuvo un valor promedio de 0,29±0,2 kgDQO.(m3.d)-1, mientras que para C2 y C3 de 0,34±0,12y 0,38±0,17 kgDQO.(m3.d)-1 respectivamente. Estos valores, al igual como ocurrió con la Etapa 1 estuvieron por encima del rango recomendado por Jordão y Arruda (2005) (entre 0,05 y 0,20 kgDQO.(m3.d)-1) para promover la nitrificación. En el caso de C1 aproximadamente el 50% de los datos, de acuerdo con la mediana superaron los 0,2 kgDQO.(m3.d)-1 mientras que el resto, con un mínimo de 0,07 kgDQO.(m3.d)-1 (ver Tabla 5.3) se conservaron en el intervalo sugerido, por otro lado para C2 y C3 todos los valores se encuentran por encima. A pesar de presentarse en la Etapa 2 del sistema cargas orgánicas superiores a las recomendadas para el favorecimiento de procesos de transformación de nitrógeno, se observó que el desempeño global del sistema no fue alterado, es más, se lograron eficiencias de reducción de NAT específicas para esta etapa asociadas a la mediana del 68, 77 y 89% para cada condición operacional evaluada y reducción global del 88, 89 y 94% durante C1, C2 y C3 respectivamente. Este parámetro junto con la relación A/M determinan la carga neta aplicada al sistema y deben analizarse de manera complementaria.

5.3.5 Relación Alimento/Microorganismo (A/M)

La relación A/M durante la evaluación de las tres condiciones operacionales se ilustra en la Figura 5.15, la cual representa la cantidad de sustrato aplicado diariamente respecto a la biomasa total o SSVLM presente en el sistema (microorganismos). Su valor se encuentra relacionado con la tasa de utilización de sustrato, por lo que ha sido definido como un parámetro nutricional inversamente proporcional al TRC (Metcalf y Eddy, 2003). La relación A/M ha sido utilizada para el control del sistema de lodos activados, pero se corre el riesgo de no acertar con la carga deseada, debido a que es poco sensible, esto es, variaciones importantes de A/M producen cambios pequeños en la concentración de sustrato (S) y en la concentración de sólidos en el reactor (X); por lo que se prefiere utilizar el TRC que es más sensible y fácil de operar (Orozco, 2005).

63

25020015010050

3,0

2,5

2,0

1,5

1,0

0,5

0,0

Dias de operación

A/M

kg

DQ

O.(

kg S

SV

LM

.d)-

1)

Etapa 1

Etapa 2

Variable

C 321

Etapa 2

Etapa

1

Etapa

2

Etapa 1

Etapa

2

Etapa

1

3,0

2,5

2,0

1,5

1,0

0,5

0,0

A/M

(kg

DQ

O.(

kg S

SV

LM

.d)-

1)


a) Variación en el tiempo Relación A/M b) Diagrama de cajas y alambres Relación A/M

Figura 5.15 Comportamiento de la relación A/M

De igual manera como ocurrió con la COV, la relación A/M en la Etapa 2 disminuyó respecto a la etapa inicial; esto atendiendo al consumo de materia orgánica presentada en la fase inicial del tratamiento; dejando una menor disponibilidad de sustrato de naturaleza carbonácea y un efluente rico en nitrógeno (baja concentración de DQO y baja relación C/NAT), que favorece los procesos de nitrificación por el desarrollo de biomasa autótrofa. Para la Etapa 1, la relación A/M presentó valores asociados a la mediana de 0,78, 1,17 y 1,35 kg DQO.(kg SSVLM.d)-1 para C1, C2 y C3 respectivamente, a su vez la Etapa 2 exhibió una mediana de 0,25, 0,16 y 0,17 kg DQO.(kg SSVLM.d)-1 durante las tres condiciones operacionales. Estos valores son superiores y bastante alejados, especialmente en la Etapa 1, de los rangos típicos para operar SLAEC para la reducción de materia orgánica carbonácea (0,2 a 0,6 kg DQO.(kg SSVLM.d)-1) (Metcalf y Eddy, 2003) y sistemas en los cuales se buscan promover la nitrificación (<0,15 kg DQO.(kg SSVLM.d)-1) (Campos et al., 1999); aunque estudios han demostrado que hasta con una relación A/M de 0,29 kg DQO.(kg SSVLM.d)-1 en sistemas de lodos activados para promover la nitrificación, es posible alcanzar eficiencias de reducción de NAT superiores al 90% (Jordão y Arruda, 2005). En la Etapa 1 al operar con una relación A/M alta (> 0,6 kg DQO.(kg SSVLM.d)-1) se permitió un mejor aprovechamiento de la capacidad de adsorción del floc en SLAEC y alcanzar las tasas máximas de crecimiento de los microorganismos, conllevando a reducciones significativas de DQO (Vásquez, 2001). Sin embargo, bajo estas condiciones hay un predominio de microorganismos de naturaleza filamentosa, que no decantan bien, permaneciendo en suspensión casi continuamente, fenómeno conocido como bulking (Ramalho, 1996) y si el material orgánico se encuentra en exceso, no es totalmente utilizado y escapa en el efluente (Gray, 2004). No obstante a través de un correcto control de los eventos operacionales relacionados con la baja sedimentabilidad, es posible operar el sistema con altos valores para este parámetro (Bermúdez y Cárdenas, 2011). En el estudio se presentaron eventos de flotación, los cuales se controlaron mediante la modificación de la estructura de salida del sedimentador secundario, que consistió en evacuar el agua por debajo de la superficie, justo en el límite de la interface sólido-líquido, lo que evitó el escape de sólidos.

64

A pesar de los problemas mencionados, asociados a valores altos de relación A/M durante la evaluación del sistema, los eventos de mala sedimentabilidad del lodo fueron aislados, encontrándose la mayor parte del tiempo el efluente bien clarificado; con contenidos bajos tanto de DQO como de SST.

5.4 EVALUACIÓN DEL DESEMPEÑO DEL SISTEMA EN FUNCIÓN DEL TRC La Tabla 5.6 muestra el TRC obtenido en cada etapa del sistema durante la evaluación de las tres condiciones operacionales, las cuales serán comparadas a partir del desempeño del sistema en términos de la eficiencia de reducción de DQO, NAT y SST.

Tabla 5.6 Condiciones operacionales evaluadas

Condición

Duración

(d)

𝜽𝒄

(d)

Etapa 1 Etapa 2

1 72 6,5±2,4 0,5±0,2 2 101 8,9±5,3 15,7±6,2

3 54 8,5±3,7 1,3±0,4

5.4.1 Comportamiento de la DQO y SST En lasTabla 5.7, Tabla 5.8 y Tabla 5.9 se presenta el resumen estadístico de las variables evaluadas para estudiar el desempeño del sistema durante cada condición operacional, y en el Anexo 9.4 y Anexo 9.5 la totalidad de los datos reportados.

Tabla 5.7 Variables evaluadas para el desempeño de la reducción de DQO y SST – Condición 1


Carga Apl. DQO Etapa 1 g.dˉ¹ 79,6 23,2 74,6 45,1 145,6 33

Carga Efl. DQO Etapa 1 g.dˉ¹ 15,2 10,2 12,5 3,9 48,8 32


Carga Elim. Global g.dˉ¹ 72,3 22,0 69,4 37,1 142,8 31

Carga Elim. DQO Etapa 1 g.dˉ¹ 62,6 25,6 63,4 15,3 141,3 31


DQO Afluente mg.Lˉ¹ 277 81 259 157 506 33 DQO Efl. Etapa 1 mg.L-1 35 24 29 9 113 32 DQO Efl. Etapa 2 mg.L-1 19 13 15 5 58 32 SST Afluente mg.L-1 54 28 48 12 134 31 SST Efl. Etapa 1 mg.L-1 28 29 18 2 118 35 SST Efl. Etapa 2 mg.L-1 9 10 6 1 54 35 Reducción de DQO Total % 93 5 94 77 98 31 Reducción de DQO Etapa 1 % 86 12 89 51 98 31 Reducción de DQO Etapa 2 % 49 23 48 0 92 27 Reducción de SST Total % 82 17 89 24 99 30

Prom.= Promedio; Med.= Mediana; σ= desviación estándar; Min.= Mínimo; Máx.= Máximo; n= Número de datos, Apli.=Aplicada, Efl.=Efluente

65



Carga Apl. DQO Etapa 1 g.d-1 94,11 36,79 87,60 40,03 161,95 34

Carga Efl. DQO Etapa 1 g.d-1 17,93 6,54 18,65 4,22 26,77 30

Carga Efl DQO Etapa 2 g.d-1 10,44 7,12 8,78 1,87 25,63 30

Carga Elim. Global g.d-1 86,40 37,10 80,71 32,83 157,20 34

Carga Elim. DQO Etapa 1 g.d-1 76,18 34,06 72,38 20,88 139,77 26

Carga Elim. DQO Etapa 2 g.d-1 11,84 6,17 11,25 3,30 25,32 24

DQO Afluente mg.L-1 327 128 304 139 562 34 DQO Efl. Etapa 1 mg.L-1 62 23 64 14 92 30 DQO Efl. Etapa 2 mg.L-1 36 25 30 6 89 30 SST Afluente mg.L-1 75 42 68 18 186 21 SST Efl. Etapa 1 mg.L-1 42 43 25 6 180 33 SST Efl. Etapa 2 mg.L-1 16 11 11 2 43 35 Reducción de DQO Global % 88 8 90 68 98 26 Reducción de DQO Etapa 1 % 79 11 80 48 94 26 Reducción de DQO Etapa 2 % 60 22 61 26 100 23 Reducción de SST Total % 77 17 84 46 96 18

Prom.= Promedio; Med.= Mediana; σ= desviación estándar; Min.= Mínimo; Máx.= Máximo; n= Número de datos ,Apli.=Aplicada, Efl.=Efluente



Carga Apl. DQO Etapa 1 g.dˉ¹ 143,4 45,4 148,2 36,6 242,5 20






DQO Afluente mg.Lˉ¹ 498 158 515 127 842 20 DQO Efl. Etapa 1 mg.L-1 60 26 73 13 100 20 DQO Efl. Etapa 2 mg.L-1 38 28 40 8 83 19 SST Afluente mg.L-1 82 49 71 22 237 21 SST Efl. Etapa 1 mg.L-1 31 18 30 11 89 20 SST Efl. Etapa 2 mg.L-1 16 12 11 5 60 20 Reducción de DQO Total % 93 6 96 79 100 20 Reducción de DQO Etapa 1 % 88 6 89 73 97 19 Reducción de DQO Etapa 2 % 61 26 64 17 100 15 Reducción de SST Total % 76 18 78 24 95 20


DQO Para evaluar el desempeño del sistema en términos de DQO se presenta la Figura 5.16 que muestra el comportamiento de las cargas de DQO y de manera complementaria se muestra el comportamiento de la concentraciones (Figura 5.17) y eficiencias de reducción de DQO ( Figura 5.18).

66

Efl. E2

Efl. E1

Apli. E

1

Efl. E2

Efl. E1

Apli. E

1

Efl. E

2

Efl. E1

Apli.

E1

250

200

150

100

50

0

Car

ga D

QO

(g.d

-1)

Global

Etapa 2

Etapa 1

Global

Etapa 2

Etapa 1

Global

Etapa 2

Etapa 1

250

200

150

100

50

0

Car

ga e

limin

ada

DQ

O (g

.d-1

)a) Diagrama de cajas y alambres Carga DQO

eliminada DQO

b) Diagrama de cajas y alambres Carga

Condición 1 Condición 2 Condición 3 Condición 1 Condición 2 Condición 3

Figura 5.16 Comportamiento de la carga de DQO

25020015010050

900

800

700

600

500

400

300

200

100

0

Dias de operación

Con

cent

raci

ón D

QO

(mg.

L-1)

Afluente

Efl. Etapa 1

Efl. Etapa 2

Variable

Efl. E

tapa 2

Efl. Etap

a 1

Afluen

te

Efl. Etap

a 2

Efl. E

tapa 1

Afluen

te

Efl. Etap

a 2

Efl. Etap

a 1

Afluen

te

900

800

700

600

500

400

300

200

100

0

Con

cent

raci

ón D

QO

(mg.

L-1)


a) Variación en el tiempo Concentracion DQO Concentración DQO

b) Diagrama de cajas y alambres


Figura 5.17 Comportamiento de la concentración de DQO

67

25020015010050

100

80

60

40

20

0

Dias de operación

Efic

ienc

ia d

e re

ducc

ión

de D

QO

(%)

Etapa 1

Etapa 2

Global

Variable

Global

Etapa 2

Etapa 1

Global

Etapa 2

Etapa 1

Global

Etapa 2

Etapa 1

100

80

60

40

20

0

Efic

ienc

ia d

e re

ducc

ion

de D

QO

(%)


reducción de DQO

a) Variación en el tiempo Eficiencia de

reducción de DQO

b) Diagrama de cajas y alambres Eficiencia de


Figura 5.18 Comportamiento de las eficiencias de reducción de DQO

Se observa que en la Etapa 1 se aplicaron las cargas más altas debido a que es la fase inicial del tratamiento, logrando la mayor reducción de DQO del sistema, alcanzando una eficiencia promedio del 86±12, 79±11 y 88±6% para C1, C2 y C3 respectivamente. A pesar de la significativa variación de la carga aplicada (Figura 5.16) entre condiciones y dentro de las mismas; las cargas efluentes de la Etapa 1 fueron similares, reflejando la tendencia de esta etapa a adaptarse a un gran rango de carga aplicada manteniendo un efluente de calidad constante, es decir, la carga aplicada y eliminada mantienen una proporción muy uniforme. Dicho de otra forma, la Etapa 1, operada bajo condiciones similares, tendió a eliminar una mayor carga a medida que aumentaba la carga aplicada, manteniendo una eficiencia de reducción similar para las tres condiciones operacionales. La alta eliminación de carga en la Etapa 1 produjo una menor aplicación de carga orgánica a la Etapa 2, lo cual benefició el desarrollo de procesos de nitrificación en esta etapa, ya que de lo contrario, cuando se incrementa la carga orgánica en estos sistemas, las bacterias heterótrofas de rápido crecimiento compiten con las bacterias nitrificantes por el oxígeno disuelto en el reactor aireado o por el espacio en la biopelícula en el caso de sistemas híbridos (Flores, 2007), haciendo que ambos procesos se desarrollen parcialmente, resultando un efluente con alto contenido de materia orgánica y nitrógeno. La Etapa 2, aunque fue operada para favorecer procesos de transformación de nitrógeno, muestra una contribución en la eliminación de materia orgánica que incrementa la eficiencia global del sistema, pues se pasó de una eficiencia de reducción asociada a la mediana de DQO del 89, 80 y 89% al final de la Etapa 1 a una reducción global del 94, 90 y 96%, siendo la reducción especifica de la Etapa 2 del 48, 61 y 64% respectivamente, alcanzando una concentración de DQO efluente de 15, 31 y 40 mg.L-1para cada condición operacional evaluada. La reducción de materia orgánica carbonácea en la Etapa 2 puede ser atribuida a actividad heterotrófica, producto del paso de biomasa contenida en el efluente de SS1 que alimenta a esta etapa (ver Figura 5.19) y al crecimiento adherido que puede generar un nicho adecuado para el desarrollo de bacterias heterótrofas y crea además, gradientes de oxigeno que hace que en las partes más internas de la biopelícula, prevalezcan condiciones anóxicas que estimulan la presencia de bacterias denitrificantes (Schlege y Koeser, 2007; Quanet

68

al., 2012); entonces la reducción de DQO es representada por el consumo de materia orgánica por parte de microorganismos heterótrofos y de bacterias denitrificantes. Estos resultados del sistema en cuanto a la reducción de materia orgánica carbonácea, se consideran como adecuados para las tres condiciones operacionales, comparándolos con resultados anteriores en sistemas híbridos cuyas eficiencias de reducción se encuentran entre 73 y 97% (Jianlong et al., 2000; Wolff, 2005; Tizghadam et al., 2008; Saldarriaga et al., 2009) y en SLAEC donde se reportan eficiencias de reducción de DQO superiores al 80% (Alexander et al., 1979; Al-Sa´ed y Zimmo, 2004; Vásquez et al., 2010). Esto indica que con el TRC mantenido en la Etapa 1 durante todo el estudio, aun estando por encima del valor fijado de 6 d; pues aproximadamente el 75% de los datos en cada condición operacional superan los 5 d, alcanzando máximos de 10, 24 y 16 d para C1, C2 y C3 respectivamente, se logró remover eficientemente la materia orgánica carbonácea, indicando que TRC mayores a 6 d no afectan el desempeño del sistema en cuanto a la reducción de DQO. De acuerdo con la eficiencia reportada en el sistema, la mezcla de biomasa no impidió que se desarrollaran satisfactoriamente los procesos de reducción de materia orgánica carbonácea en la Etapa 1; por el contrario contribuyó adicionalmente a una reducción de NAT considerable en la Etapa 1 como se muestra más adelante. Para la Etapa 2, ocurrió algo similar, es decir, esta etapa dedicada a la trasformación de nitrógeno tampoco se vio afectada por la presencia de biomasa heterótrofa presente en la biopelícula o proveniente de la Etapa 1, dado que redujo eficientemente el NAT remanente de la primera etapa, pero a la vez contribuyó al pulimiento del AR en cuanto al contenido de materia orgánica carbonácea. No obstante, aunque el desempeño del sistema fue adecuado para las tres condiciones operacionales, no implica que el mismo haya sido indiferente a los valores de TRC mantenidos principalmente en la Etapa 2, pues se observa una disminución, aunque pequeña, en la eficiencia de reducción de DQO tanto global como para la Etapa 1 durante C2 que se asocia al alto valor de TRC en la etapa de transformación de nitrógeno, que tiene influencia sobre la reducción de materia orgánica carbonácea en la Etapa 1, pues con valores por encima de 10 d se favorece el desarrollo de bacterias autótrofas y con ello los procesos de transformación de nitrógeno (Alexander et al., 1980); sin embrago la alta relación C/N del ARD afluente, la relación A/M y COV durante la Etapa 1 privilegiaron la reducción de materia orgánica carbonácea.

SST

La Figura 5.19 y la Figura 5.20presentan el comportamiento de los SST en los efluentes de cada etapa del sistema y las eficiencias de reducción, durante las tres condiciones operacionales, C1, C2 y C3. En la Etapa 1 o efluente del SS1, la concentración presentó un comportamiento variable pero en promedio inferior a 50 mg.L-

1(28±29, 42±43 y 31±18 mg. L-1), que pueden representar paso de biomasa heterótrofa hacia la Etapa 2, sin efectos significativos en la calidad del lodo en esta etapa, pero si se le puede asociar a esto parte de la reducción de la materia orgánica carbonácea en la zona de transformación de nitrógeno. El efluente de la Etapa 2, durante las tres condiciones operacionales, presentó concentraciones de SST más bajas en comparación con las de la Etapa 1, además, sus valores son más agrupados con promedio de 9±10 mg.L-1, 16±11 mg.L-1 y 16±12 mg.L-1respectivamente; indicando mejores características de sedimentabilidad del lodo en esta etapa, que se ven favorecidas por el crecimiento adherido pues como lo indica Gebara (1999), los procesos biológicos híbridos mejoran la decantación de los sólidos al eliminar el excesivo crecimiento de microorganismos filamentosos; lo que puede explicar de igual manera una mejoría, aunque leve en las características de sedimentabilidad del lodo en la Etapa 2 respecto a la 1. Estos resultados se muestran en la Figura 5.21 y el valor de IVL corresponde al medido en el licor mixto del reactor de contacto de cada etapa.

69

25020015010050

250

200

150

100

50

0

Dias de operación

SS

T (m

g.L-

1)Afluente

Etapa 1

Etapa 2

Variable

Etapa 2

Etapa 1

Afluen

te

Etapa 2

Etapa

1

Afluen

te

Etapa 2

Etapa 1

Afluen

te

250

200

150

100

50

0

SS

T (m

g.L-

1)


a) Variación en el tiempo SST b) Diagrama de cajas y alambres SST


Figura 5.19 Comportamiento de los SST en efluentes

25020015010050

100

80

60

40

20

0

Dias de operación

Efi

cien

cia

de

red

ucc

ión

de

SS

T (%

)

Etapa 1

Etapa 2

Global

Variable

Global

Etapa 2

Etapa 1

Global

Etapa 2

Etapa 1

Global

Etapa 2

Etapa 1

100

80

60

40

20

0

Efi

cien

cia

de

red

ucc

ión

de

SS

T (%

)


reducción de SST

a) Variación en el tiempo Eficiencia de

reducción de SST



Figura 5.20 Comportamiento de las eficiencias de reducción de SST

70

Etapa 2Etapa 1Etapa 2Etapa 1Etapa 2Etapa 1

700

600

500

400

300

200

100

0

IVL

(m

L.g

-1)


Figura 5.21 Comportamiento del IVL

Durante la evaluación de C1predominaron las características de mala sedimentabilidad del lodo, pues se presentó un IVL de 422 y 322 mL.g-1para la Etapa 1 y 2 respectivamente, que de acuerdo con la clasificación propuesta por von Sperling (2001) indican la presencia de un lodo de sedimentabilidad muy pobre. Situación que puede ser respuesta del sistema ante el valor del TRC para la Etapa 2 (0,5±0,2 d)que es el más bajo evaluado en este estudio, que de igual manera afectó a la Etapa 1, debido a la mezcla de biomasa que se establece a partir del flujo de solidos desde RE3 hacia RE2. En esta condición al operarse el sistema con valores muy bajos de TRC fomentan la producción de microorganismos de altos requerimientos energéticos y generan un flujo disperso de baja floculación que no favorece la sedimentación (Orozco, 2005; van Haandel y van der Lubbe, 2007). Lo anterior explica, adema de los altos IVL’s, los constante eventos de esponjamiento del lodo y su flotación en los sedimentadores, sin embargo esto no significó un deterioro en el desempeño del proceso de tratamiento, teniendo en cuenta la calidad de los efluentes de cada etapa, aunque se requirió un control exhaustivo del sistema durante los eventos de flotación de lodo en SS1, para evitar el escape de sólidos. La concentración de SST en los efluentes durante C1 muestran que a pesar de los eventos de esponjamiento y mala sedimentabilidad que provocaban flotación del lodo en los dos sedimentadores, se lograron mantener concentraciones de SST relativamente bajas comparadas con valores típicos en sistemas de lodos activados (alrededor de 60 mg.L-1) (Oliveira y von Sperling, 2008). Se encontró una relación directa entre las características de sedimentabilidad y el mayor TRC durante C2 y C3 respecto a C1, pues a valores de TRC (15,7±6,2 para C2 y 1,3±0,4 d para C3) las características de sedimentabilidad cambiaron notablemente, siendo más favorables durante C2, condición durante la cual se presentaron los más altos valores de TRC. Este alto valor del TRC aunque no tuvo efectos significativos sobre la concentración de SST en el efluente, sí influyo en la baja necesidad de controlar el sistema debido a los eventos de flotación del lodo en los sedimentadores, observados principalmente durante C1. La concentración de SST en los efluentes de la Etapa 2 de cada condición se mantuvo relativamente estable a pesar de la variación en el contenido de sólidos en el afluente, alcanzando una eficiencia de reducción de SST del 89 y 84% (mediana) para C1 y C2 respectivamente; las cuales estuvieron acorde con lo reportado por diferentes autores en cuanto a la eficiencia de reducción de este parámetro en tratamientos secundarios (>80%) (Figueroa y Quintero, 1994; Al-Sa´ed y Zimmo, 2004; Vásquez et al., 2010).

71

Por su parte durante C3 con una eficiencia de reducción global de SST del 78%, aunque por debajo de los valores típicos en sistemas de lodos activados y en general, para tratamientos secundarios, la concentración de SST en el efluente (16±12 mg.L-1) no representó un elevado escape de sólidos, indicando una buena calidad del efluente de acuerdo con autores como Oliveira y von Sperling (2005). La menor eficiencia de reducción de SST reportada para la C3, comparada con C1, resulta contradictorio pues C3 presentó mejores características de sedimentabilidad del lodo asociados a los valores los IVL’s, con lo que se esperaría un mejor desempeño en términos de eficiencia de reducción de SST, sin embargo para esta condición la concentración de SST en el afluente fue la más alta del estudio, tal como se puede observar en la Figura 5.19; lo que hace que el ingreso de material inorgánico o inerte o de difícil asimilación sea mayor, resultando en un efluente con concentración de SST mayor en comparación aC1, que aun con malas características de sedimentabilidad pero con un control riguroso sobre los eventos de flotación, como se mencionó anteriormente, se logró obtener un efluente de buena calidad; sin embargo C3 se considera más favorable pues sin necesidad de estas acciones debido a su buena sedimentabilidad y recibiendo mayores cargas, logra un efluente de características igualmente buenas como en C1 y similares al obtenido en C2; pues las concentraciones en los efluentes fueron de 9±10, 16±11 y 16±12 mg.L-1 para C1, C2 y C3 respectivamente.

5.4.2 Comportamiento del nitrógeno En laTabla 5.10, Tabla 5.11 y Tabla 5.12 se muestra el resumen estadístico y en el Anexo 9.6 y Anexo 9.7 la totalidad de los datos reportados de las variables evaluadas para determinar el desempeño de las tres condiciones operacionales, en términos de la concentración del material nitrogenado y su eficiencia de reducción. Adicionalmente, se ha calculado la producción global y por etapa de N-NO3

- con el fin de evaluar la ocurrencia de procesos de nitrificación y denitrificación en el sistema. El porcentaje de producción de nitrato corresponde a la fracción de NAT afluente que ha sido convertido a N-NO3

- y se calculó mediante la ecuación (5.1.

% producción NO3

-=

N-NO3 Efl.- N-NO3 Afl.

N-NATAfl.

·100 (5.1)

72

Tabla 5.10 Variables evaluadas para el desempeño de la reducción del material nitrogenado – Condición 1


Carga Apli. NAT Etapa 1 g.dˉ¹ 12,2 2,5 12,6 6,9 18,4 32

Carga Efl. NAT Etapa 1 g.dˉ¹ 6,6 2,0 6,7 2,5 12,7 34


C. Elim. Global g.dˉ¹ 10,7 2,4 10,8 5,9 17,7 32

C. Elim. NAT Etapa1 g.dˉ¹ 5,6 2,3 5,7 0,5 11,9 32

C. Elim. NAT Etapa2 g.dˉ¹ 5,2 1,7 5,3 1,6 9,9 34

NAT Afluente mg.L-1 42 9 44 24 64 32

NAT Efl. Etapa 1 mg.L-1 15 5 16 6 29 34

NAT Efl. Etapa 2 mg.L-1 5 3 4 0 10 34

N-NO2-Efl. Etapa 1 mg.L-1 0,4 0,8 0,3 0 10,7 22

N-NO2-Efl. Etapa 2 mg.L-1 0,2 0,2 0,1 0 0,9 32

N-NO3-Efl. Etapa 1 mg.L-1 5 3 5 0,1 15 32

N-NO3-Efl. Etapa 2 mg.L-1 10 2 10 1,5 16 32

Reducción de NAT Total % 88 7 88 77 100 32

Reducción de NAT Etapa 1 % 64 10 64 36 82 32


Producción de NO3Total % 24 8 23 4 37 28

Producción de NO3 Etapa 1 % 11 9 12 0,2 30 28

Producción de NO3Etapa 2 % 13 6 14 4 26 23








Carga Elim. NAT Etapa 1 g.dˉ¹ 6,4 3,2 6,5 1,3 10,8 15

CargaElim. NAT Etapa 2 g.dˉ¹ 5,9 2,3 6,0 0,7 9,6 23

NAT Afluente mg.L-1 48,6 9,7 48,4 28,4 64,5 26

NAT Efl. Etapa 1 mg.L-1 26,7 11,1 25,7 5,0 50,8 25

NAT Efl. Etapa 2 mg.L-1 8,9 11,4 5,3 0,0 39,9 31

N-NO2-Efl. Etapa 1 mg.L-1 0,04 0,8 0,3 0,0 3,8 32

N-NO2-Efl. Etapa 2 mg.L-1 0,15 0,4 0,04 0,0 2,1 34

N-NO3-Efl. Etapa 1 mg.L-1 3,5 3,2 2,8 0,6 13,5 32

N-NO3-Efl. Etapa 2 mg.L-1 9,1 5,3 11 0,5 18 32

Reducción de NAT Total % 84,6 19,2 89,1 20,5 100 20

Reducción de NAT Etapa 1 % 43,6 21,7 45,0 9,5 87,4 15

Reducción de NAT Etapa 2 % 81,6 15,4 76,7 45,3 100 21

Producción de NO3- Total % 17 11 19 1,16 38 19

Producción de NO3-Etapa 1 % 5 5 1,4 0,8 14 13

Producción de NO3-Etapa 2 % 17 10 14 7,5 37 19


73






C. Elim. Global g.dˉ¹ 9,0 2,0 9,0 5,4 12,6 21

C. Elim. NAT Etapa 1 g.dˉ¹ 4,6 1,9 4,8 1,3 7,9 17

C. Elim. NAT Etapa 2 g.dˉ¹ 4,8 2,1 4,9 0,3 9,2 20

NAT Afluente mg.L-1 33 9 33 17 44 22

NAT Efl. Etapa 1 mg.L-1 16 6 17 5 27 20

NAT Efl. Etapa 2 mg.L-1 3 3 2 0 8 19

N-NO2-Efl. Etapa 1 mg.L-1 0,01 0,2 0,02 0,0 0,5 19

N-NO2-Efl. Etapa 2 mg.L-1 0,2 0,1 0,2 0,0 0,4 18

N-NO3-Efl. Etapa 1 mg.L-1 3,8 3,6 2,7 0,5 14,5 19

N-NO3-Efl. Etapa 2 mg.L-1 9,5 2,3 9,3 5,5 13,1 18

Reducción de NAT Total % 93 7 94 82 100 18

Reducción de NAT Etapa 1 % 50 20 51 6,0 86 19


Producción de NO3 Total % 27 8 27 10 45 17

Producción de NO3 Etapa 1 % 8 8 5 0,0 27 15

Producción de NO3Etapa 2 % 24 9 23 12 45 12 Prom.= Promedio; Med.= Mediana; σ= desviación estándar; Min.= Mínimo; Máx.= Máximo; n= Número de datos, Apli.=Aplicada, Efl.=Efluente

NAT, N-NO2

- y N-NO3-

Para evaluar el desempeño del sistema en términos de NAT, se presenta la Figura 5.22 que muestra el comportamiento de las cargas de NAT y de manera complementaria se muestra el comportamiento de la concentraciones (Figura 5.23) y eficiencias de reducción de NAT (Figura 5.24).

Efl. E2

Efl. E1

Apli. E

1

Efl. E2

Efl. E1

Apli. E1

Efl. E2

Efl. E1

Apli. E

1

20

15

10

5

0

Car

ga N

AT (g

.d-1

)

Global

Etapa 2

Etapa 1

Global

Etapa 2

Etapa 1

Global

Etapa 2

Etapa 1

20

15

10

5

0

Car

ga e

limin

ada

NAT

(g.d

-1)

a) Diagrama de cajas y alambres Carga NATeliminada NAT

b) Diagrama de cajas y alambres Carga

Condición 1 Condición 2 Condición 3 Condición 1 Condición 2 Condición 3

Figura 5.22 Comportamiento de la carga de NAT

74

25020015010050

70

60

50

40

30

20

10

0

Dias de operación

Con

cent

raci

ón N

AT (m

g.L-

1)

Afluente

Efl. Etapa 1

Efl. Etapa 2

Variable

Efl. Etap

a 2

Efl. Etap

a 1

Afluen

te

Efl. Etapa

2

Efl. Etapa

1

Afluen

te

Efl. Etap

a 2

Efl. Etap

a 1

Afluen

te

70

60

50

40

30

20

10

0

Con

cent

raci

ón N

AT (m

g.L-

1)


a) Variación en el tiempo Concentración NAT Concentración NAT

b) Diagrama de cajas y alambres


Figura 5.23 Comportamiento de la concentración de NAT

25020015010050

100

80

60

40

20

0

Dias de operación

Efic

ienc

ia d

e re

ducc

ión

de N

AT (%

)

Etapa 1

Etapa 2

Global

Variable

Global

Etapa 2

Etapa 1

Global

Etapa 2

Etapa 1

Global

Etapa 2

Etapa 1

100

80

60

40

20

0

Efic

ienc

ia d

e re

ducc

ión

de N

AT (%

)


reducción de NAT

a) Variación en el tiempo Eficiecia de

reducción de NAT



Figura 5.24 Comportamiento de las eficiencias de reducción de NAT

La presencia de nitritos y nitratos en el efluente de los sistemas de tratamiento es importante considerarla porque permite relacionarla con la ocurrencia de procesos de trasformación de nitrógeno. La Figura 5.25 muestra la concentración de NAT presente en el afluente y a su vez la concentración de nitritos y nitratos que salen en el efluente de cada etapa, y en la Figura 5.26 se muestra el porcentaje producción de N-NO3

- por etapa y el total producido en el sistema. En el afluente no se reportan concentraciones para estos compuestos pues su contenido en el ARD es muy bajo o no es detectable.

75

N-NO3 E

2

N-NO2 E

2

N-NO3 E

1

N-NO2 E

1

N-NO3 E

2

N-NO2 E

2

N-NO3 E

1

N-NO2 E

1

N-NO3 E

2

N-NO2 E

2

N-NO3 E

1

N-NO2 E

1

20

15

10

5

0

Co

nce

ntr

ació

n (

mg

.L-1

)


Figura 5.25 Comportamiento de los N-NO2 y N-NO3 en efluentes

Global

Etapa 2

Etapa 1

G lobal

Etapa 2

Etapa 1

G lobal

Etapa 2

Etapa

1

50

40

30

20

10

0

% d

e p

rod

ucc

ión

N-N

O3-


Figura 5.26 Comportamiento de la producción de N-NO3

En la Figura 5.22 se observa que la Etapa 1 recibió las cargas de NAT más altas del sistema por tratarse de la primera fase del tratamiento, sin embargo la alta relación C/N del afluente, la COV y la relación A/M durante cada condición operacional permitieron que prevalecieran los procesos de reducción de materia orgánica carbonácea sobre los de transformación de nitrógeno; no obstante esta Etapa contribuyó en más del 50% a la reducción global de NAT del sistema en C1 y alrededor de 40 y 50% en C2 y C3 respectivamente, con una producción considerable deN-NO3

- (Figura 5.26). La eficiencia de reducción de NAT en la Etapa 1, simultáneamente con una reducción significativa de DQO; indica que esta etapa es altamente eficiente en cuanto a reducción de materia orgánica carbonácea (principal

76

objetivo), llevando a cabo paralelamente procesos de transformación de nitrógeno con un gran rendimiento, sin afectar su estabilidad. La reducción de NAT en la Etapa 1 pudo deberse a diferentes razones tales como el uso de N-NH4

+ por parte de las bacterias heterótrofas para la síntesis de nuevo material celular (von Sperling, 1997); por paso de lodo de RE3 a RE2 que al incorporar biomasa autótrofa en la Etapa 1, pudo haber estimulado procesos de nitrificación; por la concentración de OD (prom>2,0 mg.L-1) suficiente para sustentar la actividad de ambos tipos de bacterias (heterótrofas y autótrofas); por las altas temperaturas de operación del sistema (prom=28,2 ± 2,9°C), que según van Haandel y Marais(1999) a estas temperaturas el desarrollo de procesos de nitrificación es prácticamente inevitable, y finalmente por el TRC mantenido en esta Etapa (Tabla 5.6) pues entre 5 y 8 d no solo se desarrollan bien las bacterias responsables de la degradación de materia orgánica carbonácea, sino que se logra una reducción efectiva de materia orgánica carbonácea, buena sedimentabilidad y nitrificación en sistemas de lodos activados (McClendon, 2003); incluso a partir de un TRC de 1,25 d bajo condiciones de clima tropical empiezan a darse procesos de nitrificación (van Haandel y van der Lubbe, 2007). Considerando la producción global de N-NO3

-al final del tratamiento (24±8, 17±11 y 27±8%) y comparándola con la reducción global de NAT (88±7, 85±19 y 93±7% para C1, C2 y C3 respectivamente), se observa que la remoción de NAT fue mayor que la producción de nitrato en todas las condiciones operacionales. Este comportamiento puede ser atribuido a que una parte del NAT transformado fue asimilado por la biomasa y otra probablemente sufrió denitrificación heterótrofa, escapando del sistema en forma de nitrógeno gaseoso, proceso que pudo haber sido favorecido en la zona de crecimiento adherido de la Etapa 2, puesto que la nitrificación y denitrificación pueden ocurrir de manera simultánea, al desarrollarse al interior de la biopelícula condiciones anóxicas (Jamal et al., 2011; Lim et al., 2011). La reducción de DQO en esta Etapa se puede atribuir a la ocurrencia de denitrificación heterótrofa, puesto que este proceso utiliza como fuente carbono la materia orgánica (Dongen, et al., 2001) y al ingresó de biomasa heterótrofa a través de los sólidos en el efluente de SS1. De igual manera, en la Etapa 1, en la zona considerada como anóxica (RE2) pudo presentarse efectivamente denitrificación heterótrofa, puesto que en esta zona se mantuvieron las condiciones ambientales adecuadas, disponibilidad de materia orgánica carbonácea e introducción de nitrato desde la Etapa 2 a través de RE3. En esta etapa al existir una gran diferencia entre el NAT reducido y el N-NO3

-producido, se tiene que de igual manera, adicionalmente a la incorporación de este compuesto para síntesis celular, un pequeño porcentaje pudo haber sido convertido en N2. De acuerdo con el comportamiento del sistema y con las características de los efluentes, se evidenció en la Etapa 1 la prevalencia de procesos de reducción de materia orgánica con un aporte importante en la reducción de NAT y en la Etapa 2 la predominancia de procesos de trasformación de nitrógeno tipo nitrificación-denitrificación, con su consecuente reducción de DQO atribuida en parte al consumo de materia orgánica por la denitrificación. Las eficiencias de reducción de NAT de la Etapa 2 para C1, C2 y C3 fueron de 67±17, 82±15 y 85±17%, alcanzando una eficiencia global de NAT en el sistema del 88±7, 85±19 y 93±7% y dejando un efluente con baja concentración de NAT de 4, 5 y 2 mg.L-1respectivamente. Con base en estos resultados se infiere que la mejor condición operacional fue C3, por lo que presentó la reducción promedio más alta, específica para la etapa de transformación de nitrógeno y, de igual manera para la reducción global de NAT, con una baja dispersión de los datos de acuerdo con el valor de la desviación estándar y además, se logró el menor contenido de NAT en el efluente final (med=2 mg.L-1). Este resultados es comparable con estudios en sistemas de estabilización por contacto como los realizados por Al-Sa´ed y Zimmo (2004), quienes encontraron que la modalidad de estabilización por contacto puede presentar eficiencias de reducción de DQO del 85%, simultáneamente con eficiencias de reducción de NAT del 70% y por Rusten et al. (1998) quienes obtuvieron concentraciones de NAT en el efluente inferiores a 2,0 mg∙L-1, pero con un TRC entre 12 y 13 d.

77

En cuanto a la influencia del TRC sobre la reducción de NAT, en esta etapa se encontró que a pesar del bajo valor mantenido durante C3 (1,3±0,4 d), el cual según diferentes autores afecta el desarrollo efectivo de los procesos de transformación de nitrógeno (Rusten et al., 1998; Grady et al., 1999; van Haandel y Marais, 1999; Park y Noguera; 2004; Pozo, 2008), el desempeño de esta etapa y en general del sistema,mostró que bajo esta condición los procesos de trasformación de nitrógeno se llevaron a cabo de una forma adecuada, llevando a una reducción efectiva de NAT. Este buen desempeño se dio en parte gracias a las condiciones ambientales y operacionales favorables, pero principalmente es atribuido al carácter hibrido del sistema, en el cual el crecimiento adherido mejora las reacciones biológicas y el desarrollo de microorganismos con lenta tasa de crecimiento como las bacterias nitrificantes (Wolff, 2005), garantizando, aun con un bajo TRC de la biomasa suspendida de la Etapa 2 del sistema, un tiempo de permanencia adecuado de la biomasa adherida pues en esta el TRC se hace independiente del régimen hidráulico del sistema (Mesa y Ponce, 2004), proporcionando un TRC suficiente para llevar a cabo los procesos. En el medio de soporte los microorganismos formadores de biopelícula poseen ciertas ventajas sobre los microorganismos en suspensión; entre ellas una mayor permanencia en el sistema (mayor TRC), mayores tasas de crecimiento e incremento de la actividad metabólica (Characklis y Marshall, 1990; González, 1998); lo que permite operar sistemas cuyo objetivo es la trasformación de nitrógeno, con bajos tiempos de retención celular, a diferencia de los sistemas de crecimiento suspendido que requieren altos TRC (> 6 d) atendiendo a las bajas tasas de crecimiento de las bacterias nitrificantes (Alexander et al., 1980; Grady et al., 1999; van Haandel y Marais, 1999; Gerardi, 2002).Justamente en sistemas híbridos, incluso operando a bajas temperaturas y con bajo TRC (5,7 d) se obtienen buenos desempeños en cuanto a la capacidad de nitrificación (Di Trapani et al., 2011); por otro lado, en condiciones de clima tropical, el TRC se puede disminuir hasta 1,25 d, alcanzando igualmente altas tasas de crecimiento de bacterias autotrofas (µm = 0,8 d-1 para 25 °C) (van Haandel y van der Lubbe, 2007). Es importante rersaltar que con valores tan bajos como los obtenidos durante la condicion C1 donde el TRC de la Etapa 2 fue de 0,5±0,2 d, también el desempeño del sistema fue adecuado, pues aunque la eficiencia de reducción especifica de la Etapa 2 fue la más baja reportada (67±17%), la eficiencia global alcanzó un promedio del 88 ± 7%, indicando una gran estabilidad del sistema, con una concentración promedio de NAT en el efluente por debajo de 10 mg.L-1 independientemente de la carga aplicada (6,9 a 18,4 gNAT.dˉ¹).Al igual que para la reducción de DQO, estos resultados son prometedores comparados con estudios en sistemas híbridos realizados por diversos autores (Gonzales et al., 2002; Martínez et al., 2002; Santos, 2007 y Gutiérrez, 2009) que encontraron eficiencias de reducción de NAT entre 41 y 87%. No obstante, esta no se considera como la condición más favorable debido a que se observó que la excesiva purga de biomasa presentada para esta condición, disminuye críticamente la concentración de SSVLM, principalmente en las unidades de la Etapa 2, encontrándose RC2 con una concentración promedio de 707 ± 150 mg.L-1, muy cerca del valor límite al cual ocurren procesos de biofloculación (500 mg.L-1) (Grady et al., 1999) y por fuera del rango recomendado para lograr la trasformación de nitrógeno (1.500 a 2.500 mg.L-1) (Bernet y Spérandio, 2009; Shammas et al., 2009); haciendo el sistema bastante vulnerable frente a carga de choque y propenso al lavado. Por su parte, durante C2, con un TRC superior a los 10 d (prom=15,7±6,2), el cual de acuerdo con Bolzonella et al. (2005) y Jordão y Arruda (2005) es adecuado para para promover la nitrificación en sistemas de lodos activados, se presentaron eficiencias de reducción de NAT para la Etapa 2, similares a las obtenidas durante C3, sin embargo la reducción global presentó una alta variación (85±19%), la cual resulta ser inferior a la eficiencia obtenida durante C3 además de presentar la mayor concentración de NAT en el efluente (med=5 mg.L-1), no obstante, durante C2 se aplicaron las cargas más altas de NAT a la Etapa 2 y durante C3 las más bajas. A pesar de que C3 se operó con la menor carga de NAT de todas la condiciones, todas presentaron algo en común, y es que fueron operadas con valores de COV y relación A/M superiores a los recomendados para favorecer procesos de transformación de nitrógeno; entonces atendiendo al alto porcentaje de reducción,

78

calidad del efluente y estabilidad del sistema durante C3, se considera que esta es la mejor condición de operación.

79

6 CONCLUSIONES

Para las tres condiciones evaluadas, C1 (0,5±0,2 d), C2 (15,7±6,2 d) y C3 (1,3±0,4 d) se alcanzaron eficiencias de reducción global de DQO del 93±5%, 88±8y de 93±6% y en cuanto a la reducción de NAT, las eficiencias fueron de 88±7, 85±19 y 93±7% respectivamente, mostrando que en general el sistema garantiza reducciones globales por encima del 80% de DQO y NAT con los tres TRC evaluados. Las eficiencias de reducción de DQO y NAT alcanzadas por la Etapa 1 durante las tres condiciones operacionales fueron para C1: 86±12 y 64±10; para C2: 79±11 y 44±22 y para C3: 88±6 y 50±20; en la Etapa 2, para C1: 49±23 y 67±17; para C2: 60±22 y 82±15 y para C3 (61±26 y 85±17) respectivamente; mostrando que durante C3 se obtuvieron las mayores eficiencias de reducción de DQO en la Etapa 1 y de igual manera de NAT en la Etapa 2; procesos específicos que se buscaban favorecer en cada etapa. Considerando que no se presentaron diferencias significativas entre los valores de TRC en la Etapa 1 durante la evaluación de las tres condiciones operacionales y que hubo diferencias estadísticamente significativas en cuanto a la eficiencia de reducción de DQO, tanto en carga como en concentración, se tiene que el TRC en la Etapa 2 tuvo influencia sobre la reducción de DQO en la Etapa 1, debido a la mezcla de biomasa autótrofa y heterótrofa que se establece en RE; evidenciándose que para el TRC más alto en la Etapa 2, que se presentó durante la evaluación de C2 (15,7±6,2d), el desempeño fue menos favorable en términos de reducción de DQO, pues fue 6% menor respecto a C3 y 4% menor respecto a C1, comparando las medianas. El comportamiento del sistema en términos de la eficiencia de reducción de DQO permite inferir que con bajos TRC en la Etapa 2 no se presentan efectos negativos sobre los procesos de reducción de materia orgánica carbonácea en la Etapa 1, tal como ocurrió durante C1 y C3; mientras que con valores altos, por encima de 10 d, como los presentados durante C2 (15,7±6,2d), se favorece principalmente el desarrollo de bacterias autótrofas y cuando esta biomasa ingresa a la Etapa 1 crea una competencia que resulta en detrimento del desempeño del sistema. El desempeño del sistema, operado bajo tres TRC en la Etapa 2, correspondientes a cada condición operacional, no presentó diferencias estadísticamente significativas en términos de reducción de NAT, aunque con una eficiencia de reducción de NAT un poco mayor durante C3; sin embargo como la diferencia no es muy marcada, se concluye que independientemente del TRC en la Etapa 2, el carácter hibrido del sistema (crecimiento adherido y suspendido) le confiere un tiempo de permanencia suficiente a la biomasa adherida, tal que se desarrollan eficientemente los procesos de transformación de nitrógeno ,incluso con bajos TRC, a diferencia de los sistemas con biomasa netamente suspendida que requieren TRC superiores a 6 d atendiendo a las bajas tasas de crecimiento de las bacterias nitrificantes. La condición 3 demuestra ser la más adecuada en cuanto a la reducción simultánea de DQO y NAT, pues con esta se obtuvieron las mayores eficiencias, incluso operando con la mayor carga orgánica aplicada al sistema, representada por una COV entre 0,79 y 5,17kg DQO.(m3.d)-1y relación A/M entre 0,45 y 2,88kg DQO.(kg SSVLM.d)-1; y aunque la carga de NAT aplicada a la Etapa 2 durante esta condición operacional fue la más baja, todas las condiciones operaron con valores de COV y relación A/M superiores a los recomendados para favorecer procesos de transformación de nitrógeno, siendo menos favorables durante C3; entonces atendiendo a los altos porcentajes de reducción de DQO y NAT, obteniendo la mejor calidad de efluente, con una concentración de NAT de tan solo 2mg.L-1,así como un efluente altamente estabilizado en cuanto al contenido de materia orgánica carbonácea (DQO=40 mg.L-1, mediana), características de sedimentabilidad de buena a media (IVL Etapa 2=98,4 mL.g-1) y un bajo contenido de sólidos en el efluente (16±12 mg.L-1), y mayor

80

concentración de SSVLM, que le confieren gran estabilidad operacional, se considera que el TRC durante C3 (1,3±0,4 d) es el más adecuado para operar este tipo de sistema. Durante C2 el sistema tendió a eliminar más carga de NAT, siendo acorde con la carga aplicada (la mayor de estudio), pero su eficiencia de reducción fue muy variable, pues con un promedio de 82±24 y 85±19 en cuanto a carga y concentración, indican una gran dispersión que hace a esta condición poco confiable. El TRC tuvo influencia directa sobre las características de sedimentabilidad del lodo, pues a valores muy bajos de TRC, como el evaluado durante C1, se presenta un lodo de sedimentabilidad pobre (IVL de 422 mL.g1para la Etapa 1 y 322 mL.g-1 para la Etapa 2) que ocasiona constantes eventos de esponjamiento y flotación en los sedimentadores secundarios; haciendo necesario un control riguroso del sistema para evitar el escape excesivo de sólidos. Por el contrario, a valores superiores de TRC, como los mantenidos durante C2 y C3, las características de sedimentabilidad mejoraron notablemente, disminuyendo la flotación del lodo y la necesidad de intervenir el sistema frente a estos eventos. Uno de los principales problemas de mantener valores de TRC excesivamente bajos, tales como el evaluado en la Etapa 2 durante C1 (0,5±0,2), tiene que ver con la baja concentración de SSVLM que se genera en los reactores de la misma etapa, debido a la excesiva purga de biomasa, además de fomentar la producción de microorganismos de altos requerimientos energéticos que generan un lodo disperso, que no favorece la floculación afectando la sedimentación; haciendo el sistema bastante vulnerable frente a carga de choque y propenso al lavado. Durante todo el estudio, en la Etapa 1 se obtuvieron eficiencias de reducción de DQO entre 80 y 89%, simultáneamente con eficiencias de reducción de NAT entre 45 y 64 %, y en la Etapa 2 se presentaron eficiencias de reducción de NAT entre 77 y 89%, con reducción de DQO entre 48 y 64%. Esto permite inferir que la Etapa 1 además de llevar a cabo eficientemente procesos de reducción de materia orgánica carbonácea, objetivo principal por el cual fue planteada, permite reducir en una proporción importante el NAT; mientras que en la Etapa 2 donde prevalecieron los procesos de transformación de nitrógeno, se contribuyo al pulimiento del AR en cuanto al contenido de materia orgánica carbonácea.

81

7 RECOMENDACIONES

Este estudio permitió determinar el efecto que tiene un alto o bajo TRC sobre los procesos de reducción de materia orgánica carbonácea y transformación de nitrógeno, sin embargo para comprender mejor el comportamiento de este tipo de sistema se recomienda evaluar valores intermedios de TRC con referencia a los garantizados en la Etapa 2. Debido a que se observó una gran capacidad del sistema para soportar altas cargas orgánicas, se recomienda en estudios posteriores evaluar la influencia de la carga aplicada sobre el desempeño del sistema, con el fin de definir más ampliamente los parámetros de operación que aseguran un buen funcionamiento del sistema puesto a prueba. Para estudios posteriores sobre el mismo sistema, se recomienda indagar a profundidad sobre los procesos que ocurren en la zona de crecimiento adherido y suspendido, especialmente las interacciones microbiológicas y reacciones que se dan en la biopelícula, pues como se indica en esta investigación, en esta zona ocurrieron procesos de reducción de materia orgánica carbonácea y transformación de nitrógeno tipo nitrificación-denitrificación simultanea asociados a la reducción de NAT y perdida nitrógeno posiblemente en forma de N2; entonces para confirmar esto se debe considerar la posibilidad de realizar análisis microbiológicos donde se determine la biomasa presente. De igual manera, se deberían hacer ensayos con diferentes medios de soporte, para optar por el que presente mejores características de adherencia, área superficial, durabilidad y principalmente una conductividad que no afecte el contacto del agua residual con la biopelícula pero que si evite la sedimentación en la zona de crecimiento adherido, producto de la reducción de la velocidad de paso del flujo; situación evidenciada durante este estudio. Aunque también se podría optar por reconfigurar la forma en que se distribuyen las espumas de poliuretano en la unidad.

82

8 BIBLIOGRAFIA

ALEXANDER, W.-V., EKAMA G.-A. y MARAIS G. (1979) The activated sludge process part 2. Application of the model of the general kinetic model to the contact stabilization process. Water Research, 14, 1737–1747. AL-GHUSAIN, I., MOHAMED, F. y MOHAMED, A. (2002) Nitrogen transformations during aerobic/anoxic sludge digestion. Bioresource Technology, 85, 147–154. AL-SA’ED, R. y ZIMMO, O. (2004) Process performance evaluation of the contact stabilization system at Birzeit University. Journal Environmental and Pollution, 21, 1-7. AMOROCHO, E. y SANCHEZ, D. (2013) Sistema de lodos activados para la reducción del nitrógeno amoniacal efluente de un sistema de estabilización por contacto. Tesis de pregrado en Ingeniería Sanitaria y Ambiental. Santiago de Cali, Universidad del Valle. ANTHONISEN, A.-C., LOEHR, R.-C., PRAKASAN, T.-B.-S. y SRINETH, E.-G. (1976) Inhibition of nitrification by ammonia and nitrous acid. J. wat. Poll. Con. Fed., 48, 835-852. ATLAS, R. y BARTHA, R. (2002) Ecología microbiana y microorganismos, Madrid, Pearson Educación S.A. BACA, B., SOTO, L. y PARDO, M. (2000) Fijación biológica de nitrógeno. Elementos, 38, 43-49. BARAJAS, M. G. (2002) Eliminación biológica de nutrientes en un reactor biológico secuencial. Tesis de Doctorado. España, Universidad Politécnica de Cataluña. BENEFIELD, L. y RANDALL, C. (1981) Biological process design for wastewater treatment, Englewood, Prentice Hall Inc. BERMUDEZ, F. y MARTIN, M.-G. (1984) El ciclo de nitrógeno. Ibérica, actualidad científica, pp 45-53. BERMUDEZ, J. y CARDENAS, C. (2011) Influencia de la clarificación primaria sobre la dinámica de los sólidos en un sistema de lodos activados bajo la modalidad de estabilización por contacto. Pregrado en Ingeniería Sanitaria y Ambiental. Santiago de Cali, Universidad del Valle. BERNAT, K. y WOJNOWSKA-BARYLA, I. (2007) Carbon source in aerobic denitrification. Biochemical Engineering Journal, 36, 116-122. BERNET, N. y SPÉRANDIO, M. (2009) Principles of nitrifying processes. Environmental technologies to treat nitrogen pollution, New York, IWA publishing. BITTON, G. (1994) Wastewater Microbiology, New York, Wiley-Liss. BOLZONELLA, D., PAVAND, P., BATTISTONI, P., y CECCHI, F. (2005) Mesophilic anaerobic digestion of waste activated sludge. Influence of the solid retention time in the wastewater process biochemistry. Process Biochemistry, 40, 1453-1460.

83

BREISHA, G.-Z. y WINTER, J. (2010) Bio-removal of nitrogen from wastewaters-A review. Journal of American Science, 6, 508-528. BROCK, T.-D., MADIGAN, M.-T., MARTINKO, J.-M. y PARKER, J. (1994) Biology of microorganisms, USA, Prentice-Hall International. BRODA, E. (1977) Two kinds of lithotrophs missing in nature. Z. Allg. Mikrobiol., 17, 491-493. CAMARGO, J.-A. y ALONSO, A. (2007) Contaminación por nitrógeno inorgánico en los ecosistemas acuáticos: problemas medioambientales, criterios de calidad de agua, e implicaciones del cambio climático. Ecosistemas, 16, 98-110. CAMPOS, J.-L., GARRIDO, J.-M., MÉNDEZ, R. y LEMA, J.-M. (1999). Nitrification at high ammonia loading rates in an activated sludge unit. Science, 68, 141-148. CARRERA, J. (2004) Eliminación biológica de nitrógeno en un efluente con alta carga. Estudio de los parámetros del proceso y diseño de una depuradora industrial. Doctorado en química. Barcelona, Universidad Autónoma de Barcelona. CERVANTES, F., PÉREZ, J. y GÓMEZ, J. (2000) Avances en la eliminación biológica del nitrógeno de las agua residual. Revista Latinoamericana De Microbiología, 42, 73-82. CERVERA, J. y TAVERA, J. (2006) Evaluación de algunos materiales plásticos reciclables como medios filtrantes para aguas residuales. Tecnogestión, 3, 76-82. CHARACKLIS, W.-G. y MARSHALL, K.-C. (1990). “Biofilms: A basis for an interdisciplinary approach”. Biofilms, pp 3-15. CIUDAD, G. (2007) Nitrificación-Desnitrificación vía nitrito en reactores de discos rotatorios bajo dos modalidades de operación: continua y secuenciada. Doctorado en ciencias de recursos naturales. Temuco, Universidad de la frontera. COYNE M. (2000) Microbiología del suelo: un enfoque exploratorio, Frankfort, Paraninfo. COOMBS, J.-A. (1922) Improvements in or connected with the treatment of sewage and other impure liquids. Brit. Patent. L., 187, 187–315. COX, P. A. (1995) The elements on earth: Inorganic chemistry in the environment, Oxford, Oxford University Press. CUEVAS, G. Y TEJERO, I. (2004) Nitrificación y denitrificación en un reactor de biopelícula de lecho sumergido fijo y membrana de microfiltración. CIMAV, México, Universidad de Cantabria. DALSGAARD, T. y THAMDRUP, B. (2002) Factors controlling anaerobic ammonium oxidation with nitrite in marine sediment. Appl. Environ. Microbiol., 68, 3802-3808. DAPENA-MORA, A. (2007) Wastewater treatment by Anammox process: A short-circuit in the natural nitrogen cycle. PhD Tesis. España, Universidad de Compostela.

84

DECHECO, A.C. (2011) Metabolismos microbianos, Callao, Universidad Nacional del Callao. DI TRAPANI, D., CHRISTENSSO, M. y ØDEGAARD, H. (2011) Hybrid activated sludge/biofilm process for the treatment of municipal wastewater in a cold climate region. A case study. Water Science and Technology. IWA Publishing, 63, 1121-1129. DI TRAPANI, D., MANNINA, G., TORREQROSSA, M. y VIVIANI, G. (2010) Comparison between hybrid moving bed biofilm reactor and activated sludge system: a pilot plant experiment. Water Science and Technology. IWA Publishing, 61, 891-902. DONGEN, V., JETTEN, Y LOOSDRECHT, V. (2001) The combinated Sharon/Anammox process. A sustainable method for N-removal from sludge water, Paises Bajos, IWA Publishing. ECKENFELDER, W.-W. (1986) Wastewater treatment process. Vanderbilt University, Nashville Tennessee (US). Patent application. EIROA, M. (2004) Eliminación biológica de compuestos orgánicos y nitrogenados presentes en los efluentes de una industria productora de resinas. Doctorado en Quimica. Coruña, Universidad de A Coruña. EL-FADEL, M. y BOU-ZEID, E. (2002) Aerobic hybrid growth process modeling: a parametric sensitivity analysis. International Symposium and Workshop on Environmental Pollution Control and Waste Management, 15, 333-348. FAJARDO, M. C. (2011) Autotrophic denitrification for treatment of wastewater with high concentration of sulphur and nitrogen compounds. Doctorado en ingeniería química. Santiago de Compostela, Universidad de Santiago de Compostela. FARABEGOLI, G., CHIAVOLA, A., ROLLE, E. y STRACQUADANIO S. (2004) Experimental study on nitrification in a submerged aerated biofilter. Water Science and Technology, 49, 107-113. FERNANDEZ, F. (2006) Efectos de vertidos industriales sobre la eliminación biológica de nutrientes de aguas residuales urbanas. Tesis Doctoral. La Mancha, Universidad de Castilla. FERRARA, G. (2008) Biorreactores de crecimiento adherido y suspendido operados por carga y secuencialmente para la remoción de nitrógeno. Doctorado en Ciencias de la Ingeniería. Caracas, Universidad Central de Venezuela. FERRARA, G. y RAMÍREZ, A. (2010) Influencia de la relacion C:N en la remoción de nitrógeno usando un sistema combinado de reactores por carga secuencial. Revista de la facultad de ingenieria U.C.V., 25, 41-51. FIGUEROA, L., Y QUINTERO, A. (1994) Evaluación de la eficiencia en remoción de carga orgánica con respecto al tiempo de retención en la planta piloto de tratamiento aeróbico de las aguas residuales de la ciudad de Cali. Pregrado en Ingeniería Sanitaria. Santiago de Cali, Universidad del Valle. FIGUEROA, M., VAL DEL RIO, A., MORALES, N., MOSQUERA-CORRAL, A. MÉNDEZ, R. y CAMPOS, L. (2011) Anammox: Hacia una eliminación sostenible del amonio en los efluentes de digestores anaerobios de purines. RETEMA, 151, 84-93.

85

FLORES, E.-A. (2007) Evaluación de la combinación de dos medios de soporte en reactores de lecho móvil para la remoción de nitrógeno. Posgrado en ingeniería ambiental. México D.F., Universidad Nacional Autónoma de México. GARCÍA, S. y VARELA, C. (2011) EDAR de Ávila: un ejemplo de innovación. Planta existente, tipos de tratamiento, solucion adoptada. Palacio de congresos de Ávila “Lienzo Norte”, Ávila, España. GARZÓN, M. (2005) Mecanismos no convencionales de transformación y remoción denitrógeno en sistemas de tratamiento de aguas residuales. Ingeniería Hidráulica en México, 20, 137-149. GEBARA, F. (1999) Activated sludge biofilm wastewater treatment system. Water Research, 33, 230-238. GERARDI, M. (2002) Nitrification and denitrification in activated sludge process, Nueva York, Wiley-Interscience. GIRALDO, L. y RESTREPO, I. (2003) Arranque y operación de un reactor experimental de lodos activados para el tratamiento de aguas residuales urbanas. Pregrado en Ingeniería Química. Manizales, Universidad Nacional de Colombia. GONZÁLEZ, M.-S. (1998). Biopelículas Aerobias en Tratamientos de Aguas Residuales, Venezuela, Ed. GONZÁLEZ, S., MALDONADO, L.E. y GONZÁLEZ, O. (2002) Tratamiento de aguas residuales utilizando biopelículas sobre un material poroso. XXIII Congreso Interamericano de ingeniería Sanitaria y Ambiental. Cacún, México. GRADY, C.-P.-L., DAIGGER, G.T. y LIM, H.-C. (1999) Biological wastewater treatment, Nueva York, Marcel Dekker CRC Press. GRAY, N. F. (2004) Biology of Wastewater Treatment, London, Imperial College Press. GREGORÍ, B., GUERRA, M., MIERES, G., ALBA, L., BROWN, A., RANGEL, N., SOSA, M. y HOZ, Y. (2008) Caracterización Estructural De Poliuretanos Mediante Espectroscopia FTIR Y RMN (1H y C13). Revista Iberoamericana de Polímeros, 9, 377-388. GUJER, W., Y JENKINS, D. (1975a) The contact stabilization activated sludge process- oxygen utilization, sludge production and efficiency. Water Research, 9, 553-560. GUJER, W., Y JENKINS, D. (1975b) A nitrification model for the contact stabilization activated sludge process. Water Research, 9, 561-566. GUTIERREZ, T. (2009) Tratamiento biológico avanzado de aguas residuales utilizando reactores con cintas de polietileno. Maestría en ingeniería ambiental. Ciudad de México, UNAM. HAO, J. y HUANG, J. (1996) Alternating aerobic-anoxic process for nitrogen removal. Process evaluation. Water Evironment Research, 68, 83-93. HELMER-MADHOK, C., SCHMID, M., FILIPOV, E., GAUL, T., HIPPEN, A., ROSENWINKEL, K-H., SEYFRIED, C. F., WAGNER, M. y KUNST, S. (2002) Deammonification in biofilm systems: population structure and function. Water Sci. Technol. 46, 226-231.

86

HEIN, N. (2006). Estudo da remoção de carbono e nitrogênio de efluentes urbanos em um reator de leito fluidizado operado embateladas seqüenciais. Doctorado en Ingeniería Ambiental. Florianópis, Universidad Federal de Santa Catarina. HENRY, J., Y HEINKE, W. (1999) Ingeniería ambiental, México, Prentice Hall. HER, J. y HUANG, J. (1995) Influences of carbon source and C/N ratio on nitrate/nitrite denitrification and carbon breakthrough. Biores. Technol, 54, 45-51. HERNANDEZ, A. (1992) Depuración de Aguas Residuales. Madrid, PARANINFO, S.A. HOLENDA, B., DOMOKOS, E., RÉDEY, Á. y FAZAKAS, J. (2008) Dissolved oxygen control of the activated sludge wastewater treatment process using model predictive control. Chemical Engineering, 32, 1270-1278. JAFFE, D.-A. (2000) The Nitrogen Cycle. International Geophysics, 72, 322-342. JAMAL, S., ILYAS, S., JAVID, S., VISVANATHAN, C. y JEGATHEESAN, V. (2011) Performance of suspended and attached growth MBR systems in treating high strength synthetic wastewater. Bioresource technology, 102, 5331–5336. JENKINS, D. y ORHON, D. (1972) The mechanism and design of the contact stabilization activated sludge process. Wat. Poll. Res., 1, 10. JETTEN, M.-S.-M., CIRPUS, I., KARTAL, B., VAN NIFTRIK, L., VAN DE PAS-SCHOONEN, K.-T., SLIEKERS, O., HAAIJER, S., VAN DER STAR, W., SCHMID, M., VAN DE VOSSENBERG, J., SCHMIDT, I., HARHANGI, H., VAN LOOSDRECHT, M.-C.-M., KUENEN, J.-G., OP DEN CAMP, H. y STROUS, M. (2005) 1994-2004: 10 years of research on the anaerobic oxidation of ammonium. Bioch. Soc. Transac., 33, 119-123. JETTEN, M.-S.-M., LOGEMANN, S., MUYZER, G., ROBERTSON, L. A., DE VRIES, S., VAN LOOSDRECHT, -M.-C.M. y KUENEN, G. (1997) Novel principles in the microbial conversion of nitrogen compounds. Antonie van leeuwenhoek, 71, 75-93. JIANLONG, W., HANCHANG, S. y YI, Q., (2000) Wastewater treatment in a hybrid biological reactor (HBR): effect of organic loading rates. Process Biochemistry, 36, 297–303. JIN, R-C., YANG, G.-F., YU, J.-J. y ZHENG, P. (2012) The inhibition of the Anammox process: A review. Chemical Engineering Journal, 197, 67-79. JORDÃO, E.P. y ARRUDA, C. (2005) Tratamento de esgotos domésticos, Rio de Janeiro, SEGRAC. KIM, Y.-M., CHO, H.-U., LEE, D.-S., PARK, D. y PARK, J.-M. (2011) Influence of operational parameters on nitrogen removal efficiency and microbial communities in a full-scale activated sludge process. Water Research, 45, 5785-5795. KLOTZ, M. G. (2011) Research on nitrification and related processes, part A, San Diego, Elsiever Inc. KNOWLES, R. (1982) Denitrification. Microbiol. Reviews 46, 43-60.

87

KOENIG, A., ZHANG, T., LIU, L.H. y FANG, H.-H.-P.(2005) Microbial community and biochemistry process in autosulfurotrophic denitrifying biofilm. Chemosphere, 58, 1041-1047. KOMOROWSKA, M., MAJCHEREK, H. y KLACZYN, E. (2006) Factors affecting the biological nitrogen removal from wastewater. Process Biochemistry, 41, 1015-1021. KRAFT, B., STROUS, M. y TEGETMEYER, H. E. (2011) Microbial nitrate respiration-genes, enzymes and environmental distribution. J Biotechnol. 155, 104-117. LARA, J. (2002) Eliminación de nutrientes mediante procesos de membrana. Doctorado en ingeniería civil. Madrid, Universidad politécnica de Madrid. LAMEGO, L.G. (2008) Tratamento de esgoto urbano em reator híbrido operado em bateladas seqüenciais (RHBS) submetido a variações de cargas. Posgrado en ingeniería ambiental. Florianópolis, Universidad Federal de Santa Catarina. LEE, S., VANROLLEGHEM, P., WILLEMS, P. y VERTRAETE, W. (2000) Measurement of ammonia inhibition of microbial activity in biological wastewater treatment process using dehydrogenase assay. Biotechnol. Lett., 22, 991-994. LIM, J.-W., SENG, C.-E., LIM, P.-E., NG, S.-L. y AHMAD, A.-N. (2011) Nitrogen removal in moving bed sequencing batch reactor using polyurethane foam cubes of various sizes as carrier materials. Bioresource technology, 102, 9876–9883. LIN, Y.-M., TAY, J.-H., LIU, Y. y HUNG, Y.-T. (2009) Biological Nitrification and Denitrification Processes. L. K. Wang, N. K. Shammas, y Y.-T. Hung. Handbook of Environmental Engineering, 8, 539-588. LO, I.-W., LO, K.-V., MAVINIC, D.-S., SHISKOWSKI, D. y RAMEY, W. (2010) Contributions of biofilm and suspended sludge to nitrogen transformation and nitrous oxide emission in hybrid sequencing batch system. Journal of Environmental Sciences, 22, 953-960. LOAIZA, N., MARTINEZ, G.-L., CALÍN, G. y ESQUIVEL, R. (2011) Nitrificación con bajo tiempo de retención de sólidos y bajo índice energético. Aqua-LAC, 3, 37-44. LÓPEZ, C.-H. (2009) Desarrollo del proceso Anammox para el tratamiento de lixiviados: Puesta en marcha y aplicación. Tesis Doctoral. Girona, Universidad de Girona. LÓPEZ, J.S. y TORRES, A.F. (2011) Análisis exploratorio de la transformación de nitrógeno en un sistema a escala laboratorio de lodos activados bajo la modalidad de estabilización por contacto. Pregrado en Ingeniería Sanitaria. Santiago de Cali, Universidad del Valle. MADIGAN, M.T., MARTINKO, J.M. Y PARKER, J. (2000) Brock Biology of Microorganisms, 9th. Edition, New York, Prentice Hall. MAHNE, I., PRINCIC, A. y MEGUSAR, F. (1999) Nitrification/Denitrification in nitrogen high-strength liquid waste. Wat. Res., 30, 2107-2111. MARDANI, S.-H., MIRBAGHERI, A., AMIN, M.-M. y GHASEMIAN, M. (2011) Determination of biokinetic coefficients for activated sludge processes on municipal wastewater. J. Environ. Health. Sci. Eng., 8, 25-34.

88

MARTÍNEZ, S., OROZCO, L., & BARCELÓ, O. (2002) Tratamiento de aguas residuales utilizando biopelículas sobre un material poroso. In: Federación Méxicana de Ingenieria Sanitaria y Ciencias Ambientales; AIDIS. Gestión inteligente de los recursos naturales: desarrollo y salud. México, D.F, FEMISCA, 2002. p.1-8, Tab. Congreso Interamericano de Ingeniería Sanitaria y Ambiental, 27 oct.-1 nov 2002. Cancún, México: CEPIS. MATEJU, V., CIZINSKA S., KREJCI, J. y JANOCH, T. (1992) Biological water denitrification - A review. Enzyme Microbiol. Technol. 14, 170-183. MCCLENDON CARLEY, J. (2003) The effects of temperature and solids retention time on activated sludge treatment performance. Maestría en ciencias. Knoxville, Universidad de Tennessee. MENDEZ, D. y BOLIVAR, N. (2009) Evaluación de los mecanismos de remoción de fenoles en un reactor híbrido de flujo a pistón con medio de soporte espuma de poliuretano. Pregrado en Ingeniería Ambiental y Sanitaria. Bogotá, Universidad de La Salle. MESA, L. y PONCE, L.-A. (2004) Diseño y evaluación de un reactor híbrido de biopelícula sumergida (Bio-Net) y comparación con un sistema convencional de los lodos activados, para el tratamiento de agua residuales municipales. Pregrado en Ingeniería Química. Caracas, Universidad Central de Venezuela. METCALF Y EDDY. (2003) Wastewater engineering, Treatment and reuse, New York, McGraw-Hill. MULDER, A., VAN DE GRAFF, A.-A., ROBERTSON, L.-A. y KUENE, J.-G. (1995) Anaerobic ammonium oxidation discovered in a denitrifying fluidized bed reactor. FEMS Microbiology Ecology, 16, 177-184. OLIVEIRA, S.-C. y SPERLING, M. (2005) Avaliação de 166 ETEs em operação no país, compreendendo diversas tecnologías. Parte 1-análise de desmpenho. Engenharia sanitária e ambiental, 10, 347-357. OLIVEIRA, S.-C. y VON SPERLING, M. (2008) Reliability analysis of wastewater treatment plants. Water Research, 42, 1182-1194. OROZCO, A. (2005) Bioingenieria de aguas residuales, Teoría y diseño, Colombia, ACODAL. OROZCO, A., Y SALAZAR, A. (1987) Tratamiento biológico de aguas residuales, Medellín, CESET, Universidad de Antioquia. PAVÓN, T.-B., MEJÍA, G.-V., JÁUREGUI, B. y SALAZAR, F. (2003) Control del crecimiento de microorganismos filamentosos en una planta de tratamiento de aguas residuales industriales. Rev. Int. Contam. Ambient., 19, 47-53. PACHECO, V., PAVÓN, T., SÁNCHEZ, J. y MEJÍA, G. (n.d.) Estudios respirométricos como herramienta en el análisis del comportamiento de lodos activados, Universidad Autónoma del Estado de México. PACHECO AVILA, J., PAT CANUL, R. y CABRERA SANSORES, A. (2002) Análisis del ciclo del nitrógeno en el medio ambiente con relación al agua subterránea y su efecto en los seres vivos. Ingeniería Revista académica Universidad Autónoma de Yucatán, 6, 73-81.

89

PHILIPS, S., WYFFELS, S., SPRENGERS, R., y VERSTRAETE, W. (2002) Oxygen-limited autotrophic nitrification/denitrification by ammonia oxidisers enables upward motion towards more favourable conditions. Applied Microbiology and Biotechnology, 59, 557- 566. Painter A. (1977) Microbial transformation of inorganic nitrogen. Water Science and Technology, 8, 3-29. PEÑA, L., MUÑOZ, M. y ESPINOSA, A. (2000) Tratamiento de aguas residuales municipales y su impacto ambiental sobre un ecosistema. Con-Ciencias, 37-45. PÉREZ, N.-R. (2006) Cuantificación de bacterias nitrificantes, desnitrificantes, fijadoras de nitrógeno y heterótrofas de humedales artificiales subsuperficiales el tratamiento de agua residual. Pregrado en Biología. Santiago de Cali, Universidad del Valle. PIRE, M., RODRÍGUEZ, K., FUENMAYOR, M., FUENMAYOR, Y., ACEVEDO, H., CARRASQUERO, S. y DIAZ, A. (2011) Biodegradabilidad de las diferentes fracciones de agua residual producidas en una tenería. Ciencia e Ingenieria Neogranadina, 21, 5-19. QUAN, F., YUXIAO, W., TIANMIN, W., HAO, Z., LIBING, C., CHONG., Z., HONGZHANG, C., XIUQUIN, K. y XIN-HUI, X. (2012) Effects of packing rates of cubic-shaped polyurethane foam carriers on the microbial community and the removal of organics and nitrogen in moving bed biofilm reactors. Bioresource technology, 117, 201–207. RANDALL C.-W., STENSEL H.-D. y BARNARD J.-L. (1992) Design of activated sludge biological nutrient removal plants. In Design and Retrofit of Wastewater Treatment Plants for Biological Nutrient Removal, (Edited by Randall C. W., Barnard J. L. and Stensel H. D.), Technomic, 97-184. RAMALHO, R. (1996) Tratamiento de aguas residuales, Barcelona, Editorial Reverté. RITTMAN, B. E. y McCARTY, P. L. (2001). Biotecnología del medio ambiente: Principios y aplicaciones, Madrid, McGraw-Hill. ROBERTSON y KUENEN, J.G. (1990) Anaerobic oxidation of ammonium is a biologically mediated process. Appl. Environ. Microbiol, 61, 1246-1251. RODAS, A., Y BRAND, M. (2011) Evaluación de un sistema de lodos activados a escala piloto bajo la modalidad de estabilización por contacto sin clarificacion primaria. Pregrado en Ingeniería Sanitaria. Santiago de Cali, Universidad del Valle. ROJAS, R. (2002) Sistemas de tratamiento de aguas residuales. Curso internacional “Gestion integral de tratamiento de aguas residuales” ROMERO J.-A. (2000) Tratamiento De Aguas Residuales. Teoría Y Principios De Diseño, Bogotá D.C, Editorial Escuela Colombiana de Ingeniería. RUSTEN, B., MCCOY, M., PROCTOR, R. y SILJUDALEN, J. (1998) The innovative moving bed biofilm reactor/solids contact reaeration process for secondary treatment of municipal wastewater. Water Environment Research, 70, 1083-1089.

90

SAINZ, J.A. (2005) Tecnologias para la sostenibilidad. Procesos y operaciones unitarias en depuración de aguas residuales, Madrid1era. Ed, Editorial Fundación EOI. SALDARRIAGA, J., GARRIDO, J.-M. y HOYOS, D.-A. (2009) Remoción simultánea de carbono, nitrógeno y fósforo de aguas residuales en un sistema híbrido UCT modificado. Dyna, 77(162), 39-48. SANTOS, V. (2007) Utilização de reatores híbridos de fluxo contínuo e em bateladas seqüenciais para remoção conjunta de carbono e nitrogênio de esgoto urbano. Posgrado en ingeniería ambiental. Florianópolis, Universidad federal de santa Catarina. SARIOĞLU, M., ORHON, D., GÖRGÜN, E. y ARTAN, N. (2003) Design procedure for carbon removal in contact stabilization activated sludge process. Water Science and Technology, 48, 285- 292. SCHLEGE S. y KOESER H. (2007) Wastewater treatment with submerged fixed bed biofilmreactor systems – design rules, operating experiences and ongoing developments Water Science and Technology, 55(8-9), 83-89. SHAMMAS, N.-K., LIU, Y. y WANG, L.-K. (2009) Selection and desing of nitrogen removal processes. Handbook of environmental engineering, 9, 271-311. SIEGRIST, H. REITHAAR, S., KOCH, G. y LAIS, P. (1998) Nitrogen loss in a nitrifying rotating contactor trating ammonium-rich wastewater without organic carbon. Water Sci. Technol., 38 (8-9), 241-248. SPELLMAN, F.-R. (2009) Handbook of water and wastewater treatment plant operations, Reinounido, CRC Press. STROUS M, FUERST J.-A., KRAMER E. H.-M., LOGEMANN S., MUYZER G., VAN DE PAS-SCHOONEN K. T., WEBB R., KUENEN J.-G. y JETTEN M.-S. (1999) Missing lithotrophi identified as new planctomycete. Nature, 400, 446-449 SUN KUO, M. (2004) Procesos para el tratamiento de las aguas residuales en plantas galvánicas y metalúrgicas. Pontificia Universidad Católica del Perú, 195-200. TIJHUIS, L., H.D. HUISMAN, M. VAN LOOSDRECHT y HEIJNEN, J. (1995) Formation of nitrifying biofilms on small suspended particles in airliftreactors. Biotechnol. Bioeng, 47, 585-595. TIZGHADAM, M., DAGOT, C. y BAUDU, M. (2008) Wastewater treatment in a hybrid activated sludge baffled reactor. Journal of Hazardous Materials, 154, 550-557. TRAVERS, D. (2007) Microbiología aplicada a las ciencias ambientales : reactores biológicos para el tratamiento de efluentes industriales. Pregrado en Licenciatura Bioquímica. Montevideo, Universidad de la República. ULRICH, A.-H. y SMITH, M.-W. (1951) The biosorption process of sewage and waste treatment. Sewage Ind. Wastes, 23, 1248–1253. UMATA (UNIDAD MUNICIPAL DE ASISTENCIA TÉCNICA AGROPECUARIA) (2005) Mapa social Santiago de Cali. Disponible en: http://www.cali.gov.co. [Consultado el 31 Ago. 2012].

http://www.cali.gov.co/

91

VALDEZ, E. y VÁZQUES, A. (2003) Ingeniería de los sistemas de tratamiento y disposición de aguas residuales, Mexico, Fundacion ICA. VAN HAANDEL, A. y LETTINGA, G. (1994) Tratamento Anaerobio de Esgotos: um manual para regioes de clima quente, Campina Grande, Epgraf. VAN HAANDEL, A. y MARAIS, G. (1999) O comportamento do sistema de lodo ativado: teoria e aplicações para projetos e operaçã, Campina Grande, Epgraf. VAN HAANDEL y VAN DER LUBE. (2007) Desing and optimisation of activated sludge systems, leidschendam, Paises Bajos, Ed. VAN HAANDEL, A y VAN DER LUBBE, J (2007). Handbook Biological Waste water treatment. Design and optimization of activated sludge systems. Campina Grande, Brazil. VÁSQUEZ, N., RODRÍGUEZ, Y. y TORRES, P. (2010) Evaluación a escala piloto del sistema de lodos activados en las modalidades de estabilizacion por contacto y convencional como alternativa de tratamiento secundario para el agua residual doméstica de la ciudad de Cali.Posgrado en Ingeniería con énfasis en Ingeniería Sanitaria y Ambiental. Santiago de Cali, Universidad del Valle. VÁSQUEZ, N., RODRÍGUEZ, Y., TORRES, P. y MADERA, P. (2011) Performance of a contact stabilization process for domestic wastewater treatment of cali, Colombia. DYNA, 168, 98-107. VIERO, A. F. y SANT’ANNA, G.-L. (2008) Is hydraulic retention time an essential parameter for MBR performance? Journal of Hazardous Materials, 150, 185-186. VILLASEÑOR, J. (2001) Eliminación biológica de fosforo en aguas residuales urbanas, Cuenca, Ediciones de la Universidad de Castilla-La Mancha. VON SPERLING, M. (1997) Principios do tratamento biológico de águas residuarias. Lodos ativados, Belo Horizonte, Departamento de Engenharia Sanitária e Ambiental da Universidade Federal de Minas Gerais. VON SPERLING, M. (2001) Dimensionamento de lodos ativados por batelada utilizando os princípios da teoria do fluxo de sólidos. Engenharia sanitária e ambiental, 6, 147-156. VON SPERLING, M. (2007) Activated sludge and aerobic biofilm reactors wastewater treatment. IWA Publishing, 5. WARAKOMSKI, A., KEMPEN, R.-V. y KOS, P. (2007). Microbiology/Biochemistry of the Nitrogen Cycle. Innovation process applications. New Brunswick, 277-285. WIESMANN, U. (1994). Biological nitrogen removal from wastewater. Advances in biochemical engineering/biotechnology, Berlin-Heidelberg, 51, 113-154. WOLFF, D.B. (2005) Remoção biológica de carbono e nitrogênio de esgoto urbano em reatores híbridos utilizando dois materiais suporte flotantes. Posgrado en Ingeniería Sanitaria y Ambiental. Florianópis, Universidad Federal de Santa Catarina.

92

ZORNOZA, A., AVENDAÑO, L., SUSANA, S., AMORÓS, I., BERNÁCER, I. y MARTÍNEZ, J. (2011) Análisis de las correlaciones entre diversos parámetros operacionales y físico-químicos relacionados con el proceso de nitrificación en fangos activos. Tecnología del Agua, 32, 24-34.

93

9 ANEXOS

Anexo 9.1 Datos registrados en las variables fisicoquímicas del ARD afluente al sistema durante toda su operación

Condición Día pH

(Unidades)

Alcalinidad Bicarbonática

(mg CaCO3.L-1)

Alcalinidad Total (mg

CaCO3.L-1)

DQO Filtrada (mg.L-1)

DQO Total (mg.L-1)

Nitrógeno Amoniacal Total

(mg.L-1)

Relación C/N mg DQO·(mg

NAT)-1

1 47

1 48 82,33

1 49 7,71 191 239 236,67 23,97 9,87

1 50 39,00

1 51 7,83 238 299 156,67 54,32 2,88

1 52

1 53 7,89 205 243 236,67 38,57 6,14

1 54 7,80 156 211 99,00 280,00 29,81 9,39

1 55 7,69 186 240 330,00 33,47 9,86

1 56 96,67

1 57 7,35 149 202 70,00 253,33 31,23 8,11

1 58 6,50 140 213 112,33 230,00 31,30 7,35

1 59 7,31 174 250 49,00 253,33 46,31 5,47

1 60 7,69 187 247 42,33 426,67 36,67 11,64

1 61 6,56 168 274 310,00 44,07 7,03

1 62 7,42 145 205 270,00 30,01 9,00

1 63 62,33

1 64 6,82 150 218 270,00 30,15 8,96

1 65 55,67

1 66 6,56 147 253 142,33 410,00 41,69 9,83

1 67 7,07 246 307 29,00 410,00 51,94 7,89

1 68

1 69

1 70

1 71

1 72

1 73 216,67

1 74 7,51 176 249 400,00 40,40 9,90

1 75

1 76 7,16 198 235 25,67 290,00

1 77 6,68 112 127 300,00 35,99 8,34

1 78

1 79 52,33

1 80 6,99 190 262 139,00 256,67 46,65 5,50

1 81 6,82 84 123 156,67 45,70 3,43

1 82 76,67

1 83 6,91 121 126 206,67 41,15 5,02

1 84

1 85 7,88 181 275

94

Condición Día pH

(Unidades)


(mg CaCO3.L-1)


CaCO3.L-1)


DQO Total (mg.L-1)


(mg.L-1)


NAT)-1

1 86 159,00

1 87 7,19 199 250 175,67 43,59 4,03

1 88 6,85 146 263 262,33 45,76 5,73

1 89 192,33

1 90 7,23 125 239 305,67 46,97 6,51

1 91

1 92 39,00

1 93 152,33

1 94 7,24 141 241 235,67 43,92 5,37

1 95 125,67

1 96 7,45 146 240 225,67 46,05 4,90

1 97 99,00

1 98 7,28 166 245 192,33 42,85 4,49

1 99

1 100

1 101 139,00

1 102 7,07 197 322 302,33 63,97 4,73

1 103 119,00

1 104 7,62 185 284 322,33 47,58 6,78

1 105 6,68 150 284 189,00 41,71 4,53

1 106

1 107

1 108

1 109 162,33

1 110 6,76 145 280 239,00 53,90 4,43

1 111

1 112 239,00

1 113 7,46 178 279 505,67 48,49 10,43

1 114

1 115 179,00

1 116 7,01 147 270 225,67 50,17 4,50

1 117 185,67

1 118 7,43 179 272 259,00 43,69 5,93

2 119

2 120 7,46 209 300 112,33 262,33 46,83 5,60

2 121 7,50 240 362 405,67

2 122 152,33

2 123 406,00 46,83 8,67

2 124 406,00 46,83 8,67

2 125

2 126

2 127

2 128

2 129

2 130 7,00 160 282 265,67

95

Condición Día pH

(Unidades)


(mg CaCO3.L-1)


CaCO3.L-1)


DQO Total (mg.L-1)


(mg.L-1)


NAT)-1

2 131 7,01 172 237 266,00 47,88 5,56

2 132 7,18 187 281 212,33 42,62

2 133

2 134

2 135 6,78 176 281 59,00 262,33 48,93 5,36

2 136 6,85 178 260 179,00 452,33 49,00 9,23

2 137 7,11 210 277 62,33 162,33 49,60 3,27

2 138

2 139

2 140

2 141 52,33 165,67

2 142

2 143 6,78 122 197 28,43

2 144 7,24 146 292 132,33 232,33

2 145 232,00

2 146

2 147

2 148

2 149

2 150 6,89 179 258 112,33 215,67 44,67 4,83

2 151 529,00

2 152 6,45 176 282 159,00 342,33 52,10 6,57

2 153 7,33 157 267 149,00 55,95 2,66

2 154

2 155

2 156

2 157

2 158

2 159

2 160

2 161

2 162

2 163 7,34 198 259

2 164

2 165

2 166

2 167

2 168

2 169

2 170 56,64

2 171 6,94 154 271 85,67 342,33 46,31 7,39

2 172 6,95 164 285

2 173 7,34 198 259 202,33 292,33 39,18 7,46

2 174

2 175

2 176

96

Condición Día pH

(Unidades)


(mg CaCO3.L-1)


CaCO3.L-1)


DQO Total (mg.L-1)


(mg.L-1)


NAT)-1

2 177

2 178

2 179

2 180 6,79 201 285 152,33 332,33 40,92 8,12

2 181

2 182

2 183

2 184

2 185 6,34 152 288 212,33 549,00 37,53 14,63

2 186

2 187

2 188

2 189

2 190 7,42 284 358 395,67 56,26 7,03

2 191

2 192 7,54 261 291 89,00 252,33 34,63 7,29

2 193

2 194

2 195

2 196

2 197 7,26 194 265 215,67 512,33

2 198

2 199

2 200 6,99 246 323 239,00 395,67

2 201 6,78 194 314 255,67

2 202

2 203

2 204 7,34 301 369 57,40

2 205

2 206

2 207 6,65 166 332 339,00 139,00 64,48 2,16

2 208 62,55

2 209

2 210

2 211

2 212 6,55 171 327 56,37

2 213

2 214 6,97 242 333 245,67 342,33 61,80 5,54

2 215

2 216 6,34 152 288

2 217

2 218

2 219

2 220 6,94 217 306 355,67 45,85 7,76

2 221

2 222 7,35 165 276 442,33 34,89

97

Condición Día pH

(Unidades)


(mg CaCO3.L-1)


CaCO3.L-1)


DQO Total (mg.L-1)


(mg.L-1)


NAT)-1

2 223

2 224

2 225

2 226

2 227 59,00

2 228 6,73 211 344 222,33 465,67 62,76 7,42

2 229 6,89 191 256 362,33 50,54 7,17

2 230

2 231

2 232 6,60 141 327 219,00 562,33

2 233 6,61 202 322 102,33 422,33

2 234 7,44 246 263 175,67 45,37 3,87

2 235 7,49 263 331 225,67

2 236

2 237

2 238

2 239

2 240

2 241 7,02 157 302 152,33

2 242

2 243 6,86 195 341 525,67 32,40 16,23

2 244

2 245

2 246

2 247

2 248 6,48 152 298 265,67

2 249

3 250 62,00 26,52

3 251

3 252

3 253 6,96 147 248 43,64

3 254 16,80

3 255 7,00 126 205 222,00 507,00 31,37 16,16

3 256

3 257 6,78 115 186 207,00 492,00 26,58 18,51

3 258

3 259

3 260 6,98 152 241 472,00 42,24 11,18

3 261 6,82 131 230 562,00 32,97 17,05

3 262 6,92 130 215 192,00 507,00 32,27 15,71

3 263

3 264 6,60 81 146 72,00 127,00

3 265

3 266

3 267

98

Condición Día pH

(Unidades)


(mg CaCO3.L-1)


CaCO3.L-1)


DQO Total (mg.L-1)


(mg.L-1)


NAT)-1

3 268 6,66 132 213 157,00 33,16

3 269 6,70 114 188 202,00 522,00 37,06 14,09

3 270

3 271

3 272

3 273

3 274 6,79 143 212 237,00 337,00 37,06 9,09

3 275 6,80 144 243 637,00 43,26 14,73

3 276

3 277

3 278

3 279

3 280

3 281 6,70 149 248 507,00 41,92

3 282 6,64 51 84 292,00 29,58

3 283 6,86 138 258 672,00 40,19 16,72

3 284

3 285 6,59 153 241 272,00 597,00 41,28 14,46

3 286

3 287

3 288 6,40 94 167 287,00 827,00 20,89 39,58

3 289

3 290 7,03 118 213 442,00 612,00 34,50 17,74

3 291

3 292 6,46 105 177 362,00 517,00 21,09 24,52

3 293

3 294

3 295 6,43 106 210 262,00 407,00 29,46 13,82

3 296

3 297 6,68 111 199 327,00 462,00 39,62 11,66

3 298 6,46 116 191

3 299 707,00 18,85 37,51

3 300

3 301

3 302

3 303

Anexo 9.2 Datos registrados en las variables ambientales del sistema durante toda su operación

99

Condición Día pH (Unidades) Oxígeno Disuelto (mg.L-1)

Temperatura (°C)

RC1 RE1 RE2 RC2 RE3 RE4 RC1 RE1 RE2 RC2 RE3 RE4 ARD

1 47 6,63 6,14 6,14 6,18 6,19 6,18

1 47

1 48 7,40 7,01 6,85 7,47 6,85 6,84

1 48 7,21 7,04 6,81 7,29 6,80 6,80

1 49 7,26 6,79

1 49 7,35 6,77 6,78

1 50 7,44 6,98 6,84 7,29 6,84 6,83

1 50 7,35 6,98 6,95 7,15 6,95 6,94

1 51 7,26 6,83 6,89 6,92 6,92 6,89

1 51

1 52

1 52 7,43 6,80 6,73 6,91 6,69 6,70

1 53 7,39 6,84 6,67 7,13 6,68 6,71

1 53

1 54 7,35 7,05 6,94 7,21 6,97 7,00

1 54 7,24 6,97 6,94 7,32 6,98 6,95

1 55 7,30 6,95 6,85 7,20 6,89 6,88

1 55 7,42 6,94 6,94 7,08 6,92 6,91

1 56

1 56 6,75

1 57 7,14

1 57 6,94

1 58 6,64 6,64

1 58

1 59 6,64

1 59 6,64 6,67 6,65 6,64

1 60 6,64 6,72 6,94 6,64

1 60 6,84 6,76 6,71 6,72

1 61 7,05 6,58 6,63 7,12 6,70 6,70

1 61 7,22 6,76 6,77 6,99 6,72 6,71

1 62 7,10 6,83 6,77 7,03 6,97 6,98

1 62 7,13 6,84 6,75 7,26 6,97 6,82

1 63

1 63 7,20 6,84 6,76 7,07 6,74 6,74 1,05 3,00 0,12 4,75 1,57 1,74 30,3

1 64 7,22 7,14 7,01 7,49 7,08 7,08 6,47 5,85 3,07 6,80 5,74 27,0

1 64

1 65 5,39 3,60 0,26 5,06 3,22 3,16 26,0

1 65 7,13 6,89 6,83 7,02 6,72 6,92

1 66 7,25 6,70 6,88 7,35 6,88 6,87 3,80 2,14 0,13 4,83 1,16 1,14 29,9

1 66 7,30 6,63 6,72 7,00 6,65 6,67 1,02 0,43 0,14 4,78 1,12 1,15 28,2

1 67 7,33 6,66 6,90 7,43 6,92 6,91 4,20 0,15 0,49 5,70 1,73 1,83 25,8

1 67 7,43 6,87 7,17 7,42 7,14 7,14 0,43 1,66 0,14 4,60 0,89 0,84 29,9

1 68 7,04 6,86 6,82 7,21 6,75 6,73 1,37 2,93 0,07 5,08 2,59 2,56 24,9

1 68 0,66 2,64 0,12 4,10 1,52 1,58 30,1

1 69 7,00 6,86 6,86 7,01 6,85 6,84 5,05 2,67 0,11 5,54 0,94 1,14 26,6

100


Temperatura (°C)


1 69 7,20 6,91 6,86 7,09 6,82 6,86 4,17 2,27 0,13 0,33 0,42 0,56 29,8

1 70 4,71 0,68

1 70 7,26 6,89 6,90 7,21 6,85 6,83 3,58 1,70 0,05 0,60 28,9

1 71 7,26 6,90 6,86 7,28 6,83 6,82 3,99 3,88 0,20 5,84 0,96 1,06 25,8

1 71 7,28 6,80 6,97 7,20 6,92 6,92 0,60 2,54 0,14 4,77 0,47 0,51 29,2

1 72 7,02 6,90 6,88 7,00 6,87 6,93 3,36 5,12 0,17 5,86 2,78 2,83 29,9

1 72

1 73 7,21 6,70 6,55 6,98 6,60 6,63 4,12 4,93 1,93 5,96 3,44 3,44 31,0

1 73

1 74 7,23 6,25 6,20 6,54 6,25 6,24 2,93 5,99 1,41 6,44 4,55 4,63 26,0

1 74 7,32 6,40 7,03 7,41 6,62 6,64 2,28 3,31 0,15 5,82 4,29 4,31 28,6

1 75 0,17 5,27 1,48

1 75 1,94 3,74 1,45 27,1

1 76 7,15 6,60 6,67 7,37 6,69 6,71 3,51 3,64 0,21 5,77 2,27 2,11 25,5

1 76 2,94 2,39 0,38 5,06 1,17 1,13 29,0

1 77 7,44 6,77 6,82 7,30 6,82 6,82 4,79 2,66

1 77 7,33 6,58 6,56 7,17 6,49 6,49 4,14 3,08 0,67 2,62 31,0

1 78 6,86 6,39 7,17 6,45 6,45

1 78 5,69 3,60 4,70 2,38 2,37 29,7

1 79 7,16 6,67 6,65 6,99 6,72 6,78 29,8

1 79 3,85 5,02 3,97 6,18 4,75 4,76

1 80 7,01 6,50 6,48 6,70 6,49 6,50 5,25 6,54 4,29 6,30 5,74 5,77 25,2

1 80 6,96 6,49 6,36 6,60 6,31 6,43 5,04 4,95 2,85 5,70 3,94 4,00 29,3

1 81 7,32 6,21 6,17 7,01 6,18 4,72 4,75 2,73 5,22 3,64 3,64 28,5

1 81 7,21 6,29 6,11 7,05 6,12 6,24 1,57 2,69 0,11 4,85 1,44 1,42 29,0

1 82 6,92 6,68 6,58 7,18 6,68 6,68 6,39 4,11 2,58 5,53 3,07 3,05 26,1

1 82 6,81 6,63 6,63 6,69 2,28 3,00 2,31 4,86 4,07 4,13 28,5

1 83

1 83

1 84 7,32 6,51 6,51 7,44 6,64 6,66 1,19 2,97 1,62 5,60 3,17 3,21 26,9

1 84 7,52 6,46 6,45 7,03 6,49 6,51 1,02 2,53 0,36 4,34 1,09 1,13 29,1

1 85 7,30 6,68 6,61 6,89 6,57 6,59 4,15 4,37 0,14 5,01 1,05 1,08 25,9

1 85 7,28 6,66 6,58 6,89 6,56 6,57 1,79 2,54 1,22 4,32 3,73 3,85 29,3

1 86 7,27 6,60 6,49 7,20 6,52 6,51 3,80 2,73 5,18 2,66 4,58 27,9

1 86

1 87 7,16 6,64 6,50 7,00 6,57 6,58 3,46 3,37 0,09 4,88 1,05 1,06 25,8

1 87 7,41 6,72 6,55 6,93 6,73 6,72 2,33 3,79 0,26 4,13 2,38 2,77 30,6

1 88 7,36 6,64 6,56 7,10 6,54 6,53 0,30 2,22 0,20 4,84 0,87 0,91 28,5

1 88 7,16 6,62 6,98 7,33 6,98 6,97 0,42 0,20 0,09 4,01 0,94 0,95 31,3

1 89 7,33 6,76 6,72 7,15 6,69 6,70 1,85 3,06 1,45 4,32 2,50 2,53 30,1

1 89 7,32 6,84 6,77 7,04 6,82 6,85 1,30 2,60 0,99 4,16 3,21 3,54 33,3

1 90 7,19 6,66 6,59 7,19 6,63 6,63 2,70 2,78 0,50 5,07 1,08 1,01 28,7

1 90

1 91 4,60 4,28 0,37 5,47 2,07 2,05 27,1

1 91

101


Temperatura (°C)


1 92 3,75 3,22 0,20 4,75 1,07 1,08 29,7

1 92 6,93 6,88 6,76 7,05 6,75 6,78 0,91 3,01 1,61 5,23 4,24 4,37 27,6

1 93 3,90 4,43 1,28 5,05 3,82 3,85

1 93 30,8

1 94 6,92 6,24 6,33 6,94 6,30 6,29 5,03 5,25 0,18 5,99 1,18 1,26 23,7

1 94 6,64 6,54 6,49 6,78 6,46 6,47 5,20 3,61 0,29 4,95 0,94 0,95 27,2

1 95 7,15 6,70 6,79 7,11 6,63 6,61 1,41 2,25 0,41 4,79 2,32 2,47 26,0

1 95 7,25 6,75 6,81 6,98 6,81 6,77 0,88 0,25 0,11 4,28 0,32 0,43 29,3

1 96 7,15 6,60 6,71 7,05 6,67 6,66 2,61 0,19 4,87 1,00 1,03 26,6

1 96 7,24 6,78 6,87 7,05 6,79 6,80 0,98 0,61 0,03 3,95 0,19 0,23 32,1

1 97 7,01 6,70 6,60 6,77 6,65 6,66 1,09 2,08 0,06 4,31 0,49 0,56 30,6

1 97 7,21 6,73 6,76 7,00 6,77 6,72 0,87 1,81 0,09 5,43 0,32 0,29 28,2

1 98 7,12 6,64 6,62 6,89 6,55 6,57 3,16 3,43 0,17 5,48 2,54 2,47 26,8

1 98 7,11 6,65 6,71 6,99 6,64 6,63 1,51 1,71 0,26 4,73 0,72 1,61 31,7

1 99 7,19 6,87 6,71 6,89 6,72 6,71 2,13 3,77 0,25 4,41 1,64 1,68 27,5

1 99 7,29 6,72 6,75 6,91 6,83 6,77 2,85 2,81 0,17 4,04 0,98 1,10 28,7

1 100 7,25 6,71 6,72 6,77 6,61 6,60 2,68 2,60 0,10 2,37 1,69 1,96 32,9

1 100

1 101 7,41 6,85 6,67 6,86 6,64 6,78 5,65 5,08 1,92 6,64 4,52 4,69 24,9

1 101 7,32 6,75 6,71 6,76 6,65 6,64 2,42 2,87 0,05 3,26 2,54 2,24 28,3

1 102 7,08 6,63 6,67 6,72 6,51 6,62 2,51 3,53 0,36 4,60 3,90 3,98 25,0

1 102

1 103 6,93 6,84 6,80 6,93 6,78 6,93 4,74 3,29 0,22 6,04 4,13 4,19 30,7

1 103 7,23 6,77 6,70 6,90 6,67 6,66 1,86 2,65 0,08 3,95 2,07 2,18 29,4

1 104 7,19 6,67 6,64 6,92 6,59 6,65 2,93 3,43 0,11 4,90 1,02 1,03 26,1

1 104 7,12 6,67 6,66 6,70 6,63 6,60 2,27 2,26 0,06 4,00 2,91 2,91 31,3

1 105 7,06 6,77 6,62 6,79 6,65 6,67 5,40 3,90 0,53 6,61 3,86 3,46 26,4

1 105 6,87

1 106 7,06 6,74 6,85 6,77 6,87 6,65 1,48 0,08 0,03 3,26 0,23 0,25 30,1

1 106 6,93 6,54 6,73 6,73 6,65 2,70 0,20 0,15 4,48 0,36 0,39 30,6

1 107 3,46 3,32 0,35 3,86 3,42 3,39 25,6

1 107

1 108 1,58 2,29 0,15 4,56 0,70 0,74 24,9

1 108 2,81 2,54 1,04 2,81 30,4

1 109 2,46 2,80 0,17 3,87 3,83 2,97 30,0

1 109 3,99

1 110 5,71 3,65 0,25 5,35 2,41 2,62 30,5

1 110

1 111 7,22 6,26 6,38 6,83 6,32 6,85 2,39 1,68 0,18 3,85 1,29 1,40 29,7

1 111 7,06 6,45 6,55 6,55 6,45 2,09 2,60 0,16 4,58 1,61 1,81 30,5

1 112 6,36 6,27 6,31 6,89 6,30 6,30 6,04 2,64 0,19 5,03 0,66 0,76 27,3

1 112 6,63 6,67 6,63 6,88 6,66 6,67 3,54 5,37 0,15 5,61 5,20 5,22 27,8

1 113 7,31 6,77 6,64 6,77 6,67 6,78 3,97 5,17 0,24 4,33 4,04 4,27 29,9

1 113 7,25 6,87 6,61 6,96 6,73 6,75 3,72 4,39 1,99 4,09 4,09 31,8

1 114 7,41 6,72 6,67 6,98 6,68 6,68 3,50 4,65 2,13 4,76 4,13 4,16 28,7

102


Temperatura (°C)


1 114

1 115 6,91 6,67 6,50 6,74 6,51 6,61 6,50 4,47 2,93 5,76 4,05 4,58

1 115

1 116 7,33 6,82 6,68 7,15 6,82 6,82 3,44 4,57 0,24 5,65 3,37 4,68 25,2

1 116 7,06 6,79 6,83 7,19 6,97 6,98 1,02 3,63 0,31 5,12 5,02 5,08 28,7

1 117 6,75 6,70 6,64 7,02 6,76 6,77 1,55 2,84 0,10 5,33 4,68 4,80 32,4

1 117 7,09 6,80 6,73 6,99 6,60 6,83 2,26 4,02 0,08 5,56 5,17 5,21 28,7

1 118 7,14 6,72 6,67 7,59 7,18 7,17 1,54 2,56 0,08 6,55 4,83 4,97 25,4

1 118 6,83 6,73 6,68 7,41 6,94 6,96 2,57 5,08 1,82 5,97 5,36 5,42 26,8

2 119 7,49 7,40 7,14 7,35 7,13 7,25 3,23 4,44 1,73 6,46 2,66 2,50 24,1

2 119

2 120 7,45 7,35 7,33 7,42 7,35 7,35 1,35 3,72 1,64 4,16 1,96 2,01 25,9

2 120

2 121 7,50 7,50 7,05 7,52 7,31 7,36 4,61 4,27 3,84 1,78 25,5

2 121 7,64 7,67 7,38 7,63 7,25 7,36 4,48 4,75 0,14 4,84 0,29 0,15 29,2

2 122 7,56 7,38 7,33 7,36 7,31 7,36 3,29 3,09 0,27 2,37 2,50 2,47 29,3

2 122 7,56 7,31

2 123 7,65 7,61 7,32 7,63 7,35 7,35

2 123

2 124 7,58 7,67 7,58 7,63 7,53 7,54 0,41 4,20 0,77 3,14 2,60 2,74 25,7

2 124 7,58 7,60 7,55 7,51 7,41 7,52 1,50 4,40 2,01 3,31 2,99 3,11 28,5

2 125 7,40 7,38 7,32 7,28 7,28 7,25 1,08 1,54 0,09 2,48 0,12 1,22 27,5

2 125 7,67 7,60 7,53 7,63 7,45 7,44 4,78 5,56 0,83 4,70 2,81 2,37 26,2

2 126 7,71 7,69 7,57 7,63 7,27 7,56 5,80 5,05 1,50 5,18 2,66 2,66 27,2

2 126 7,56 7,42 7,35 7,45 7,40 7,39 3,18 3,17 0,32 3,01 2,35 2,36 27,5

2 127

2 127

2 128 6,04 3,25 2,08 4,02 3,79 3,78 25,0

2 128

2 129

2 129 7,37 6,72 6,70 6,71 6,82 6,76 3,92 4,31 3,02 6,52 3,49 3,50 23,5

2 130 7,26 6,75 6,74 6,92 6,77 6,76 3,15 3,21 1,76 4,48 2,18 2,09 26,2

2 130

2 131 7,25 6,87 6,79 7,05 6,91 6,90 4,24 4,29 2,24 2,89 3,65 3,51 24,0

2 131

2 132

2 132 7,18 6,50 6,51 6,65 6,54 6,52 2,17 1,75 0,11 2,58 1,14 0,94 27,6

2 133 6,61 6,49

2 133 7,15 6,59 6,47 6,61 6,65 6,49 2,35 3,10 0,26 3,66 0,10 1,43 27,6

2 134 7,49 6,81 6,78 7,02 6,83 6,82 2,22 2,10 0,59 2,97 0,74 2,80 26,8

2 134

2 135 7,49 6,85 6,90 7,08 6,94 6,96 5,78 3,87 1,77 4,36 2,42 2,11 24,4

2 135 7,32 6,64 6,68 6,95 6,79 6,79 2,83 1,52 0,80 2,81 2,38 2,24 26,5

2 136 7,46 6,70 6,89 6,74 6,98 0,49 6,89 1,96 0,76

2 136 7,39 7,13 6,93 6,61 7,09 7,00 2,15 2,79 0,09 1,59 0,92 0,76 28,1

103


Temperatura (°C)


2 137 7,54 6,89 6,89 7,02 6,93 6,91 2,16 1,59 0,70 1,57 1,13 0,91

2 137

2 138 7,42 6,90 6,77 6,92 7,01 6,83 3,51 4,59 0,27 2,70 1,76 2,42 23,9

2 138 7,33 7,04 7,15 6,77 6,77 6,77 1,97 5,17 0,04 1,18 1,23 1,27 27,0

2 139 7,40 6,92 6,95 6,99 6,91 6,93 3,46 1,96 0,60 2,34 0,73 0,55 25,1

2 139 7,29 6,95 7,12 6,63 7,13 6,99 4,51 2,74 0,08 1,25 0,63 0,46 28,2

2 140 7,19 6,94 6,79 6,77 6,79 6,78 2,24 4,60 1,76 3,09 2,35 2,33 27,6

2 140 7,14 6,74 6,80 6,78 6,79 6,77 0,62 1,66 0,15 1,38 0,47 0,45 28,4

2 141 7,38 6,99 6,95 7,05 6,93 6,95 2,45 0,93 0,35 2,70 1,25 2,23 27,1

2 141 0,67

2 142 7,30 7,03 7,01 7,10 7,04 7,04

2 142 7,30 7,03 7,01 7,04 2,66 0,82 0,07 0,67 2,52 2,57 27,4

2 143 6,94 6,14 6,18 6,12 6,54 6,21 3,60 1,75 0,18 2,78 3,02 2,99 27,1

2 143 7,02 6,31 6,33 6,29 6,52 6,38 3,03 0,40 0,32 2,33 2,87 2,90 28,5

2 144 6,98 6,63 6,56 6,65 6,84 6,89

2 144 4,88 3,48 2,33 4,31 3,91 3,81 26,4

2 145 7,48 6,76 6,73 6,92 6,93 6,70 4,25 3,55 0,17 4,01 1,11 1,00 25,7

2 145

2 146 7,37 6,74 6,72 6,68 6,71 6,71 4,16 2,07 0,54 3,11 1,83 1,76 25,4

2 146 7,34 6,64 6,87 6,70 6,93 6,75 4,43 2,77 1,90 4,20 1,74 1,47 27,6

2 147 7,43 6,62 6,55 6,76 6,58 6,58 4,20 3,51 0,16 1,94 0,69 0,45 26,6

2 147

2 148 6,84 6,77 7,01 6,76 6,78 3,88 3,52 0,29 5,04 1,65 1,45 28,8

2 148

2 149 7,15 6,51 6,58 6,53 6,61 6,59 5,03 3,69 0,63 2,53 1,01 0,81 28,1

2 149

2 150 6,51 6,60 6,44 6,47 6,45 6,47 2,97 5,00 0,29 4,14 2,22 2,19 26,7

2 150 7,43 6,37 6,46 6,39 6,43 6,47 2,33 2,66 0,63 1,29 0,36 2,09

2 151 28,9

2 151 7,21 6,55 6,66 6,72 6,62 6,68 3,06 0,93 0,14 1,57 0,86 0,74

2 152 7,44 6,69 6,83 6,94 6,81 6,86 3,67 1,16 0,16 2,08 0,97 0,75 25,0

2 152 7,49 6,57 6,84 6,95 6,84 6,83 1,78 0,43 0,08 1,53 0,49 0,42 28,4

2 153 7,48 6,59 6,61 6,93 6,87 6,72 3,57 1,39 0,29 2,47 1,12 0,86 26,1

2 153 7,49 6,49 6,62 6,94 6,90 6,86 2,64 0,51 0,26 0,96 0,86 0,69 28,8

2 154 7,36 6,46 6,44 6,77 6,64 6,64 3,32 1,01 0,34 1,95 1,04 0,73 26,9

2 154

2 155 7,48 6,73 6,78 7,03 6,80 6,79 2,92 1,14 0,10 2,44 0,63 0,35 24,9

2 155

2 156 7,81 7,29 7,29 7,34 7,30 7,29 2,55 2,04 0,11 3,93 1,64 1,62 30,2

2 156

2 157 7,54 7,08 6,98 7,13 7,04 7,05 4,70 5,10 0,60 4,97 3,51 3,18 23,8

2 157

2 158 7,53 7,08 6,98 7,15 7,06 7,00 6,14 4,91 0,32 6,01 3,52 3,44

2 158 7,73 7,09 7,05 7,15 7,03 7,02 6,10 4,67 2,89 5,68 4,14 4,25

2 159 7,62 6,93 6,93 6,95 6,89 6,90 3,83 4,13 1,38 3,81 3,18 3,02 25,3

104


Temperatura (°C)


2 159 7,57 6,87 6,86 6,88 6,91 6,89 3,06 2,93 1,11 3,34 3,50 1,06 27,5

2 160 7,63 6,90 7,02 6,87 6,84 6,88 4,09 4,17 0,06 3,46 0,76 0,56

2 160

2 161 7,41 6,99 6,94 6,91 6,94 6,88 4,90 4,97 2,84 4,35 3,20 3,10

2 161

2 162 7,91 7,68 7,70 7,71 7,58 7,78 3,01 0,48 0,08 0,44 0,26 0,27 23,4

2 162

2 163

2 163 7,67 7,15 7,12 7,07 7,33 7,09 2,22 1,58 0,12 2,11 1,24 1,13 27,4

2 164

2 164 7,76 6,76 6,83 6,77 6,81 6,77 2,41 3,56 0,63 2,61 1,15 27,1

2 165 8,12 6,47 6,60 6,33 6,51 6,48 3,88 3,35 0,19 2,28 1,51 1,45 27,6

2 165

2 166

2 166

2 167 7,43 6,81 6,94 6,52 6,93 6,75 5,03 6,04 0,14 4,30 1,01 0,76 25,9

2 167

2 168 7,26 7,00 6,89 7,05 6,88 6,91 1,36 5,27 1,09 4,23 0,25 2,42 27,0

2 168

2 169

2 169

2 170 6,80 5,73 5,77 5,47 5,79 5,76 7,09 6,52 4,73 7,12 5,15 5,30

2 170

2 171 7,13 6,93 6,99 6,93 6,99 6,97 3,68 6,27 2,26 5,80 3,75 3,81 25,1

2 171

2 172 4,19 5,34 0,16 2,41 1,46 1,27 25,0

2 172

2 173 2,54 5,04 0,19 3,46 1,76 1,76 27,4

2 173

2 174 2,07 4,15 1,34 1,98 0,96 0,79 26,5

2 174

2 175 7,13 7,26 7,27 7,22 7,28 7,28 2,32 2,95 0,45 3,99 1,03 1,10 24,7

2 175

2 176

2 176

2 177

2 177

2 178 2,19 2,52 0,22 4,27 1,00 1,00 24,8

2 178

2 179 3,31 4,51 0,18 3,70 0,97 0,82 27,4

2 179

2 180 25,9

2 180

2 181 29,1

2 181 2,89 3,48 0,13 3,55 0,62 0,49

105


Temperatura (°C)


2 182 4,85 4,37 0,86 4,41 2,06 2,29 24,3

2 182

2 183 2,15 2,52 0,10 3,48 0,77 0,67 27,8

2 183

2 184 7,40 6,69 6,62 6,72 6,75 6,53 3,29 3,90 0,16 4,26 1,19 1,10 25,3

2 184

2 185 7,55 7,23 7,18 7,26 7,22 7,81 2,99 4,71 2,03 4,56 3,17 3,07 26,1

2 185

2 186 7,31 7,04 7,02 7,20 6,86 6,95 5,75 4,84 3,67 5,59 3,96 3,87 27,9

2 186

2 187 7,16 6,96 6,99 6,95 6,78 6,78 7,24 6,30 4,95 6,60 4,87 5,02 25,4

2 187

2 188 8,00 7,53 7,52 7,59 7,52 7,60 4,92 0,10 0,03 0,37 0,16 0,29 26,3

2 188

2 189 6,68 6,45 6,37 6,56 6,36 6,37 3,55 4,46 3,30 6,31 2,89 3,08 25,7

2 189

2 190

2 190

2 191 7,36 7,10 6,94 7,17 7,03 6,89 3,23 5,50 3,83 6,13 3,61 3,72 25,3

2 191

2 192 7,61 6,81 6,87 6,85 6,83 6,80 2,92 2,89 0,52 3,53 1,78 1,78 27,4

2 192

2 193 7,14 6,77 6,94 6,96 7,02 6,96 2,31 0,50 0,10 3,04 0,48 0,49 27,8

2 193

2 194 7,59 6,86 6,91 6,73 6,86 0,37 1,73 0,07 2,32 0,31 0,43 27,6

2 194

2 195 6,59 6,43 6,49 6,59 6,46 6,43 0,11 3,13 0,55 2,03 1,22 1,23 26,0

2 195

2 196

2 196

2 197 7,48 7,00 7,06 6,95 7,19 6,95 1,09 0,24 0,10 0,57 0,53 0,55 26,1

2 197 4,93

2 198 7,15 6,97 7,13 7,13 7,02 6,74 1,83 0,08 2,88 27,1

2 198

2 199 7,73 7,20 6,72 6,91 6,98 6,89 3,57 4,77 0,14 4,45 1,53 1,50 24,9

2 199

2 200 7,51 6,45 6,71 6,59 6,70 6,56 1,79 2,99 0,19 0,85 0,65 0,77 26,2

2 200

2 201 0,87 5,35 0,12 2,40 2,00 2,00 24,5

2 201

2 202 6,74 6,68 6,44 7,08 6,53 6,38 2,56 3,88 0,13 4,35 4,09 4,03 24,9

2 202

2 203 7,47 6,53 6,68 6,47 6,60 7,40 2,37 2,47 0,28 1,96 0,96 1,14 25,9

2 203

2 204 0,82 0,52 0,33 1,32 1,17 1,22

106


Temperatura (°C)


2 204 7,48 6,42 6,64 6,35 6,64 6,61

2 205 7,63 6,86 6,94 6,47 6,86 6,87 2,10 2,67 0,17 2,38 1,25 1,39 25,7

2 205

2 206 7,55 6,80 6,79 6,75 6,77 6,82 1,60 2,47 0,17 2,27 2,38 2,30 26,3

2 206

2 207 7,88 6,83 6,86 7,05 7,81 6,78 5,20 0,45 0,48 0,40 0,75 1,26 30,0

2 207

2 208 7,05 6,73 6,64 6,80 6,76 6,73 1,38 5,42 1,26 5,52 4,02 3,83 24,1

2 208

2 209 6,83 6,76 6,69 7,02 6,72 6,75

2 209

2 210 7,49 6,33 6,82 6,58 6,78 6,76 2,45 2,78 0,08 1,59 0,35 0,27 26,4

2 210

2 211

2 211

2 212 6,24 6,43 7,07 6,15 7,05 7,06 0,25 1,66 0,14 2,77 2,76 2,48 24,8

2 212

2 213 7,18 6,47 6,61 6,46 7,00 7,01 0,57 1,70 0,18 1,64 4,09 3,69 26,7

2 213

2 214 1,81 2,75 1,34 1,45 2,86 2,70 24,9

2 214

2 215 0,72 2,49 0,75 3,66 3,42 3,57 25,1

2 215

2 216 1,44 1,90 0,09 4,46 1,50 1,66 27,1

2 216

2 217 0,10 0,16 0,09 3,33 1,10 0,98 25,3

2 217 0,12 1,03 0,05 5,12 0,13 1,55 28,0

2 218

2 218 0,17 0,31 0,05 5,44 1,43 1,67 25,1

2 219

2 219 6,39 6,65 6,59 6,43 6,52 6,53 0,97 0,07 0,06 1,33 0,10 0,14 28,1

3 220 6,73 6,53 6,51 6,73 6,76 1,20 1,33 0,16 3,72 2,47 2,62 26,6

3 220

3 221 6,76 7,42 7,27 6,37 7,30 7,32 6,96 4,28 3,74 6,25 4,47 4,16 24,6

3 221 7,33 6,92 6,91 6,87 7,16 6,97 0,91 2,18 0,07 2,22 1,13 1,30 31,6

3 222 7,55 6,94 7,31 7,13 7,28 7,30 1,46 3,59 0,15 2,47 2,85 2,55 27,1

3 222

3 223

3 223

3 224 2,21 3,71 0,09 2,13 0,10 0,46 25,8

3 224

3 225 0,89 1,58 0,07 1,64 2,18 1,32

3 225 31,8

3 226 2,90 2,76 0,14 5,59 2,28 2,21

3 226 29,9

107


Temperatura (°C)


3 227 3,41 2,74 1,90 3,29 2,79 3,15 24,9

3 227

3 228 3,40 5,96 0,17 4,00 0,51 0,60 24,0

3 228

3 229 1,40 3,25 0,16 5,46 1,82 1,09 29,1

3 229

3 230 3,23 5,70 2,92 6,16 4,14 4,14 25,2

3 230

3 231 29,9

3 231 1,63 3,14 0,10 2,86 1,52 1,41

3 232 31,0

3 232 1,74

3 233 4,32 0,18 5,72 2,04 2,31 27,3

3 233 1,26 2,52 0,35 2,95 1,75 1,88

3 234 7,46 6,95 6,69 7,27 6,98 6,93 4,87 5,82 1,75 6,26 5,83 5,82

3 234

3 235 7,76 7,09 7,06 7,06 7,04 7,05 5,20 5,02 3,06 5,24 4,50 4,47 27,9

3 235

3 236 7,40 7,00 7,00 7,10 6,94 7,00 3,30 4,10 3,50 4,27 3,86 3,97 27,3

3 236

3 237 7,53 7,13 7,00 7,14 6,99 6,99 2,40 4,40 0,18 3,72 1,48 1,51 30,0

3 237

3 238 7,47 6,90 6,77 7,24 6,80 6,75 2,30 4,57 2,99 4,83 1,71 1,59 26,9

3 238 25,2

3 239 7,54 6,91 6,78 7,21 6,87 6,84 1,53 5,07 0,08 4,57 0,54 0,46

3 239

3 240 7,44 6,93 6,91 6,81 6,89 2,86 4,80 3,58 6,15 4,42 4,31 26,6

3 240

3 241 7,40 6,53 6,54 6,57 6,50 6,50 2,93 2,94 0,21 2,85 1,53 1,66 26,0

3 241

3 242

3 242

3 243

3 243

3 244

3 244

3 245 7,08 6,07 6,14 6,40 6,05 6,05 1,45 4,66 0,32 3,38 1,79 1,66 29,0

3 246

3 247

3 248

3 249

3 250 7,42 7,06 6,88 6,92 6,97 6,93 3,11 5,91 0,28 3,96 1,08 0,92 26,4

3 251 7,36 6,55 6,67 7,02 6,69 6,66 2,40 2,06 0,14 1,27 0,18 0,42 27,4

3 252 7,40 6,49 6,50 6,96 6,53 6,44 1,85 0,84 2,19 3,45 2,26 2,33 27,9

3 253 3,41 5,78 5,42 5,92 4,97 4,91 31,2

108


Temperatura (°C)


3 254 2,58 3,43 1,42 3,88 0,70 0,88 31,1

3 255 7,34 6,65 6,59 6,59 6,58 6,61 1,66 2,58 0,30 2,48 1,84 2,08 26,0

3 256 7,29 6,63 6,59 6,79 6,58 6,61 1,15 1,82 0,32 1,17 1,01 0,78 33,8

3 257

3 258 7,20 6,73 6,70 6,65 6,63 6,63 0,88 3,26 2,29 3,07 0,74 0,91 27,4

3 259 7,33 6,84 6,79 6,57 6,75 6,81 1,49 5,76 0,05 2,92 0,33 0,33

3 260

3 261 7,26 6,81 6,59 6,58 6,57 6,56 0,97 2,71 0,28 2,10 0,78 1,01 33,7

3 262 7,11 6,74 6,56 6,61 6,55 6,64 1,54 2,75 0,18 2,84 0,68 0,97 24,3

3 263 7,27 6,95 6,91 7,02 6,84 6,86 2,07 4,11 2,11 6,04 3,04 3,03 23,8

3 264 7,29 7,13 7,00 7,05 6,91 7,03 3,04 5,09 4,29 4,51 4,47 4,44 25,6

3 265

3 266 7,30 6,89 6,74 7,14 6,81 6,69 0,28 4,95 0,13 4,77 2,21 3,60 28,2

3 267

3 268 7,31 6,76 6,56 6,86 6,64 6,63 3,22 4,42 0,24 5,07 2,21 2,14 32,3

3 269 7,31 6,78 6,66 6,69 6,72 6,66 1,65 3,52 0,14 1,90 1,55 1,57 25,7

3 270 7,18 7,07 6,87 6,96 6,85 6,85 0,74 4,22 0,39 4,01 2,88 2,77 27,1

3 271 7,27 7,11 6,89 6,89 6,83 6,81 3,53 4,94 0,17 4,83 2,50 2,65 25,0

3 272 7,31 7,03 6,98 7,13 6,94 6,91 1,08 3,78 0,96 2,60 0,17 0,77 28,2

3 273

3 274 6,71 6,63 6,48 6,68 6,48 6,44 1,49 3,70 1,23 4,66 0,32 1,21 29,8

Anexo 9.3 Variables operacionales registradas durante la evaluación del sistema

Condición Día

TRC (d) SSVLM (mg.L-1) COV (kg

DQO.(m3.d)-1)

Relación A/M kg DQO.(kg SSVLM.d)-1

Etapa 1

Etapa 2

RC1 RE1 RE2 RC2 RE3 RE4 Etapa

1 Etapa

2 Etapa

1 Etapa

2

1 47

1 48

1 49 5,4 1610 2150 1840 850 2050 2030 1,48 0,09 0,75 0,07

1 50

1 51 6,6 1850 2250 2180 570 2230 2270 0,98 0,55 0,46 0,49

1 52

1 53 5,5 1270 2230 2180 750 1920 2210 1,48 0,51 0,74 0,44

1 54 10,1 1260 2320 2260 570 1990 1720 1,75 0,18 0,84 0,19

1 55 6,6 1390 2180 2360 580 2530 1300 2,06 0,39 1,01 0,39

1 56

1 57 8,9 1810 2050 2340 800 2390 1760 1,58 0,07 0,77 0,06

1 58 1,44 0,90

1 59 2113 2147 1,58 0,68

1 60 7,7 1800 2480 2600 880 2490 2480 2,67 1,13

1 61 650 1,94 0,18

1 62 4,9 1520 2510 2250 840 2210 2110 1,69 0,29 0,75 0,23

1 63 2496 2165 0,27

1 64 2624 2461 2175 1,69 0,08

109

Condición Día


DQO.(m3.d)-1)


Etapa 1

Etapa 2


1 Etapa

2 Etapa

1 Etapa

2

1 65

1 66 6,8 1480 2670 3570 810 2530 2680 2,56 0,35 0,99 0,25

1 67 9,6 1540 2620 2600 760 2530 2610 2,56 0,36 1,08 0,27

1 68

1 69

1 70

1 71

1 72

1 73

1 74 7,3 0,6 1000 1820 1960 670 1960 1880 2,50 0,41 1,50 0,38

1 75

1 76 6,8 0,3 1410 2120 2300 720 2080 2020 1,81 0,35 0,91 0,30

1 77 8,7 0,4 1370 2120 4850 650 1220 1210 1,88 0,21 0,75 0,25

1 78

1 79

1 80 8,5 0,5 1410 1730 2240 650 2090 2390 1,60 0,19 0,91 0,17

1 81 6,8 1190 1890 1950 640 1750 1900 0,98 0,42 0,56 0,41

1 82

1 83 1065 1872 1867 680 1901 1732 1,29 0,23 0,76 0,22

1 84

1 85

1 86

1 87 2,0 0,5 1050 1790 1650 700 1640 1340 1,10 0,08 0,69 0,09

1 88 6,5 0,5 980 2240 2010 440 2090 1950 1,64 0,23 0,85 0,24

1 89

1 90 2,5 0,5 1320 1820 1510 650 1590 1600 1,91 0,10 1,16 0,10

1 91

1 92

1 93

1 94 5,5 0,5 1140 1640 1700 520 1750 1430 1,47 0,19 0,95 0,22

1 95

1 96 1177 1860 4914 671 4098 1079 1,41 0,24 0,61 0,19

1 97

1 98 1317 2204 2085 805 2075 1973 1,20 0,08 0,60 0,07

1 99

1 100

1 101

1 102 5,2 0,4 1878 1999 1881 950 2095 1875 1,89 0,24 0,97 0,19

1 103

1 104 1,9 0,6 1340 2460 1630 800 1420 2110 2,02 0,69 0,98 0,62

1 105 4,3 0,5 1580 2250 2240 950 2030 1840 1,18 0,23 0,56 0,18

1 106

1 107

1 108

110

Condición Día


DQO.(m3.d)-1)


Etapa 1

Etapa 2


1 Etapa

2 Etapa

1 Etapa

2

1 109

1 110 10,2 0,5 1430 1960 2380 860 2190 2400 1,49 0,38 0,78 0,29

1 111

1 112

1 113 3,3 0,6 1200 1900 1890 870 1580 1910 3,16 0,08 1,81 0,07

1 114

1 115

1 116 8,4 0,4 2040 2910 2490 640 2340 1520 1,41 0,23 0,53 0,22

1 117

1 118 9,3 1,2 1670 3030 2930 270 520 530 1,62 0,17 0,60 0,48

2 119

2 120

2 121 2,4 670 947 1420 480 2170 1362 1,64 0,48 1,68 0,54

2 122 15,2 922 1760 1040 940 1660 1680 2,54 0,46 1,76 0,39

2 123

2 124 4,1 8,0 550 1057 820 600 860 1028 2,54 0,38 2,82 0,53

2 125 3,0 23,9 1380 1260 1699 1340 2460 1902 2,54 0,50 1,85 0,31

2 126

2 127

2 128

2 129

2 130

2 131 10,5 11,3 1423 1385 1540 1040 2780 3034 1,66 1,17

2 132 21,3 11,2 1037 4815 2250 1260 2114 2580 1,66 0,33 0,47 0,20

2 133 13,6 8,6 1280 1500 1280 2140 1978

2 134

2 135

2 136 3,9 21,1 818 1210 1710 930 1630 1790 1,64 0,08 1,34 0,07

2 137 9,9 1020 2260 2580 1680 2200 3220 2,83 0,31 1,38 0,15

2 138 9,3 1510 2340 2840 1310 2360 2670 1,01 0,35 0,45 0,20

2 139

2 140

2 141

2 142 1,04

2 143

2 144

2 145 1,45 0,23

2 146 1870 3040 3580 2190 2810 3850 1,45 0,23 0,50 0,09

2 147

2 148

2 149

2 150

2 151 23,4 1120 1899 2610 1108 2372 2031 1,35 0,15 0,72 0,10

2 152 3,31

111

Condición Día


DQO.(m3.d)-1)


Etapa 1

Etapa 2


1 Etapa

2 Etapa

1 Etapa

2

2 153 10,4 880 3370 3040 1810 2855 3430 2,14 0,43 0,77 0,19

2 154 1220 2330 2060 1550 1620 2040 0,93 0,17 0,46 0,10

2 155 550 710 0,47

2 156 9,7 1347 3046 3201 1934 3379 3155 3,43 0,35 1,27 0,15

2 157

2 158

2 159

2 160

2 161 2,1 9,1 1089 2304 2243 1445 3070 2789 2,47 0,47 1,22 0,24

2 162

2 163 12,1 720 1010 4560 1490 3220 4000 1,58 0,23 0,97 0,10

2 164

2 165

2 166

2 167

2 168 3,20

2 169

2 170

2 171 5,0 14,1 1070 1710 2950 1280 3390 3090 2,47 0,38 1,37 0,20

2 172 1,60 0,32

2 173

2 174

2 175 9,0 22,0 1117 1632 2318 955 3056 2634 0,41 0,26

2 176

2 177

2 178 6,9 13,3 1269 1329 1691 958 1761 1499 0,87 0,63

2 179

2 180

2 181

2 182

2 183 13,1 1480 3500 3690 2430 4240 3980 0,30 0,10

2 184

2 185 9,5 22,8 1180 2090 1680 960 1810 2040 2,14 0,46 1,18 0,37

2 186

2 187

2 188

2 189

2 190

2 191 12,6 12,9 940 2197 2059 1131 2372 1972 2,22 0,13 1,17 0,09

2 192

2 193

2 194

2 195

2 196

112

Condición Día


DQO.(m3.d)-1)


Etapa 1

Etapa 2


1 Etapa

2 Etapa

1 Etapa

2

2 197

2 198

2 199 2,7 1850 2350 1903 1191 1980 1837 2,91 0,16 1,35 0,12

2 200 2,27

2 201

2 202

2 203 4,4 1592 3790 3550 2360 3610 2240 3,52 0,48 1,08 0,19

2 204 1370 2,64

2 205 12,2 1720 3380 1540 4410 4470 1,10 0,40 0,16

2 206 1,41

2 207

2 208

2 209

2 210

2 211

2 212 6,1 25,6 4950 1966 4355 4117 0,95 0,42 0,16

2 213

2 214 2,8 1790 3758 2395 4340 4420 3,29 0,37 0,12

2 215

2 216

2 217

2 218

2 219 10,4 1837 4225 4041 1134 4532 3457 1,66 0,34 0,45 0,17

2 220 9,2 2398 3774 3553 2988 4172 3296

3 221 16,0 3190 3708 2553 3395 4182 4258

3 222

3 223

3 224 10,1 1,5 1019 4383 4530 2670 4921 5630 0,50 0,14

3 225

3 226 6,8 1,6 2213 2755 2034 5686 2653 2337 3,17 0,08 1,27 0,02

3 227

3 228 6,2 0,9 1184 3344 3114 2904 3408 3984 3,08 0,53 1,09 0,17

3 229

3 230

3 231 2,95 0,47

3 232 14,3 2,0 1732 3962 2728 1647 3927 2639 3,51 0,20 1,08 0,09

3 233 11,9 1782 3361 2861 1530 3613 3786 3,17 0,16 1,08 0,07

3 234

3 235 6,8 1,2 460 2140 2025 2099 1950 1950 0,79 0,12 0,45 0,06

3 236

3 237

3 238

3 239 7,0 1,1 1080 2590 2188 1036 3590 3581 0,25 0,14

3 240 12,3 0,5 2540 3084 2708 1036 4026 3372 3,26 0,18 1,13 0,09

113

Condición Día


DQO.(m3.d)-1)


Etapa 1

Etapa 2


1 Etapa

2 Etapa

1 Etapa

2

3 241

3 242

3 243

3 244

3 245 1280 2,11

3 246 3,7 1,9 1010 2010 1950 930 2360 2330 3,98 0,46 2,23 0,33

3 247

3 248

3 249

3 250

3 251

3 252 6,2 1,3 2030 2660 2640 980 3400 2820 0,52 0,31

3 253

3 254 4,5 1,0 1290 1514 1490 850 1360 2820 4,20 0,47 2,88 0,38

3 255

3 256 4,5 1,3 1410 1450 1640 1840 2780 2720 3,73 0,64 2,53 0,30

3 257

3 258

3 259 6,8 1,4 1770 2400 3410 1340 3610 3650 5,17 0,50 2,10 0,24

3 260

3 261 3,9 1,4 905 1852 1849 1834 2092 2135 3,83 0,42 2,32 0,22

3 262

3 263 11,6 1,4 1530 2370 2810 1130 2850 2840 3,23 0,19 1,42 0,11

3 264

3 265

3 266 2,54 0,51

3 267

3 268 11,8 1,3 1450 2990 3210 1630 3060 2943 2,89 0,52 1,07 0,25

3 269

3 270 8,6 1,6 1200 1870 2060 850 1920 2380 4,42 0,41 2,51 0,32

3 271

3 272

3 273

3 274

114

Anexo 9.4 Valores de carga, concentración y reducción de DQO durante toda la operación del sistema

Condición Día

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

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

Apl. Etapa 1 Efl. Etapa 1 Efl. Etapa 2 Etapa 1 Etapa 2 Global ARD

Afluente Efl. Etapa 1 Efl. Etapa 2 Etapa 1 Etapa 2 Global

1 47

1 48

1 49 68,2 4,8 2,9 63,4 1,9 65,3 236,7 11,1 10 95 10 96

1 50

1 51 45,1 29,8 2,9 15,3 27 42,2 156,7 69,1 10 56 86 94

1 52

1 53 68,2 27,8 1,5 40,3 26,4 66,7 236,7 64,4 5 73 92 98

1 54 80,6 10 2,9 70,7 7,1 77,8 280 23,1 10 92 57 96

1 55 95 21,2 6,5 73,8 14,7 88,6 330 49,1 22 85 54 93

1 56

1 57 73 3,9 3,6 69 0,3 69,4 253,3 9,1 12 96 95

1 58 66,2 48,8 4,7 17,4 44,1 61,5 230 113,1 16 51 85 93

1 59 73 37 16,6 35,9 20,4 56,3 253,3 85,7 58 66 33 77

1 60 122,9 426,7

1 61 89,3 9,7 2,4 79,6 7,3 86,9 310 22,4 8 93 63 97

1 62 77,8 15,7 7,8 62 7,9 70 270 36,4 27 87 26 90

1 63 14,6 2,9 11,7 33,7 10 70

1 64 77,8 4,3 15,1 73,4 62,7 270 10 52 96 81

1 65

1 66 118,1 18,9 12,6 99,2 6,3 105,5 410 43,7 44 89 89

1 67 118,1 19,8 4,7 98,3 15 113,4 410 45,7 16 89 64 96

1 68

1 69

1 70

1 71

1 72

115

Condición Día





1 73

1 74 115,2 22,3 12,2 92,9 10,1 103 400 51,7 42 87 18 89

1 75

1 76 83,5 18,9 6,8 64,6 12,1 76,7 290 43,7 24 85 46 92

1 77 86,4 11,1 5,3 75,3 5,8 81,1 300 25,7 18 91 28 94

1 78

1 79

1 80 73,9 10,5 2,8 63,4 7,7 71,1 256,7 24,4 10 91 60 96

1 81 45,1 22,9 8 22,2 14,9 37,1 156,7 53,1 28 66 48 82

1 82

1 83 59,5 12,6 5,7 47 6,9 53,8 206,7 29,1 20 86 32 90

1 84

1 85

1 86

1 87 50,6 4,5 3,9 46,1 0,6 46,7 175,7 10,5 14 94 92

1 88 75,6 12,5 3 63 9,5 72,5 262,3 29 11 89 64 96

1 89

1 90 88 5,2 2,9 82,8 2,3 85,2 305,7 12 10 96 17 97

1 91

1 92

1 93

1 94 67,9 10,2 5,2 57,7 5 62,7 235,7 23,5 18 90 23 92

1 95

1 96 65 13 1,3 52 11,7 63,7 225,7 30 4 87 85 98

1 97

1 98 55,4 4,3 1,7 51,1 2,6 53,7 192,3 10 6 95 40 97

1 99

116

Condición Día





1 100

1 101

1 102 87,1 13 3,9 74,1 9,1 83,2 302,3 30 14 90 55 96

1 103

1 104 92,8 322,3

1 105 54,4 12,5 4,8 41,9 7,8 49,7 189 29 17 85 43 91

1 106

1 107

1 108

1 109

1 110 68,8 20,7 7,2 48,1 13,5 61,6 239 48 25 80 48 90

1 111

1 112

1 113 145,6 4,3 2,9 141,3 1,4 142,8 505,7 10 10 98 98

1 114

1 115

1 116 65 12,3 3 52,7 9,3 62 225,7 28,5 11 87 63 95

1 117

1 118 74,6 9,1 4,9 65,5 4,2 69,7 259 21 17 92 19 93

2 119

2 120

2 121 75,6 25,9 13 49,7 13,1 62,6 262,3 89,5 45 66 50 83

2 122 116,8 24,9 17,7 91,9 7,3 99,1 405,7 86 62 79 29 85

2 123

2 124 116,9 20,4 25,6 96,5 91,3 406 70,5 89 83 78

2 125 116,9 26,8 15,8 90,2 11,1 101,1 406 92,5 55 77 41 86

2 126

117

Condición Día





2 127

2 128

2 129

2 130

2 131 76,5 7,2 69,3 265,7 25 91

2 132 76,6 17,7 24,6 59 52 266 61 86 77 68

2 133 10,1 17,6 35 61

2 134

2 135

2 136 75,6 4,2 71,3 75,6 262,3 14,5 94

2 137 130,3 16,5 11,2 113,8 5,4 119 452,3 57 39 87 32 91

2 138 46,8 18,7 12 28,1 6,8 34,8 162,3 64,5 42 60 36 74

2 139

2 140

2 141

2 142 47,7 47,7 165,7

2 143

2 144

2 145 66,9 12,7 9,4 54,3 3,3 57,6 232,3 43,5 33 81 26 86

2 146 66,8 12,6 3,3 54,2 9,3 63,5 232 43,5 12 81 74 95

2 147

2 148

2 149

2 150

2 151 62,1 8 2,7 54,1 5,3 59,4 215,7 27,5 9 87 66 96

2 152 152,4 152,4 529

2 153 98,6 23,1 3,6 75,5 19,5 95 342,3 79,5 13 77 84 96

118

Condición Día





2 154 42,9 9 2,9 33,9 6,1 40 149 31 10 79 68 93

2 155 25,3 25,3 87

2 156 158,1 18,3 7,3 139,8 11,4 150,8 549 64,5 26 88 61 95

2 157

2 158

2 159

2 160

2 161 114 25,2 25,5 88,8 88,5 395,7 87 89 78 78

2 162

2 163 72,7 12,2 60,5 12,2 72,7 252,3 42 83 100

2 164

2 165

2 166

2 167

2 168 147,6 147,6 512,3

2 169

2 170

2 171 114 20,5 9,2 93,4 11,6 104,7 395,7 71,5 32 82 56 92

2 172 73,6 17,2 8,4 56,5 8,8 65,3 255,7 59 29 77 51 89

2 173

2 174

2 175 22,4 13,1 9,3 77 46 42

2 176

2 177

2 178 40 7,2 32,8 139 25 82

2 179

119

Condición Día





2 180

2 181

2 182

2 183 16,2 1,9 14,3 55,5 6 88

2 184

2 185 98,6 25,2 3,7 73,4 21,4 94,8 342,3 86,5 13 75 85 96

2 186

2 187

2 188

2 189

2 190

2 191 102,4 7,1 16,6 95,3 85,9 355,7 24,5 58 93 84

2 192

2 193

2 194

2 195

2 196

2 197

2 198

2 199 134,1 8,9 4,9 125,2 4 129,2 465,7 30,5 17 93 45 96

2 200 104,4 104,4 362,3

2 201

2 202

2 203 162 26 4,8 135,9 21,3 157,2 562,3 89,5 17 84 82 97

2 204 121,6 121,6 422,3

2 205 50,6 21,5 7,8 29,1 13,8 42,8 175,7 74 27 57 64 85

120

Condición Día





2 206 65 65 225,7

2 207

2 208

2 209

2 210

2 211

2 212 43,9 23 2,9 20,9 20,1 41 152,3 79 10 48 87 93

2 213

2 214 151,4 19,8 2,9 131,6 16,9 148,5 525,7 68 10 87 85 98

2 215

2 216

2 217

2 218

2 219 76,5 18,6 12,1 57,9 6,5 64,4 265,7 64 42 76 35 84

2 220 18,6 65

3 221 156,1 27,5 2,3 128,6 25,2 153,8 542 79,5 8 85 90 99

3 222

3 223

3 224 242,5 27,2 22,7 215,3 4,5 219,8 842 78,7 79 91 91

3 225

3 226 146 4,4 2,9 141,6 1,6 143,1 507 12,8 10 98 22 98

3 227

3 228 141,7 28,6 2,9 113,1 25,7 138,8 492 82,8 10 83 88 98

3 229

3 230

3 231 135,9 25,5 2,9 110,5 22,6 133,1 472 73,7 10 84 86 98

3 232 161,9 11,1 2,9 150,8 8,2 159 562 32 10 94 69 98

121

Condición Día





3 233 146 8,8 2,9 137,3 5,9 143,1 507 25,3 10 95 61 98

3 234

3 235 36,6 6,7 29,8 6,7 36,6 127 19,5 85 100 100

3 236

3 237

3 238

3 239 111,5 13,7 11,4 97,8 2,3 100,1 387 39,5 40 90 90

3 240 150,3 9,6 2,9 140,7 6,7 147,5 522 27,8 10 95 64 98

3 241

3 242

3 243

3 244

3 245 97,1 97,1 337 100

3 246 183,5 25,2 2,9 158,3 22,3 180,6 637 72,8 10 89 86 98

3 247

3 248

3 249

3 250

3 251

3 252 28,1 8,5 19,6 81,2 30 64

3 253

3 254 154,9 25,5 23,9 129,5 1,6 131,1 538 73,7 83 86 85

3 255

3 256 171,9 34,7 18,3 137,3 16,3 153,6 597 100,3 64 83 37 89

3 257

3 258

3 259 199,6 26,9 13,1 172,7 13,8 186,5 693 77,8 45 89 42 93

122

Condición Día





3 260

3 261 176,3 22,9 15,9 153,4 6,9 160,3 612 66,2 55 89 16 91

3 262

3 263 110,3 10,2 22,7 100,1 87,6 383 29,5 79 92 79

3 264

3 265

3 266 85,8 27,5 11,9 58,3 15,6 74 298 79,5 41 73 48 86

3 267

3 268 94,5 26,6 12,8 67,9 13,8 81,6 328 77 45 77 42 86

3 269

3 270 165 22 21,9 143 0,1 143,1 573 63,7 76 89 87

3 271

3 272

3 273

3 274

Apl..=Aplicada; Efl.= Efluente

123

Anexo 9.5 Valores concentración y reducción global de SST durante toda la operación del sistema

Condición Día SST (mg.L-1) Reducción de SST (%)

ARD Afluente Efl. Etapa 1 Efl. Etapa 2 Global

1 47

1 48

1 49 70 22 9 87

1 50

1 51 44 17 12 73

1 52

1 53 45 22 10 78

1 54 52 4 10 81

1 55 41 16 54

1 56

1 57 124 8 2 98

1 58 58 91 19 67

1 59 39 35 3 92

1 60 21 13 16 24

1 61 37 6 3 92

1 62 59 30 4 93

1 63 30 4

1 64 30 20 2 93

1 65

1 66 12 19 4 67

1 67 8 4

1 68

1 69

1 70

1 71

1 72

1 73 2

1 74 72 11 5 93

1 75

1 76 31 14 1 97

1 77 31 14 14 54

1 78

1 79

1 80 42 9 8 81

1 81 30 13 7 77

1 82

1 83 35 40 9 74

1 84

1 85 4

1 86

1 87 57 77 1 99

124



1 88 23 14

1 89

1 90 87 57 6 93

1 91

1 92

1 93

1 94 48 18 9 81

1 95

1 96 37 118 7 81

1 97

1 98 50 6 3 94

1 99

1 100

1 101

1 102 134 25 11 92

1 103

1 104 96 105 1 99

1 105 45 36 23 49

1 106

1 107

1 108

1 109

1 110 50 4 3 94

1 111

1 112

1 113 60 41 8 87

1 114

1 115

1 116 96 11 6 94

1 117

1 118 52 8 5 90

2 119

2 120

2 121 110 67 11 90

2 122 67 31

2 123

2 124 36 42

2 125 70 43

2 126

2 127

2 128

125



2 129

2 130

2 131 20 31

2 132 87 24 8 91

2 133 38 14 20 47

2 134

2 135

2 136 47 5

2 137 53 28 14 74

2 138 68 33 17 75

2 139

2 140

2 141

2 142 54

2 143

2 144

2 145 174 7 96

2 146 8 6

2 147

2 148

2 149

2 150

2 151 70 9 9 87

2 152

2 153 37 8

2 154 18 6 7 61

2 155

2 156 186 23 10 95

2 157 25

2 158

2 159

2 160

2 161 152 24

2 162

2 163 64 11 33 48

2 164

2 165

2 166

2 167

2 168

126



2 169

2 170

2 171 44 24

2 172 29 15

2 173

2 174 18 3

2 175 17 14

2 176

2 177

2 178 76 25 28 63

2 179

2 180

2 181

2 182

2 183 21 9

2 184

2 185 14 13

2 186

2 187

2 188

2 189

2 190

2 191 70 8 14 80

2 192

2 193 50 9 82

2 194

2 195

2 196

2 197

2 198

2 199 48 121 4 92

2 200 49

2 201

2 202

2 203 113 9

2 204

2 205 68 11 9 87

2 206 68

2 207

127



2 208

2 209

2 210

2 211

2 212 56 64 8 86

2 213

2 214 132 180 7 95

2 215

2 216

2 217

2 218 7

2 219 44 25 24 46

2 220 33 2

3 221 41 11 9 78

3 222

3 223

3 224 136 28 12 91

3 225

3 226 98 31 5 95

3 227

3 228 72 42 9 88

3 229

3 230

3 231 72 89 9 88

3 232 22 12 14 36

3 233 50 16 14 72

3 234

3 235 44 26 10 77

3 236

3 237

3 238

3 239 79 31 60 24

3 240 109 16 10 91

3 241

3 242

3 243

3 244

3 245 71

3 246 49 54 10 80

3 247

3 248

128



3 249

3 250

3 251

3 252 57 42 14 76

3 253

3 254 117 30 29 75

3 255

3 256 71 36 16 77

3 257

3 258

3 259 237 36 11 95

3 260

3 261 69 48 27 61

3 262

3 263 62 15 6 90

3 264

3 265

3 266 55 30 20 64

3 267

3 268 40 18 10 75

3 269

3 270 161 18 18 89

3 271

3 272

3 273

3 274

Efl..= Efluente

129

Anexo 9.6 Valores de carga, concentración y reducción de NAT durante toda la operación del sistema

Condición Día

Carga NAT (g.d-1) Carga Eliminada NAT (g.d-1) NAT (mg.L-1) Reducción de NAT (%)



1 47

1 48

1 49 6,9 5,7 1 1,2 4,7 5,9 24 13,1 3,4 45 74 86

1 50

1 51 15,6 7,1 1,8 8,5 5,3 13,9 54,3 16,4 6,2 70 62 89

1 52

1 53 11,1 7,7 1,7 3,5 5,9 9,4 38,6 17,7 6 54 66 84

1 54 8,6 5,3 1,2 3,2 4,2 7,4 29,8 12,4 4 59 68 87

1 55 9,6 5,7 1 3,9 4,7 8,6 33,5 13,2 3,5 60 74 90

1 56

1 57 9 2,5 0 6,5 2,5 9 31,2 5,7 0 82 100 100

1 58 9 4,5 1,2 4,5 3,4 7,9 31,3 10,5 4 66 62 87

1 59 13,3 7,3 2,4 6,1 4,8 10,9 46,3 16,8 8,4 64 50 82

1 60 10,6 5,6 1,2 4,9 4,4 9,3 36,7 13 4,2 64 68 89

1 61 12,7 7,1 1,7 5,6 5,4 11 44,1 16,4 5,9 63 64 87

1 62 8,6 5 1,7 3,7 3,3 7 30 11,5 5,8 62 50 81

1 63 5,3 0,7 4,6 12,2 2,4 80

1 64 8,7 2,5 0,3 6,2 2,2 8,4 30,1 5,7 1,1 81 81 96

1 65

1 66 12 7,9 2,7 4,1 5,3 9,3 41,7 18,4 9,2 56 50 78

1 67 15 9,2 2,9 5,8 6,3 12,1 51,9 21,2 9,9 59 53 81

1 68

1 69

1 70

1 71

1 72

1 73

1 74 11,6 9,1 0 2,6 9,1 11,6 40,4 21 0 48 100 100

130

Condición Día




1 75

1 76 9,1 3 6,1 21 10,3 51

1 77 10,4 3,2 1,6 7,2 1,6 8,7 36 7,4 5,7 79 23 84

1 78

1 79

1 80 13,4 4,8 0,5 8,6 4,3 12,9 46,6 11,2 1,8 76 84 96

1 81 13,2 6,7 3 6,4 3,8 10,2 45,7 15,6 10,4 66 33 77

1 82

1 83 11,9 7,5 2,7 4,3 4,8 9,1 41,1 17,4 9,4 58 46 77

1 84

1 85

1 86

1 87 12,6 6,7 1,9 5,8 4,8 10,6 43,6 15,5 6,7 64 57 85

1 88 13,2 12,7 2,8 0,5 9,9 10,3 45,8 29,4 9,8 36 67 79

1 89

1 90 13,5 7,2 1,6 6,3 5,6 11,9 47 16,6 5,6 65 67 88

1 91

1 92

1 93

1 94 12,6 8,2 2,5 4,5 5,7 10,2 43,9 18,9 8,6 57 54 80

1 95

1 96 13,3 8,2 1,4 5,1 6,8 11,9 46,1 19 4,7 59 75 90

1 97

1 98 12,3 7,4 1,1 4,9 6,3 11,2 42,8 17,2 3,9 60 77 91

1 99

1 100

1 101

1 102 18,4 6,5 0,7 11,9 5,8 17,7 64 15,1 2,5 76 83 96

131

Condición Día




1 103

1 104 13,7 5,8 1,2 7,9 4,6 12,5 47,6 13,4 4 72 70 92

1 105 12 5,8 0,5 6,2 5,3 11,5 41,7 13,3 1,7 68 87 96

1 106

1 107

1 108

1 109

1 110 15,5 6,3 0,9 9,3 5,3 14,6 53,9 14,5 3,3 73 77 94

1 111

1 112

1 113 14 6,8 1 7,2 5,8 13 48,5 15,6 3,4 68 78 93

1 114

1 115

1 116 14,4 7,7 1,2 6,7 6,5 13,2 50,2 17,8 4,3 64 76 91

1 117

1 118 12,6 7,5 1,1 5 6,4 11,5 43,7 17,5 3,8 60 78 91

2 119

2 120

2 121 13,5 10,7 2,8 46,8 37,3 20

2 122 8,7 10,7 30 37,2

2 123

2 124 13,5 14,8 5,1 9,6 8,3 46,8 50,8 17,9 65 62

2 125 13,5 12,2 11,5 1,3 0,7 13,5 46,8 42 39,9 9

2 126

2 127

2 128

2 129

132

Condición Día




2 130

2 131 0

2 132 13,8 0 13,8 47,9 0 100

2 133 12,3 1,5 0 10,7 1,5 12,3 42,6 5,3 0 87 100 100

2 134

2 135

2 136 14,1 7,8 2,2 6,3 5,6 14,1 48,9 26,6 7,6 45 72 85

2 137 14,1 7,6 2,5 6,5 5,1 11,6 49 26,3 8,8 46 67 82

2 138 14,3 5,8 2 8,5 3,8 12,2 49,6 20,1 7,1 59 65 86

2 139

2 140

2 141

2 142

2 143

2 144 8,2 28,4

2 145 6,5 1,5 5 22,3 5,3 76

2 146 5,7 1,3 4,4 19,8 4,6 77

2 147

2 148

2 149

2 150

2 151 12,9 44,7

2 152

2 153 15 2,4 12,6 52,1 8,2 84

2 154 16,1 11,9 3,1 4,2 8,8 13 56 40,9 10,7 26 74 81

2 155

2 156 10,8 0,9 10,8 37,5 3

133

Condición Día




2 157 1,9

2 158

2 159

2 160

2 161 16,2 6,3 1 9,9 5,3 15,2 56,3 21,8 3,6 61 84 94

2 162

2 163 10 6,7 0,2 3,3 6,5 10 34,6 22,9 0,6 33 97 98

2 164

2 165

2 166

2 167

2 168

2 169

2 170

2 171 7,5 7,5 25,7

2 172 9,8 2,5 7,3 33,8 8,6 75

2 173

2 174

2 175 16,5 13,3 7,3 3,2 6 9,2 57,4 45,8 25,3 19 45 56

2 176

2 177

2 178 18,6 10,1 2,2 8,4 7,9 16,4 64,5 34,8 7,6 46 78 88

2 179 18 18 62,6

2 180

2 181

2 182

2 183 16,2 0,9 15,3 56,4 3,2 94

134

Condición Día




2 184

2 185 17,8 7,5 1,8 10,3 5,7 16 61,8 25,7 6,1 58 76 90

2 186

2 187

2 188

2 189

2 190

2 191 13,2 3,4 0 9,8 3,4 13,2 45,8 11,7 0 74 100 100

2 192

2 193 10 0,3 34,9 1,2 97

2 194

2 195

2 196

2 197

2 198

2 199 18,1 10,9 1,5 7,2 9,4 16,6 62,8 37,4 5,1 40 87 92

2 200 14,6 50,5

2 201

2 202

2 203 3,2 0 11,1

2 204 17,5

2 205 13,1 8,8 2,1 4,3 6,7 10,9 45,4 30,2 7,4 33 76 84

2 206

2 207

2 208

2 209

2 210

135

Condición Día




2 211

2 212 6,2 0 6,2 21,2 0 100

2 213

2 214 9,3 7,7 0 1,7 7,7 9,3 32,4 26,3 0 18 100 100

2 215

2 216

2 217

2 218

2 219 6,8 0 6,8 23,5 0 100

2 220 3,7 0 3,7 12,7 0 100

3 221 7,6 4,8 0 2,8 4,8 7,6 26,5 13,9 0 48 100 100

3 222

3 223

3 224 12,6 9,2 3,4 9,2 12,6 43,6 26,6 39

3 225 4,8 16,8

3 226 9 3 0 6 3 9 31,4 8,8 0 72 100 100

3 227

3 228 7,7 8,4 0 8,4 7,7 26,6 24,4 0 8 100 100

3 229

3 230

3 231 12,2 6,5 1,5 5,7 5 10,7 42,2 18,7 5 56 73 88

3 232 9,5 1,6 1,3 7,9 0,3 8,2 33 4,5 4,5 86 86

3 233 9,3 6 0,6 3,3 5,4 8,7 32,3 17,3 2,1 47 88 93

3 234

3 235 3,9 1,1 2,8 11,3 3,8 66

3 236

3 237

136

Condición Día




3 238

3 239 9,6 7,2 1,7 2,3 5,5 7,8 33,2 21 6 37 71 82

3 240 10,7 4,2 0 6,5 4,2 10,7 37,1 12,1 0 67 100 100

3 241

3 242

3 243

3 244

3 245 10,7 10,7 37,1

3 246 12,5 5,6 2,3 6,8 3,4 10,2 43,3 16,3 7,9 62 52 82

3 247

3 248

3 249

3 250

3 251

3 252 12,1 7,6 1,7 4,4 5,9 10,4 41,9 22,1 5,9 47 73 86

3 253 8,5 8,5 29,6

3 254 11,6 6,8 1,7 4,8 5,1 9,9 40,2 19,7 5,8 51 71 86

3 255

3 256 11,9 7 0,6 4,9 6,4 11,3 41,3 20,2 2,2 51 89 95

3 257

3 258

3 259 6 6,8 0,6 6,1 5,4 20,9 19,6 2,2 6 89 89

3 260

3 261 9,4 7,2 0 2,3 7,2 9,4 32,8 20,7 0 37 100 100

3 262

3 263 6,1 3 0 3 3 6,1 21,1 8,8 0 59 100 100

3 264

137

Condición Día




3 265

3 266 8,5 3,4 1,3 5,1 2,1 7,2 29,5 9,8 4,5 67 54 85

3 267

3 268 11,4 4,1 0 7,3 4,1 11,4 39,6 11,8 0 70 100 100

3 269

3 270 5,4 4,1 0 1,3 4,1 5,4 18,8 11,9 0 37 100 100

3 271

3 272

3 273

3 274 Apl.=Aplicada; Efl.= Efluente

138

Anexo 9.7 Valores de concentración de N-NO2- y N-NO3

-y producción de N-NO3-durante la operación

Condición Día N-NO2

- (mg.L-1) N-NO3-(mg.L-1) Producción N-NO3

- (%)

Efl. Etapa 1 Efl. Etapa 2 Efl. Etapa 1 Efl. Etapa 2 Etapa 1 Etapa 2 Total

1 47

1 48

1 49 0,31 0,84 2,17 8,55 8 27 35

1 50

1 51 0,45 14,61 10,73 26 19

1 52

1 53

1 54 3,91 13

1 55 0,00 9,62 8,13 25 21

1 56

1 57 0,42 8,04 26

1 58 0,29 7,61 9,04 23 5 28

1 59 0,53 0,04 6,57 9,30 13 6 19

1 60 0,35 4,16 1,47 11 4

1 61 0,31 6,00 10,68 13 11 24

1 62 0,71 3,88 9,24 11 18 29

1 63 0,26 0,35 3,90 10,05

1 64 0,19 0,02 8,50 9,80 25 4 29

1 65

1 66 0,40 5,45 12

1 67 0,26 4,86 8

1 68

1 69

1 70

1 71

1 72

1 73

1 74 0,05 0,10 11,23 16,02 25 12 37

1 75

1 76 0,36 8,74

1 77 0,00 11,37 13,85 30 7 37

1 78 0,00 5,48 13,85

1 79

1 80 0,08 9,53 19

1 81 0,34 0,31 7,12 13,43 15 14 28

1 82

1 83 0,10 0,03 6,02 10,60 14 11 25

1 84 0,06

1 85

1 86

1 87 0,66 0,00 0,38 11,28 0 25 25

1 88 0,06 0,00 4,99 11,78 10 15 25

1 89 0,00 9,30

1 90 0,70 0,02 6,02 11,13 11 11 22

1 91

139



- (%)


1 92

1 93

1 94 0,07 0,00 7,30 12,11 14 11 25

1 95

1 96 0,00 0,03 1,69 9,69 3 17 21

1 97

1 98 0,00 0,16 5,12 11,67 11 15 26

1 99

1 100

1 101

1 102 0,06 0,27 1,04 10,65 1 15 16

1 103

1 104 0,37 0,00 4,18 9,50 8 11 19

1 105 0,03 0,03 1,64 10,16 1 20 22

1 106

1 107

1 108

1 109

1 110 0,02 1,64 11,58 2 18 21

1 111

1 112

1 113 0,14 0,10 2,42 10,38 5 16 21

1 114

1 115

1 116 0,78 0,14 3,89 10,11 6 12 18

1 117

1 118 3,83 0,00 0,88 7,06 0 14 14

2 119

2 120

2 121 0,00 0,21 3,16 1,03 6 1

2 122 0,00 1,25

2 123 0,01 0,66

2 124 0,01 0,08 0,66 0,63 1 1

2 125 0,00 0,04 6,69 0,71 14 2

2 126

2 127

2 128

2 129

2 130

2 131 0,01 0,07 0,66 2,78

2 132 0,00 0,02 6,15 1,58 12 2

2 133 0,63 0,51

2 134

2 135

2 136 0,00 0,43 5,74 12,41 12 14 25

2 137 0,10 0,00 0,62 5,16 1 9 11

140



- (%)


2 138 0,02 0,00 1,10 5,03 1 8 9

2 139

2 140

2 141

2 142

2 143

2 144

2 145 0,00 0,01 1,92 1,14

2 146 0,00 0,00 2,88 8,44

2 147

2 148

2 149

2 150

2 151 0,06 1,10 1

2 152

2 153 0,00 0,04 5,98 9,92 10 8 18

2 154 0,41 1,55 1

2 155

2 156 0,01 11,30 27

2 157 0,13 8,66

2 158

2 159

2 160

2 161 0,00 0,00 3,21 14,03 1 19 21

2 162

2 163 0,00 0,06 2,15 14,36 1 35 36

2 164

2 165

2 166

2 167

2 168

2 169

2 170

2 171 0,01 0,00 5,47 17,71

2 172 0,00 0,00 3,56 10,52

2 173

2 174 0,05 15,13

2 175 0,66 1

2 176

2 177

2 178 0,00 0,03 2,64 9,85 3 11 14

2 179

2 180

2 181

2 182

2 183 0,24 0,00 6,86 13,95 11 13 23

141



- (%)


2 184

2 185 0,02 0,36 2,99 12,20 5 15 20

2 186

2 187

2 188

2 189

2 190

2 191 0,17 2,13 4,84 9,72 8 11 19

2 192

2 193

2 194

2 195 0,00 12,69

2 196

2 197

2 198

2 199 0,00 0,04 1,17 12,54 0 18 18

2 200 0,00 11,88 22

2 201

2 202

2 203 0,02 0,25 1,16 13,44

2 204 0,01 0,77

2 205 0,08 0,10 1,09 12,83 26 25

2 206 13,53

2 207

2 208

2 209

2 210

2 211

2 212 0,04 0,05 12,60 1,64

2 213

2 214 0,09 0,04 1,02 13,05 1 37 38

2 215

2 216

2 217 0,02 6,15

2 218

2 219 0,00 0,04 3,30 13,77

2 220 0,16 0,05 6,88 13,40

3 221 0,05 0,28 3,00 9,27 8 24 32

3 222 0,02 0,86

3 223

3 224 0,00 0,35 2,81 12,86 4 23 27

3 225

3 226 0,09 7,73 21

3 227

3 228 0,01 0,30 1,10 13,11 0 45 45

3 229

142



- (%)


3 230

3 231 0,11 11,89 24

3 232 0,30 0,23 10,13 9,43 27 25

3 233 0,00 0,34 2,41 10,95 5 26 31

3 234

3 235 0,47 0,30 4,28 7,97

3 236

3 237

3 238

3 239 0,00 0,22 2,68 7,59 4 15 19

3 240 0,00 0,34 6,32 12,17 14 16 29

3 241

3 242

3 243

3 244 0,25 14,51

3 245 0,45 1,54 2

3 246 0,00 6,85 14

3 247

3 248

3 249

3 250

3 251

3 252 0,00 1,05 3

3 253

3 254 0,12 5,48 10

3 255

3 256 0,00 0,13 2,29 11,09 3 21 24

3 257

3 258

3 259 0,00 0,18 2,59 8,98 6 31 36

3 260

3 261 0,01 0,05 0,71 10,00 28 27

3 262

3 263 0,11 0,26 3,40 7,86 11 21 32

3 264

3 265

3 266 0,02 0,12 4,14 7,75 12 12 24

3 267

3 268 0,35 10,73 27

3 269

3 270 0,01 0,11 1,01 6,58 1 30 31

3 271

3 272

3 273

3 274 Efl.= Efluente

143

Anexo 9.8 Pruebas de normalidad Anderson-Darlingpara las variables de respuesta evaluadas

Concentración de DQO efluente Etapa 2

6050403020100-10-20

99

95

90

80

70

60

50

40

30

20

10

5

1

Concentrecacion DQO Efluente Etapa 2 (Condicion 1)

Po

rce

nta

je

Media 18,71

Desv.Est. 13,34

N 32

KS 0,197

Valor P <0,010

100806040200-20

99

95

90

80

70

60

50

40

30

20

10

5

1


Po

rce

nta

je

Media 36,27

Desv.Est. 24,71

N 30

KS 0,127

Valor P >0,150

144

Eficiencia global de reducción de carga de DQO

120100806040200-20-40

99

95

90

80

70

60

50

40

30

20

10

5

1


Po

rce

nta

jeMedia 37,54

Desv.Est. 28,19

N 19

KS 0,257

Valor P <0,010

10510095908580

99

95

90

80

70

60

50

40

30

20

10

5

1

Reduccion en carga DQO global (Condicion 1)

Po

rce

nta

je

Media 92,73

Desv.Est. 5,039

N 31

KS 0,153

Valor P 0,064

145

110100908070

99

95

90

80

70

60

50

40

30

20

10

5

1


Po

rce

nta

jeMedia 88,16

Desv.Est. 7,901

N 26

KS 0,127

Valor P >0,150

11010510095908580

99

95

90

80

70

60

50

40

30

20

10

5

1


Po

rce

nta

je

Media 92,38

Desv.Est. 6,049

N 18

KS 0,263

Valor P <0,010

146

Eficiencia global de Reducción de DQO

10510095908580

99

95

90

80

70

60

50

40

30

20

10

5

1

Reduccion en concentracion DQO (Condicion 1)

Po

rce

nta

je

Media 92,73

Desv.Est. 5,039

N 31

KS 0,153

Valor P 0,064

110100908070

99

95

90

80

70

60

50

40

30

20

10

5

1


Po

rce

nta

je

Media 88,16

Desv.Est. 7,901

N 26

KS 0,127

Valor P >0,150

147

Concentración NAT efluente Etapa 2

11010510095908580

99

95

90

80

70

60

50

40

30

20

10

5

1


Po

rce

nta

jeMedia 93,14

Desv.Est. 6,184

N 20

KS 0,278

Valor P <0,010

129630

99

95

90

80

70

60

50

40

30

20

10

5

1

Concentracion NAT efluente Etapa 2 (Condicion 1)

Po

rce

nta

je

Media 5,119

Desv.Est. 2,965

N 34

KS 0,142

Valor P 0,081

148

403020100-10-20

99

95

90

80

70

60

50

40

30

20

10

5

1


Po

rce

nta

jeMedia 8,896

Desv.Est. 11,37

N 31

KS 0,277

Valor P <0,010

10,07,55,02,50,0-2,5-5,0

99

95

90

80

70

60

50

40

30

20

10

5

1


Po

rce

nta

je

Media 2,633

Desv.Est. 2,687

N 19

KS 0,257

Valor P <0,010

149

Eficiencia global de reducción de carga de NAT

105100959085807570

99

95

90

80

70

60

50

40

30

20

10

5

1

Reduccion en carga NAT global (Condicion 1)

Po

rce

nta

je

Media 87,98

Desv.Est. 6,559

N 32

KS 0,078

Valor P >0,150

140120100806040200

99

95

90

80

70

60

50

40

30

20

10

5

1


Po

rce

nta

je

Media 81,77

Desv.Est. 23,68

N 22

KS 0,305

Valor P <0,010

150

Eficiencia global de reducción de NAT

1101051009590858075

99

95

90

80

70

60

50

40

30

20

10

5

1


Po

rce

nta

jeMedia 92,87

Desv.Est. 7,286

N 18

KS 0,281

Valor P <0,010

105100959085807570

99

95

90

80

70

60

50

40

30

20

10

5

1

Reduccion en concentracion NAT Global (Condicion 1)

Po

rce

nta

je

Media 87,98

Desv.Est. 6,559

N 32

KS 0,078

Valor P >0,150

151

14012010080604020

99

95

90

80

70

60

50

40

30

20

10

5

1


Po

rce

nta

jeMedia 84,61

Desv.Est. 19,23

N 20

KS 0,275

Valor P <0,010

1101051009590858075

99

95

90

80

70

60

50

40

30

20

10

5

1


Po

rce

nta

je

Media 92,87

Desv.Est. 7,286

N 18

KS 0,281

Valor P <0,010

152

Anexo 9.9 pruebas estadísticasKruskal-Wallis para las variables evaluadas. Prueba de Kruskal-Wallis en Concentración DQO Efluente Etapa2 Condición Clasificación Operacional N Mediana del promedio Z 1 32 14,95 31,5 -2,95 2 30 30,50 48,5 2,21 3 19 39,50 45,2 0,89 General 81 41,0 H = 8,92 GL = 2 P = 0,012 H = 8,99 GL = 2 P = 0,011 (ajustados para los vínculos)

Prueba de Kruskal-Wallis en Reducción global de carga de DQO Condición Clasificación Operacional N Mediana del promedio Z 1 31 93,62 41,7 1,25 2 26 89,62 29,5 -2,47 3 18 92,21 43,9 1,31 General 75 38,0 H = 6,22 GL = 2 P = 0,045 H = 6,22 GL = 2 P = 0,045 (ajustados para los vínculos) Prueba de Kruskal-Wallis en Reducción global de DQO Condición Clasificación Operacional N Mediana del promedio Z 1 31 93,62 41,7 0,88 2 26 89,62 29,5 -2,67 3 20 95,67 47,1 1,89 General 77 39,0 H = 7,85 GL = 2 P = 0,020 H = 7,85 GL = 2 P = 0,020 (ajustados para los vínculos) Prueba de Kruskal-Wallis en Concentración NAT efluente Etapa 2 Condición Clasificación Operacional N Mediana del promedio Z 1 34 4,240 46,0 1,09 2 31 5,312 46,8 1,24 3 19 2,172 29,2 -2,71 General 84 42,5 H = 7,36 GL = 2 P = 0,025 H = 7,42 GL = 2 P = 0,024 (ajustados para los vínculos)

153

Prueba de Kruskal-Wallis en Reducción global de carga de NAT Condición Clasificación Operacional N Mediana del promedio Z 1 32 88,33 32,6 -1,41 2 22 89,13 34,6 -0,51 3 18 94,10 45,7 2,16 General 72 36,5 H = 4,78 GL = 2 P = 0,092 H = 4,81 GL = 2 P = 0,090 (ajustados para los vínculos) Prueba de Kruskal-Wallis en Reducción global de NAT Condición Clasificación Operacional N Mediana del promedio Z 1 32 88,33 31,4 -1,56 2 20 89,13 34,3 -0,31 3 18 94,10 44,2 2,10 General 70 35,5 H = 4,65 GL = 2 P = 0,098 H = 4,69 GL = 2 P = 0,096 (ajustados para los vínculos)

ESTUDIO DE LA INFLUENCIA DEL TIEMPO DE RETENCIÓN...

Documents

Transcript of ESTUDIO DE LA INFLUENCIA DEL TIEMPO DE RETENCIÓN...