Tecnología del Agua, Marzo 2008

ARTICULOS
Resumen
Se presentan los resultados de experimentación en planta piloto que, junto
con los resultados de simulaciones de
modelos matemáticos, han permitido
evaluar el potencial del proceso híbrido
HYBAS con nitrificación en biopelícula y en suspensión. Se experimentó
durante un año con un proceso UCT
minimizando el tiempo de retención
hidráulico (TRH) y se abarcó diferentes condiciones operacionales de temperatura, de tipo de relleno y de agua
decantada y bruta. Respecto a la nitrificación se llega a la conclusión de que
es posible nitrificar a 13 ºC satisfactoriamente con un TRH aerobio de 2,7
horas, empleando relleno K1 O K3 de
AnoxKaldnes. Para un proceso de fangos activos típico de biodegradación
aerobia de materia orgánica que opera
con un TRH de 4 horas se considera
que es posible su remodelación a proceso híbrido HYBAS con eliminación
de nitrógeno manteniendo el TRH, mediante el empleo de una postdesnitrificación con metanol.
Palabras clave:
EDAR, remodelación, proceso híbrido,
lecho móvil, nitrificación en biopelícula, eliminación de nitrógeno y fósforo.
294 / MARZO / 2008
Abstract
The HYBAS hybrid process with moving bed, an effective alternative for
upgrading existing urban WWTP
The present work shows the experimental results in a pilot plant together with
mathematical model simulation results,
allowing the evaluation of the potential
of the HYBAS hybrid process for nitrification both in biofilm and in suspension. The UCT process was applied
in the experimental test over one year,
minimising the hydraulic retention time
(HRT). Different operational conditions were covered such as temperature,
carrier type and raw and settled urban
wastewater. Regarding nitrification, it
is concluded that it is possible to nitrify
satisfactorily at 13 ºC using an aerobic
HRT of 2.7 hours and K1 or K3 carriers
from AnoxKaldnes. A typical activated
sludge process for carbon removal
using HRT of 4 hours is possible to be
upgraded applying the HYBAS hybrid
process for nitrogen removal, maintaining HRT, by using a postdenitrication
reactor with methanol.
Keywords:
WWTP, remodelling, hybrid process,
moving bed, nitrification in biofilm, nitrogen and phosphorus removal, upgrading WWTP.
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TECNOLOGIA DEL AGUA
TECNICOS
Proceso híbrido con lecho móvil
HYBAS, una eficaz alternativa
para la remodelación de EDAR
urbanas existentes
Por:Gorka Zalakain, director técnico (*); Asun Larrea, responsable de I+D
(**); Jorge J. Malfeito, director de I-D (***); Jon Albizuri, ingeniero químico (****); Luis Larrea, doctor ingeniero industrial e investigador principal (****)
(*) AnoxKaldnes, S.L.
Portuetxe, 23 B, Oficina 1-1
20018 San Sebastián (Guipúzcoa)
Tel.: 943 315 225
E-mail: goz@anoxkaldnes.com
(**)Acciona Agua
Centro de Tecnología e I+D
Avda. de las Garrigues, 22 - 08820 El Prat de Llobregat (Barcelona)
Tel.: 933 351 500
E-mail: jorgejuan.malfeito.sanchez@acciona.es
(**)ATM, S.A.
Epele Bailara 29
20120 Hernani (Guipúzcoa)
Tel.: 943 331 838
E-mail: alarrea@atmsa.com
CEIT- IK4 Research Alliance & TECNUN (Universidad de Navarra)
(****)
C/ Manuel Lardizábal, 15 - 20018 San Sebastián (Guipúzcoa)
Tel.: 943 212 800
E-mail: llarrea@ceit.es
L
1. Introducción
a eutrofización de aguas es
uno de los problemas medioambientales más importantes
en España y Europa para alcanzar
los objetivos de la Directiva Marco
del Agua 60/2000/CE (DMA). En
concordancia, el Ministerio de Medio Ambiente ha ampliado recientemente las zonas sensibles a eutrofización desde 5 a unos 25 millones
de habitantes equivalentes (he), lo
cual concierne directamente a las
estaciones depuradoras de aguas
residuales (EDAR) que vierten a dichas aguas receptoras. En el marco
del Plan Nacional de Saneamiento
y Depuración 1995-2005, se han
construido más de 500 EDAR para
núcleos urbanos de más de 15.000
he con una carga superior a 50 mi-
llones he. La entrada en vigor de la
nueva declaración demandará la remodelación y/o ampliación de una
elevada cantidad de EDAR.
Ante esta situación se visionan
dos escenarios. El escenario 1 se
centra en los procesos de fangos activos que sólo biodegradan materia
orgánica (ΔC), que operan con tiempos de retención hidráulico (TRH)
de unas 4 horas. Su ampliación a
eliminación de nitrógeno (ΔN) conlleva un incremento del volumen de
los reactores de en torno a 3 veces
(HRT ≈ 10-12 horas), y para eliminación de fósforo biológica asciende
a 14-16 horas, que en muchos casos
con falta de espacio se convierte en
un problema de gran entidad.
El escenario 2 se centra en las
EDAR que ya disponen de elimi-
ARTICULOS
a
TECNICOS
b
c
Figura 1. Soportes de AnoxKaldnes: a) K1, sup. esp. (SE) = 500 m2/m3 ; b) K3, SE = 500 m2/m3; y c) Biofilm Chip M, SE = 1.200 m2/m3.
Figura 2. Esquema de planta piloto configurada con proceso UCT modificado.
cialmente la capacidad de generar
biopelícula con altas cantidades de
biomasa nitrificante. Por ello, la
adición de soportes solamente en
reactores aerobios existentes permite reducir notablemente el volumen necesario para nitrificación.
Así mismo, con la recirculación
de fangos existente se mantienen
altas concentraciones de biomasa
en suspensión en los reactores restantes donde se puede llevar a cabo
la desnitrificación y en su caso la
eliminación de fósforo. Esta aplicación de proceso híbrido es relativamente reciente, siendo el proceso HYBAS de AnoxKaldnes el
más extendido (Christensson et al.,
2004, Rutt et al., 2006).
El presente artículo presenta
los resultados de experimentación
en planta piloto que junto con los
resultados de simulaciones de modelos matemáticos han permitido
avanzar en el conocimiento de la
interacción biopelícula-biosuspensión y evaluar el potencial del proceso híbrido para la remodelación
de EDAR existentes en el marco
del primer escenario descrito arriba. Los resultados del escenario 2
se publicarán en un posterior artículo.
2. Materiales y métodos
2.1. Materiales
Se diseñó y construyó una planta piloto de pequeña escala con un
volumen total para el tanque de biorreactores de unos 300 l en forma
rectangular (1.420 x 530 x 400) y un
decantador secundario de 40 l. Se
realizó en PVC transparente y ofrecía la posibilidad de configurar cualquier variante de proceso que incluyera reactores anaerobios-anóxicos
y aerobios, mediante el empleo de
tabiques que se podían cambiar de
posición longitudinalmente.
2.2. Métodos
Para investigar el escenario 1 de
remodelación y, en su caso, ampliación de una EDAR de biodegradación de materia orgánica, la planta
TECNOLOGIA DEL AGUA
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nación de nitrógeno y se trata de
ampliarlas a eliminación de fósforo biológica, con el fin de evitar los
costes asociados a una eliminación
fisicoquímica. En adición, las características de sedimentación de
los procesos de fangos activos con
eliminación de nutrientes tienen
tendencia al bulking filamentoso
que provoca relevantes problemas de operación eficiente de la
EDAR.
Se considera que la alternativa
tecnológica más sencilla actualmente en el mercado es añadir
soportes de plástico para generar
biopelícula y así transformar el
proceso de fangos activos en un
proceso híbrido con biomasa nitrificante en biopelícula y biomasa
heterótrofa en suspensión.
AnoxKaldnes es una empresa
especializada en el empleo de soportes de plástico (Figura 1) para
el tratamiento biológico de aguas
residuales. En la década de los 90
ha instalado numerosas depuradoras (Rusten et al., 2000) aplicando
su Kaldnes moving bed process
(proceso Kaldnes de lecho móvil),
que se caracteriza por realizar cualesquiera de los procesos de biodegradación: materia orgánica (ΔC),
nitrificación y desnitrificación en
las biopelículas generadas en los
soportes con altas concentraciones
de biomasa, por no emplear recirculación de fangos desde el decantador secundario y por no generar
bulking filamentoso. Destaca espe-
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ARTICULOS
TECNICOS
Figura 3. Variación de DQO filtrada, amonio y fosfato en el agua influente al proceso UCT.
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Figura 4. Variación de SST y DQO total en el agua influente al proceso UCT.
56
piloto fue instalada en la EDAR de
Gaikao de Legorreta (Guipúzcoa),
que trata una aglomeración urbana
de 70.000 he, y que cuenta con un
proceso convencional de predesnitrificación-nitrificación por fangos activos y digestión anaerobia.
En consecuencia, el agua residual
presentaba unas características habituales (se detallan más adelante)
que se adecuaban a la investigación
propuesta.
El tanque de biorreactores se
configuró con el proceso UCT modificado de eliminación de nitrógeno y fósforo (Figura 2) con soporte AnoxKaldnes en los reactores
aerobios. Ello permitía explorar el
potencial y las limitaciones de los
tres fenómenos involucrados: la
TECNOLOGIA DEL AGUA
nitrificación, la desnitrificación y
la eliminación de fósforo, lo cual
podría ser aplicable a cualquier
caso de ampliación. El objetivo era
delimitar los tiempos de retención
hidráulico (TRH) mínimos factibles y evaluar las posibilidades de
eliminar nitrógeno con un TRH
de 4 horas que es un valor típico
de procesos de fangos activos con
eliminación de materia orgánica y
el TRH mínimo necesario para ampliarla a eliminación de nitrógeno y
fósforo.
La distribución de zonas anaerobias, anóxicas y aerobias fue
aproximadamente del 23, 40 y 37%
respectivamente, teniendo en cuenta que la nitrificación con soporte
iba a requerir un volumen menor
que en fangos activos. El desarrollo experimental abarcó diferentes
condiciones operacionales de temperatura, de tipo de relleno (K1 y
BiofilmChip M) y de agua (decantada y bruta) con el fin de observar
sus efectos en los tres fenómenos,
especialmente en la nitrificación.
La experimentación se extendió
desde agosto 2005 a julio 2006.
Cabe resaltar que un objetivo experimental primordial fue
maximizar la nitrificación en biopelícula, ya que permitiría evaluar el potencial de los soportes de
AnoxKaldnes. Para conseguirlo se
trató de que el nitrógeno amoniacal en el efluente se mantuviera en
lo posible con valores por encima
de 1 mgN/l (2-5 mgN/l) para maximizar la penetración del sustrato
(amonio) en la biopelícula y su
tasa de nitrificación. Por la misma
razón el oxígeno disuelto se mantuvo entre los 4 y 5 mg/l. En consecuencia, se decidió operar con
caudales de alimentación relativamente altos de modo que el TRH
se moviera alrededor de 8 horas.
Asimismo, se decidió operar en general con sólidos suspendidos en el
licor mezcla (SSLM) relativamente bajos (~ 2.000 mg/l), ya que el
empleo de valores altos se pensaba
que podría conllevar amonios en el
efluente muy bajos y desviación de
la nitrificación hacia la biomasa en
suspensión en detrimento de la biopelícula, que es más eficiente.
En las diferentes fases experimentales se realizaron ensayos en
reactores discontinuos (ERD) incorporando sólo el soporte o sólo
sólidos suspendidos con el fin de
evaluar la tasa máxima de nitrificación (producción de nitratos) en
cada caso, mediante la adición de
amonio y oxígeno en exceso. De
este modo se piensa que no había
limitaciones de transferencia de
sustrato (amonio) y oxígeno en la
biopelícula y las tasas máximas
obtenidas serían proporcionales a
la cantidad de biomasa nitrificante
bien en biopelícula o en suspensión.
ARTICULOS
Se realizaron tomas diarias de
muestras compuestas en el influente
y efluente de la planta piloto, midiendo SST, DQO, amonio, nitrato y fosfato. También se tomaron
muestras puntuales en reactores
para medir los sólidos suspendidos
del licor mezcla (SSLM), nitrato
en el reactor anóxico 1 y fosfato en
reactor anaerobio.
Para facilitar la explicación de
los resultados experimentales y evaluar el potencial del proceso híbrido
a través de simulaciones de casos
de estudio, se desarrolló un modelo matemático del mismo a partir
del modelo físico biopelícula MCB
(Wanner et al., 1995) y del modelo
bioquímico empleado para el proceso de fangos activos (ASM2d, Henze et al., 2000). El modelo global
fue calibrado mediante los resultados experimentales tanto de la planta piloto como de los ensayos ERD.
Todo ello a partir de la experiencia
previa con el proceso MBBR (Larrea et al., 2007).
TECNICOS
Figura 5. Variación del TRH y TRS en proceso UCT.
3. Resultados y discusión
del escenario 1
3.1.1. Fracción filtrada
La DQO filtrada media fue de
unos 150 mg/l, observándose valores altos de 200 mg/l y valores
bajos en tiempos de lluvias de 80
mg/l. El nitrógeno amoniacal tenía
un valor medio de 30 mg/l con picos de 45 y 20 mg/l. El ratio DQO
filtrada/amonio se sitúo en el nivel
de 5. El fosfato presentaba un valor
medio de 4,5 mgP/l con picos de 7
y 3 mg/l. El ratio amonio/fosfato
variaba en torno a 6. Todos estos
valores se consideran típicos para
una EDAR urbana cantábrica que
dispone de digestión anaerobia de
fangos
Figura 6. Variación de la temperatura y SSLM en proceso UCT.
3.1.2. Muestra total
Los sólidos suspendidos totales
(SST) en el agua decantada (fase 1,
agosto 2005-marzo 2006) tomaban
valores relativamente bajos (de en
torno a 75 mg/l) gracias al satisfactorio funcionamiento de la decantación primaria. La fracción de volátiles (fv) era del 85%. En la fase 2
(marzo-julio 2006), con agua bruta,
el valor medio de SST se situó en
unos 300 mg/l con una fv del 75%,
observándose oscilaciones de entre
300 y 550 mg/l. La DQO total es la
suma de la DQO filtrada y la DQO
particulada asociada a los sólidos
suspendidos volátiles (SSV). En la
fase 1 el valor medio de la DQO total era de unos 250 mg/l y en la fase
2 era de 500 mg/l, lo que resulta en
un ratio de DQO particulada/SSV
en el nivel 1,6, que se considera
normal. El NTK y el fósforo total
del agua decantada eran del orden
de 34 mgN/l y 6 mg/l, que resulta en
un ratio de DQOT/NTK de 7,3 y en
un DQOT/PT de 42.
3.2. Condiciones
operacionales
En la primera subfase 1 (agosto
2005-enero 2006) se empleó soporte K1 ocupando el 50% de los reactores aerobios. Después, en la segunda subfase (enero-marzo 2006),
se cambió por soporte BiofilmChip
M. En la fase 2 de agua bruta, se
mantuvo el soporte BiofilmChip
M. En las Figuras 5 y 6 se recoge
la variación de las principales conTECNOLOGIA DEL AGUA
294 / MARZO / 2008
3.1. Características
del agua influente
En las Figuras 3 y 4 se recoge la
fuerte variación que mostraron los
parámetros de la fracción filtrada
y muestra total del agua de EDAR
Gaikao respectivamente.
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ARTICULOS
TECNICOS
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Figura 7. Variación de amonio, nitrato y fosfato en el efluente del proceso UCT.
58
diciones operacionales. El resto se
comentan en el texto. La puesta en
marcha se realizó con temperaturas
en el licor mezcla de entre 20 y 22
ºC. El tiempo de retención hidráulico (TRH), de sólidos (TRS) y los
SSLM en el periodo (P1) fueron
mantenidos relativamente altos, de
12 horas, 15 días y 3.000 mg/l, respectivamente, con el fin de facilitar
la implantación y consolidación de
la nitrificación.
El caudal de recirculación de fangos desde el sedimentador secundario se mantuvo durante toda la experimentación en el 80% del caudal
influente. El caudal de recirculación
interna de licor mezcla desde el
reactor aerobio al anóxico y desde
éste al anaerobio también mantuvieron un ratio bastante constante del
250 y 100% respectivamente.
La concentración de oxígeno disuelto en los reactores aerobios se
mantuvo siempre entre 3 y 6 mg/l,
de modo manual en la fase 1 con
agua decantada y empleando un
control automático en la fase 2.
Posteriormente, en el periodo
transitorio (PT), la temperatura fue
disminuyendo, el TRH se redujo
hasta 8-9 horas y los SSLM eran
de unos 2.000 mg/l. Cabe resaltar
que el licor mezcla no contenía filamentos y el índice de volumen de
fangos (IVF) se situaba en 110-130
ml/g. En el periodo de invierno (P2)
se llegó a una temperatura del agua
TECNOLOGIA DEL AGUA
de entre 9 y 13 ºC. Al cambiar de
relleno (BiofilmChip M), el TRH se
mantuvo en 9 h, pero el TRS se incrementó a 30-40 días con SSLM de
5.000 mg/l con el fin de favorecer
la implantación de las nitrificantes.
Ello no fue suficiente y fue necesario aumentar la temperatura del
agua, incorporando resistencias a
los reactores aerobios (periodo P3).
Una vez conseguida la nitrificación, se eliminaron las resistencias
y se operó a la temperatura de 1113 ºC. En concordancia, el TRS se
bajó hasta unos 10 días y los SSLM
descendieron hasta 2.000 mg/l. En la
fase 2, con agua bruta, la temperatura fue incrementando en el periodo
transitorio (PT) desde 15 a 22 ºC y
el TRH se mantuvo en 7-8 horas.
El TRS se redujo inicialmente para
mantener SSLM en 2.000 mg/l pero
condujo a un funcionamiento insatisfactorio. Por ello, finalmente (periodo P4) se decidió operar con TRS
mayor y SSLM de unos 4000 mg/l.
3.3. Nitrificación
3.3.1. Descripción
de resultados
La Figura 7 muestra que al final
del periodo inicial (P1) la nitrificación fue total (N-NH4 efluente <
1mg/l) y las tasas de nitrificación
máxima obtenidas en ensayos en
reactores discontinuos (ERD) mostraron valores (corregidos a 15ºC)
de 260 gN/m3·d en la biopelícula del
reactor aerobio R1 que, para K1 con
50%, corresponde a 1 gN/m2·d y de
100 gN/m3·d en la biosuspensión.
Ello indicaba que se había conseguido implantar satisfactoriamente
la biomasa nitrificante en el relleno
y que la nitrificación en suspensión
era significativa.
En el periodo transitorio y en P2
con bajada de la temperatura y reducción del TRH y TRS, la nitrificación presentó altibajos apreciándose
valores de nitrógeno amoniacal de
entre 1 y 10 mgN/l. En los días de
lluvias intensas, disminuía la carga aplicada de amonio influente y
el amonio efluente descendió hasta
valores por debajo de 1 mgN/l. En
los periodos secos el amonio influente tomó valores superiores a
30 mgN/l (alta carga), lo que junto
a las bajas temperaturas (10-13 ºC)
conducía a la obtención de amonios
en el efluente altos (7-12 mgN/l), tal
y como se deseaba.
Los valores de la tasa de nitrificación máxima en los ensayos ERD
tomaron valores (corregidos a 15
ºC) de 1,2 gN/m2·d en el relleno del
reactor R1, que son algo mayores
que los encontrados en el periodo 1,
lo cual podría ser debido a la mayor
carga de nitrógeno aplicada. La tasa
máxima en la biosuspensión era de
120 que era algo menor que en el
periodo 1, lo cual podría deberse al
menor TRS de operación.
Al inicio del periodo P3, con
nuevo relleno BiofilmChip M, la nitrificación fue muy pobre hasta que
a mediados de febrero se alcanzó
una nitrificación satisfactoria. Sin
embargo, los ensayos en reactores
discontinuos revelaron que el 90%
de la nitrificación tenía lugar en suspensión y solo el 10% en el relleno,
lo cual se atribuyó al elevado TRS
aerobio, alta temperatura y bajo
amonio efluente. En consecuencia,
se decidió reducir el TRS a 10 días
produciéndose un incremento transitorio del amonio efluente, pero
que después descendió a valores inferiores a 1 mgN/l, debido a la baja
concentración de amonio influente.
ARTICULOS
TECNICOS
Figura 8. Distribución de biomasas autótrofa nitrificante (X_A), heterótrofa (X_H), inerte (X_I) y sustrato particulado (X_S) en las biopelículas del primer y segundo
reactor aerobio.
3.3.2. Análisis por
simulación
La experimentación en planta
piloto ha permitido observar tendencias en el comportamiento de la
nitrificación, pero la fuerte variabilidad del agua influente ha impedido precisar el efecto de las condiciones operacionales. Para facilitar
la explicación de los efectos se llevó a cabo el desarrollo del modelo
matemático y su calibración a partir
de los valores medios del amonio
influente y efluente en los periodos
P1, P2, P3 y P4. Así, se ajustaron los
Figura 9. Distribución del oxígeno y amonio en las biopelículas del primer y segundo reactor aerobio.
coeficientes del modelo consiguiendo que las simulaciones estacionarias presentaran una descripción
satisfactoria de los resultados experimentales tanto de la planta piloto
como de los ensayos ERD de tasa
de nitrificación máxima. Además,
se realizaron simulaciones estacionarias adicionales para profundizar
en el conocimiento de los efectos de
las condiciones operacionales. Del
análisis de las simulaciones cabe
destacar los siguientes aspectos.
En lo que se refiere a la nitrificación en biopelícula, el comportamiento del primer reactor aerobio R1 era bastante diferente al
del segundo reactor aerobio R2.
La tasa de nitrificación máxima en
ERD es siempre menor en R1 (1,2
frente a 1,5 gN/m2·d en R2) y por
tanto menor la cantidad de biomasa nitrificante (X_A) (Figura 8) lo
cual se atribuye a la existencia de
un crecimiento mayor de biomasa
heterótrofa (X_H) causado por la
biodegradación de la materia orgánica que escapa del último reactor
anóxico. Por ello se decidió que en
la experimentación del escenario 2
se intensificaría significativamente
la realización de ensayos en reactores discontinuos, no sólo para el
reactor R1, sino también para el
reactor R2. Asimismo, también se
trataría de delimitar las diferencias
de cantidad de biomasa heterótrofa
en cada reactor mediante ensayos
de consumo de oxígeno.
Las tasas de nitrificación en las
biopelículas de R1 y R2 en el funcionamiento de la planta piloto conTECNOLOGIA DEL AGUA
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Los ensayos ERD mostraron que se
había conseguido la implantación
mayoritaria de nitrificantes en biopelícula respecto a suspensión.
En la fase 2 con agua bruta, la
nitrificación en los meses iniciales (periodo transitorio PT) fue
muy inestable variando entre 2 y
10 mgN/l debido al muy bajo TRS
aplicado. Los ensayos de ERD
mostraron tasas máximas de nitrificación bajas, tanto en biopelícula
como en suspensión. Después, en el
periodo P4 se alcanzó una nitrificación satisfactoria operando con moderado TRS y elevada temperatura.
Los ensayos ERD revelaron que las
tasas de nitrificación se incrementaron notablemente, lo que se atribuye
al incremento de TRS. Sin embargo,
todavía eran menores que en los periodos con agua decantada tanto en
biopelícula como en suspensión.
59
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TECNICOS
Tabla 1
Datos
Parámetros de diseño
Requerimientos de salida
Unidades
Valor
Caudal invierno
3
m /d
8.400
Tª de invierno
ºC
14
Carga DBO5
Kg/d
1.480
Carga SST
Kg/d
870
Carga NTK
Kg/d
312
N-NH4
mgN/l
<1
TRH aerobio invierno
horas
3,3
SST licor mezcla
Parámetros de planta
TRS aerobio
2.500
días
Tipo de soporte plástico
Llenado en HYBAS
2,75
K3
%
67
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Tabla 1. Datos de Planta James River (Estados Unidos) basada en el proceso HYBAS.
60
tinua eran lógicamente menores que
las máximas en ERD, ya que las tasas dependen no sólo de la cantidad
de biomasa nitrificante en biopelícula, sino también de su actividad
condicionada por la penetración del
amonio y del oxígeno disuelto (Figura 9). Por tanto, dependen de la
concentración de amonio y de oxígeno disuelto en el seno del líquido
del reactor y del consumo de oxígeno en la biopelícula.
En cuanto a la nitrificación en
suspensión en la planta continua.
Las simulaciones parecen confirmar la hipótesis derivada de la experimentación de que al aumentar
SSLM por aumento de TRS se incrementa la tasa de nitrificación en
suspensión, manteniéndose una alta
tasa en biopelícula si el amonio en
el seno del líquido es relativamente
alto. Ello se atribuye a que el desprendimiento de nitrificantes de la
biopelícula por cizalladura es una
fuente permanente de nitrificantes
en suspensión que son acumuladas
con el TRS. Como consecuencia, la
simulación del periodo P2 a 13 ºC
operando con una concentración
SSLM de 4.000 mg/l, en lugar de
los 2.000 mg/l de la experimentación, da como resultado un amonio efluente de 2-3 mg/l que es
una nitrificación satisfactoria para
un TRH aerobio de unas 2,7 horas
TECNOLOGIA DEL AGUA
empleando soporte K1 con 50% del
volumen.
AnoxKaldnes dispone de plantas construidas en los últimos años
basadas en el proceso HYBASTM,
tales como James River (Estados
Unidos), con TRH aerobio en torno a 3 horas, obteniendo valores
de amonio de 1 mgN-NH4/l en el
efluente (Tabla 1).
3.4. Desnitrificación y
eliminación de fósforo
3.4.1. Descripción
de resultados
La concentración de nitrato en el
efluente es el resultado del nitrógeno influente que ha nitrificado menos el nitrógeno desnitrificado en el
reactor anóxico. La Figura 7 muestra que el nitrato efluente presentó
una variabilidad importante y para
explicarla hay que tener en cuenta
los siguientes factores: el nitrógeno
influente y el amonio efluente, que
han sido muy variables; la concentración de DQO soluble y particulada, que determinan la desnitrificación primaria y secundaria (la
DQO soluble y la DQO particulada
del agua decantada eran bajas por
lluvias y por bajos SST, respectivamente); el TRS y la concentración
de SSLM (valores bajos), que determinan la desnitrificación terciaria; y
la temperatura, que afecta a la velocidad de la desnitrificación.
En el periodo P1 de la fase 1 con
agua decantada, operando con alta
temperatura, tiempo seco y amonio efluente bajo, el nitrato tomaba
valores entre 8 y 12 mg/l. En los
periodos P3 y P4 de invierno, en
tiempo húmedo, la suma de amonio
y nitrato era baja lógicamente, pero
en tiempo seco ascendía a valores
de 15-20 mg/l, que se atribuye a los
bajos SST en el agua influente y en
el licor mezcla. En el periodo P4
de la fase 2 con agua bruta y alta
temperatura, el tiempo fue húmedo
y la suma de amonio y nitrato se
situaba entre 5 y 10 mg/l, lo cual
parecía indicar que no influían significativamente los factores positivos como la alta concentración de
SST en el agua influente y la elevada temperatura. Se piensa que
ello podría ser debido al bajo TRS
mantenido, que dificultaba la biodegradación anóxica del sustrato
lentamente biodegradable.
En cuanto a la eliminación de
fósforo, hay que tener en cuenta
que el proceso se ve afectado por
varios factores, tales como: la relación entre el sustrato fácilmente
biodegradable (Ss) (fracción de
la DQO filtrada) y el fosfato en
al agua, que en el caso de EDAR
Gaikao no es favorable; la con-
ARTICULOS
3.4.2. Análisis por
simulación
Las simulaciones estacionarias
de los periodos P1, P2, P3 y P4 han
descrito aceptablemente los valores
medios de nitrato, amonio + nitrato y
fosfato en el efluente. La simulación
del periodo P3 a 13 ºC operando con
SSLM de 4.000 mg/l (mencionada
arriba) que consigue bajar el amonio a 2-3 mg/l, da como resultado
un nitrato de 15 mgN/l, mantenién-
Figura 10. Esquema de proceso híbrido para eliminación de nitrógeno con TRH de 4 horas.
dose la suma amonio + nitrato en
unos 18 mg N/l que no cumple con
los requerimientos de nitrógeno total para zonas sensibles.
La simulación de un escenario
(contemplado en algunos casos reales) de adición de fango primario
para incrementar los SST del agua
decantada, da como resultado valores similares de amonio + nitrato,
lo cual parece confirmar los resultados experimentales en P4 y el efecto negativo del bajo TRS necesario
debido al bajo TRH empleado. Se
considera que si se desea realizar un
diseño en estas condiciones de operación y para aguas decantadas con
bajo DQO/NTK, se hace necesaria la
adición de metanol para cumplir los
requerimientos en zonas sensibles.
Cuando se plantea el caso de la
remodelación a eliminación de nitrógeno de una EDAR de biodegradación de materia orgánica que
opera con un TRH de 4 horas, las
simulaciones indican que una posible configuración manteniendo
el TRH y, por tanto, sin ampliación
de planta, es la presentada en el
siguiente esquema de tratamiento
(Figura 10).
El TRH aerobio se sitúa en 2,8
horas, lo que permite conseguir
una nitrificación satisfactoria (2-4
mg/l de amonio efluente), siendo
posible dos opciones de empleo
de relleno: soporte BiofilmChip
M sólo en N2 ocupando el 35%
del volumen; y soporte K1 o K3
en ambos reactores nitrificantes,
ocupando el 40-50% del volumen.
En cuanto a la desnitrificación, el
primer reactor anóxico (D1) trata de utilizar lo más eficazmente
posible la DQO biodegradable del
agua decantada y en el reactor de
postdesnitrificación con metanol se
alcanza la concentración de nitrato
efluente deseada. Si se plantea la
eliminación de nitrógeno y fósforo
biológica, será necesario ampliar
la planta incorporando un tanque
anaerobio y la recirculación interna
desde el primer reactor anóxico.
4. Conclusiones
La experimentación con el proceso híbrido UCT alimentado con
aguas habituales en EDAR urbanas
que incluyen digestión anaerobia,
ha mostrado que se pueden alcanzar, a 15 ºC como temperatura de
referencia, tasas máximas de nitrificación en biopelícula del orden de
1,2 gN/m2·d para el primer reactor
aerobio, rellenado al 50% con soporte K1.
El estudio de simulaciones
muestra que, operando con tiempos
de retención de sólidos (TRS) moderados y sólidos suspendidos del
licor mezcla de unos 4.000 mg/l, la
tasa de nitrificación en suspensión
también puede ser significativa, de
tal modo que se puede alcanzar una
nitrificación satisfactoria a 13 ºC
en proceso híbrido con un tiempo
retención hidráulico (TRH) de 2,7
horas empleando K1 o K3 en un
50% del volumen aerobio.
Para un proceso de fangos activos típico de biodegradación aerobia de materia orgánica que opera
a 13 ºC con un TRH de 4 horas,
se considera que es posible su remodelación a proceso híbrido con
eliminación de nitrógeno, manteniendo el TRH mediante el empleo
de una postdesnitrificación con
metanol.
TECNOLOGIA DEL AGUA
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centración de nitrato entrante en el
reactor anaerobio, ya que consume
Ss disponible para eliminar fósforo; y la temperatura y el tiempo de
retención de sólidos debido a que
aumenta la redisolución del fósforo
acumulado.
En líneas generales, se observa
que la variabilidad del fosfato en
el efluente (Figura 7) está estrechamente relacionada con la variabilidad del nitrato en el reactor
anóxico 1 recirculada al anaerobio
(valores no mostrados), la cual a su
vez está relacionada con la concentración de nitrato en el efluente. En
un análisis más detenido se aprecia que en el periodo P1 el fosfato
efluente tomaba valores relativamente altos lo cual se atribuye no
sólo al nitrato relativamente alto
en el efluente sino también a la alta
temperatura y TRS. En los periodos siguientes con agua decantada
(PT, P2 y P3) la temperatura y el
TRS eran relativamente bajos y los
nitratos en el efluente presentaban
muchos altibajos que determinaban
la concentración de fosfato efluente, observándose muchos días con
valores por debajo de 1 mgP/l. Algunos valores altos son debidos a
problemas electromecánicos en la
planta piloto que producían paradas y la consiguiente redisolución
de fósforo acumulado. En la fase 2
con agua bruta, el periodo transitorio presentó valores relativamente
altos que se atribuyen al excesivamente bajo TRS de operación, lo
cual se corrigió en el periodo P4
observándose valores satisfactorios
de fosfato efluente.
TECNICOS
61
ARTICULOS
5. Agradecimientos
La presente investigación se ha
llevado a cabo en el marco de un
proyecto de I+D financiado por
el programa INTEK BERRI del
Gobierno Vasco, en el que han
participado las empresas ATM,
AnoxKaldnes y Acciona Agua y
los Consorcios de Aguas de Guipúzcoa y de Bilbao-Vizcaya y la
Diputación Foral de Guipúzcoa. Se
agradece a estos últimos su generosa colaboración en los estudios en
planta piloto.
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7. Bibliografía
[1] Christensson, M.; Welander, T.
(2004). Treatment of Municipal
wastewater in a hybrid process
62
TECNOLOGIA DEL AGUA
TECNICOS
using a new suspended carrier
with large surface area. Wat.
Sci. Tech. 49, 11-12, 207-211
[2] Henze, M.; Gujer, W.; Mino, T.;
Matsuo, T.; Van Loosdrecht, M
(2000). Activated sludge models. ASM1, ASM2, ASM2d
and ASM3. Scientific and Technical report No.9.
[3] Larrea, L.; Albizuri, J.; Abad,
A.; Larrea, A.; Zalakain, G.
(2007). Optimizing and modelling nitrogen removal in a new
configuration of the movingbed biofilm reactor process.
Wat. Sci. and Tech., Vol. 55,
No. 8-9, pp. 317-327.
[4] Rusten, B.G.; Hellström, F.; Sehested, O.; Skjelfoss, E.; Svend-
sen, B. (2000). Pilot testing
and preliminary design of moving bed biofilm reactors for
nitrogen removal at FREVAR
wastewater treatment plant.
Wat. Sci. and Tech., Vol. 41,
No. 4-5, pp. 13-20.
[5] Rutt, K.; Sedan, J.; Johnson,
C. (2006). Two years case
study of integrated fixed
film activated sludge (IFAS)
at Broomfield, Co WWTP.
Proceedings from WEFTEC.
[6] Wanner, O.; Reichert, P.
(1995). Mathematical Modeling of Mixed-Culture
Biofilms. Biotechnolgy and
Bioengineering, Vol 49, pp
172-184.