AMI-117

CARACTERIZACIÓN Y TRATABILIDAD DE AGUA RESIDUAL
MUNICIPAL/INDUSTRIAL POR LODOS ACTIVADOS
Sandoval Yoval Luciano1, Gabriela Mantilla Morales 2
Instituto Mexicano de Tecnología del Agua (IMTA)
1
2
lucsand@tlaloc.imta.mx , mantilla@tlaloc.imta.mx
Resumen
El crecimiento de las zonas metropolitanas ha propiciado los
asentamientos humanos torno a las zonas industriales. Esta
situación ha generado que el alcantarillado tienda a ser
compartidos con el resultado de un efluente que tiene un alto
potencial tóxico y en consecuencia una dificultad para su
tratamiento.
En un efluente combinado, la carga orgánica medida, puede
variar del orden de 1,000 hasta 100,000 mg/L como DBO y/o
DQO, teniendo así un efluente con niveles bajos de
biodegradabilidad, es decir, con una relación DBO/DQO que
puede ser de 0.4 o menor, situación que corresponde a un
efluente altamente tóxico. Esto hace necesario que se realicen
pruebas a escala laboratorio que simulen una condición real de
tratamiento, con el objetivo de obtener parámetros, constantes
de diseño y de operación.
La caracterización del agua residual cruda presentó una
relación DBO/DQO en promedio de 0.35, con una variación
de 0.21 hasta 0.43, lo que indica una biodegradabilidad
relativamente baja del agua residual. Los bioensayos para
Vibrio Fischeri (VF), y Daphnia Magna (DM) indican una
toxicidad elevada, ya que el CE50 en promedio fue de 1.02 a
1.85% y de 5.6 a 40% respectivamente.
Las pruebas de tratabilidad indicaron que un proceso de lodos
activados con tiempos de residencia de 30 h, proporciona
remociones de hasta 99% de DBO (4.1 mg/L) y SST menores
a los 20 mg/L, ambos parámetros están por debajo de los 20
mg/L establecidos en la norma NOM-003-SEMARNAT-1997.
Adicionalmente las pruebas toxicológicas muestran que el
efluente ya no es tóxico.
Palabras clave
Caracterización,
activados
Tratabilidad,
Aguas
residuales,
Lodos
Introducción
El crecimiento no programado de la ciudad de México y en
general de la zona metropolitana del Valle de México ha
propiciado la invasión de asentamientos humanos en el torno a
zonas industriales. Esta situación ha generado que los
servicios públicos como el alumbrado, agua potable y
alcantarillado tiendan a ser compartidos. En los primeros dos
casos, el problema radica fundamentalmente en la cantidad y
calidad de los servicios, mientras que en el caso de los
drenajes ha generado que los efluentes sean combinados, ya
sea por un mal diseño de la red de drenaje o por infiltraciones
entre redes municipales e industriales, en ambos casos el
resultado será un efluente que tiene un alto potencial tóxico a
la vida acuática y en consecuencia la dificultad para el
tratamiento de estas aguas residuales. En este tenor,
actualmente existen tecnologías que permiten el tratamiento
de efluentes tóxicos, el problema es que requieren de una
operación de mediana a alta especialización, equipamiento y
diseño avanzado y por lo tanto un elevado costo tanto de
inversión inicial como de operación y mantenimiento.
Alrededor del 20% del territorio del Distrito Federal está
cubierto por áreas verdes, tanto públicas como privadas,
territorio que resulta insuficiente para la depuración del aire en
la ciudad de México, por esta razón se han impulsado
recientemente la creación de nuevos espacios para áreas
verdes y recreativas. La idea es crear no sólo un pulmón
verde, sino lagos, centros deportivos, entre otras.
Dada la escases de agua y con base a los requerimientos del
recurso que tendría un parque, se plantea el desarrollo de
plantas de tratamiento de aguas residuales que utilicen como
influente las aguas negras que se producen en el territorio del
Distrito Federal, sin embargo, existen zonas industriales como
Vallejo, que podrían tener aportaciones de contaminantes
diferentes a los esperados en un agua residual municipal.
Las aguas residuales municipales típicas (Metcalf & Eddy
2003) tienen una DBO con un rango de 110-350 mg/L, DQO
250 - 800 mg/L lo que nos ofrece una relación DBO/DQO de
entre 0.5 – 0.7, como resultado se tiene un efluente altamente
biodegradable por lo que el tren de tratamiento podrá ser uno
convencional, por ejemplo lodos activados. En cambio en un
efluente combinado, la carga orgánica medida, puede tener
variaciones del orden de 2,000 hasta 100,000 mg/L de
material orgánico cuantificado como DBO y/o DQO, teniendo
así un efluente con niveles bajos de biodegradabilidad, es
decir, con una relación DBO/DQO que puede ser de 0.4 o
menor, situación que corresponde a un efluente altamente
tóxico (Badawy and Ali 2006).
Este tipo de efluentes se denominan atípicos, debido a su
naturaleza combinada. Por esta razón, es necesario el
desarrollo de pruebas en laboratorio tratando de simular una
condición real de tratamiento a escala laboratorio o piloto, con
el objetivo de obtener los parámetros y las constantes de
diseño y operación que serán aplicables a las condiciones
específicas del agua residual problema.
Dentro de los procesos biológicos existe una amplia variedad
de opciones, cada una con sus ventajas y desventajas. Estas
opciones pueden ser la del proceso de lodos activados en su
modalidad de aeración extendida que es una modificación al
proceso convencional. Este tipo de proceso de tratamiento
tiene dos características básicas, el primero es el tiempo de
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retención hidráulico que va de 12 a 36 horas y el tiempo de
retención celular que puede alcanzar hasta 40 d, estos tiempos
sirven para que la biomasa se pueda aclimatar y sea capaz de
degradar el material orgánico presente en el agua residual,
incluyendo la materia orgánica difícilmente biodegradable
(McCarty and Broderse 1962).
Metodología
Caracterización
Se consideraron 14 muestreos compuestos de 24 h, con la
finalidad de identificar las variaciones de cargas de
contaminantes, así como del caudal del agua residual. En la
tabla 1, se muestran los parámetros analizados para la
caracterización del agua residual.
Tabla 1. Parámetros para la caracterización del influente a la
planta de tratamiento
Campo
Fisicoquímicos
Metales
Q
DBO
SAAM
As
pH
DQO
SST
Cd
T
COT
SDT
CE
GyA
Fenoles
CN
Microbiol.
Huevos de
Helminto
Coliformes
fecales
Toxicidad
Vibrio
Fischeri
Daphnia
Magna
Figura 1. Mapa de localización de punto de muestreo
Pruebas de tratabilidad
El diseño del experimento consistió en el uso de 3 reactores
trabajando bajo las mismas características del agua residual
pero a diferente condición de operación. La variable más
importante es el tiempo de retención hidráulica, el cual se fijó
en 30, 24 y 8 h (R1, R2 y R3), con caudales de entrada de 18,
23 y 70 ml/min, respectivamente. Los primero dos tiempos de
retención, corresponden al proceso de aeración extendida,
mientras que el reactor de 8 h, corresponde a un proceso
convencional. Éste reactor, se utilizó con la finalidad de
verificar si era posible trabajar el proceso de manera
convencional. Por lo anterior, se diseñó un modelo de
muestreo y análisis que se describe en la tabla 2.
Tabla 2. Parámetros para el monitoreo de los reactores biológicos
Parámetros
fisicoquímicos
DQO
Análisis por
semana
5
NT
3
N-NH3
5
Cu
PT
3
Cr
SST, SSV
3
Hg
DBO
1
M. F.
NTK
S. Sed.
NT
Ni
PT
Pb
Zn
El punto asignado para la caracterización del agua residual
está localizado en Av.Tezozómoc, casi esquina con 5 de
mayo, en la Cd. de México (Fotografía 1 y Figura 1)
Adicionalmente, en los últimos días de operación, ya que los
procesos se encuentren completamente aclimatados se
realizarán los análisis de los parámetros incluidos en la tabla
3, con la finalidad de corroborar la eficiencia de los reactores,
verificar la remoción de la toxicidad en los efluentes tratados,
e identificar si el efluente contará con las características
requeridas para el reúso que se pretende dar.
Tabla 3. Parámetros adicionales a cuantificarse una vez
estabilizado el sistema
Ca
Toxicidad para P.
Subcapitata
Toxicidad para V. Fisheri
Mg
Toxicidad para D. Magna
B
CF
HH
Fotografía 1. Atarjea de muestreo
Todas las determinaciones analíticas de los parámetros que se
emplearan para caracterizar el agua, así como de las pruebas
de tratabilidad serán realizados por el laboratorio del Calidad
del Agua del IMTA, el cual se encuentra acreditado por la
EMA y sus procedimientos están referidos a la Normas
Mexicanas.
Los reactores utilizados en las pruebas de tratabilidad fueron
fabricados en acero inoxidable, enchaquetados de manera que
puedan mantener una temperatura constante, con un volumen
útil de aproximadamente 33.6 L (Fotografía 1), el tanque es
alimentado por la parte posterior utilizando una bomba
peristáltica digital calibrada, el tanque de aeración cuenta con
5 difusores de burbuja fina que permiten la transferencia del
oxígeno, así como la mezcal necesaria para que la biomasa se
mantenga en suspensión y en contacto con el agua residual.
Los reactores serán inoculados con lodos de la planta de
tratamiento de aguas residuales “Cerro de la Estrella” de la
delegación Iztapalapa de la Ciudad de México, para obtener
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una concentración alrededor de 3,000 mg/L de sólidos
suspendidos volátiles.
en promedio de 0.35, con una variación de 0.21 hasta 0.43,
esto indica una biodegradabilidad relativamente baja del agua
residual a tratar (atípica). Los valores recomendados deben ser
mayores a 0.5 (Badawy and Ali 2006, Metcalf & Eddy 2003,
Ramalho 1993). Los parámetros G y A, NT, PT, SAAM están
dentro de la media de las descargas de aguas residuales típicas
en México. Los sulfuros están presentes en concentraciones
altas y con variaciones significativas que van de 1.44 a 39
mg/L, no obstante de acuerdo a lo reportado en bibliografía
(Eckenfelder and Musterman 1995) bajo estas condiciones no
se presenta inhibición del consorcio microbiano, sin embargo,
se debe cuidar la concentración de oxígeno disuelto ya que
esta especie es altamente reactiva, se oxida formando sulfatos,
con la consecuente posibilidad de bajar el pH por acidificación
del agua residual.
Tabla 5. Resultados de parámetros fisicoquímicos
21-22/08
DBO
(mg/L)
215
22-23/08
355
942
0.38
66.9
42.0
Caracterización
23-24/08
338
810
0.42
54.4
40.2
24-25/08
356
1061
0.34
61.2
40.8
De los resultados obtenidos de los parámetros de campo
(Tabla 4), se observan temperaturas cálidas de 30°C en
promedio, que favorecen el metabolismo y la reproducción de
la biomasa, no obstante no son normales en un drenaje
municipal donde se esperarían temperaturas entre 20-22 °C
(Rivas 1997), lo que da una señal de la presencia de una
descarga industrial, lo mismo se observa con la conductividad
eléctrica (CE), la cual en un agua residual municipal típica
sería del orden de 750 – 1,000 µS/cm, mientras que el agua
caracterizada presenta valores de hasta 2,285 µS/cm, el pH se
encuentra en valores normales recomendados (6.5 - 8.5). Los
sólidos sedimentables (S. Sed.) se cuantificaron en casi todos
los casos por encima del límite máximo permitido de acuerdo
con la normatividad en materia de descarga (NOM-001SEMARNAT-1996), el cual está en un máximo de 2 ml/L.
25-26/08
314
878
0.36
60.8
44.9
26-27/08
224
1084
0.21
66.8
41.5
27-28/08
412
1289
0.32
67.3
46.8
28-29/08
291
787
0.37
72.6
36.7
29-30/08
330
930
0.35
46.6
42.1
31/08-01/09
421
1030
0.41
68.6
48.8
01-02/09
409
956
0.43
77.9
51.7
02-03/09
378
916
0.41
63.9
46.2
03-04/09
452
1468
0.31
66.7
47.8
04-05/09
21-22/08
371
PT
(mg/L)
3.9
1007
SAAM
(mg/L)
1.94
0.37
SST
(mg/L)
180
22-23/08
5.6
4.33
160
0.05
23-24/08
5.2
2.72
150
0.04
0.046
24-25/08
5.1
3.81
193
0.06
<0.020
25-26/08
4.7
5.10
140
0.07
<0.020
26-27/08
4.5
3.81
127
0.08
<0.020
27-28/08
4.8
2.99
800
0.05
<0.020
Fotografía 1. Reactores de prueba
Fecha
Resultados
Tabla 4. Resultados de los Parámetros de campo
Fecha
T (°C)
pH
CE (µS/cm)
S. Sed. (ml/L)
Fecha
DQO
DBO/DQO
(mg/L)
605
0.36
GyA
(mg/L)
51.2
NT
(mg/L)
36.4
73.9
38.9
Fenoles
CN(mg/L) (mg/L)
0.15
<0.020
<0.020
21-22/08
24.17
7.60
999
5.0
28-29/08
5.9
2.28
140
0.05
0.049
22-23/08
25.35
8.17
1,556
0.5
29-30/08
5.1
2.42
347
0.04
<0.020
23-24/08
28.54
8.15
1,894
0.9
31/08-01/09
5.6
2.41
167
0.07
0.065
24-25/08
28.73
7.75
1,747
28.0
01-02/09
5.0
2.22
142
0.04
0.046
25-26/08
29.93
8.14
2,025
1.2
02-03/09
4.6
3.83
570
0.08
0.025
26-27/08
29.61
8.15
1,967
<0.5
03-04/09
4.9
1.76
160
0.05
0.024
27-28/08
28.52
8.14
2,200
44.0
04-05/09
4.7
2.66
150
0.05
2.565
28-29/08
26.93
7.80
1,395
1.0
29-30/08
26.11
8.16
1,394
34.0
31/08-01/09
28.99
8.49
2,134
20.0
01-02/09
29.72
8.62
2,285
1.5
02-03/09
28.32
8.14
1,831
70.0
03-04/09
29.71
8.54
1,797
17.0
04-05/09
26.54
7.86
1,374
50.0
De los parámetros fisicoquímicos analizados (Tabla 5), en
principio se observa una DBO relativamente baja, en
promedio de 348 mg/L, no obstante la DQO se encontró en el
orden de los 983 mg/L habiendo máximos superiores a los
1,400 mg/L, estos datos proporcionan relaciones DBO/DQO
Las concentraciones de los metales pesados están por debajo
de las establecidas en la NOM-001-SEMARNAT-1996 (Tabla
6) con excepción del zinc que está por arriba del límite
máximo permisible 10 a 20 mg/L. Éste metal aunque
necesario para la salud, en exceso puede alterar el
metabolismo desde niveles micro hasta llegar a los seres
humanos (Guéguen, et al. 2004), debido principalmente a la
cadena trófica, ya que el metal no se metaboliza
completamente se bioacumula y biomagnifica a través de las
cadenas alimenticias.
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Tabla 6. Resultados de metales
Parámetros
Fecha
As
(mg/L)
Cd
(mg/L)
Cu
(mg/L)
21-22/08
0.0177
<0.02
0.10
0.060
22-23/08
0.0200
<0.02
0.09
<0.050
28-29/08
Toxicológicos
VF
DM
(UT)
(UT)
3.53
23-24/08
0.0100
<0.02
0.17
<0.050
29-30/08
4.69
24-25/08
0.0100
<0.02
0.09
<0.050
31/08-01/09
3.89
25-26/08
0.0077
<0.02
0.06
<0.050
01-02/09
26-27/08
0.0075
<0.02
<0.05
<0.050
02-03/09
27-28/08
0.0100
<0.02
0.08
0.070
03-04/09
28-29/08
0.0080
<0.02
<0.05
<0.050
04-05/09
29-30/08
0.0100
<0.02
<0.05
<0.050
31/08-01/09
0.0105
<0.02
0.07
0.089
01-02/09
0.0099
<0.02
<0.05
0.065
02-03/09
0.0092
<0.02
0.09
0.097
03-04/09
0.0089
<0.02
0.09
0.092
04-05/09
0.0094
Hg
(mg/L)
<0.02
Ni
(mg/L)
0.19
Pb
(mg/L)
0.144
Zn
(mg/L)
21-22/08
0.0013
0.060
<0.10
0.220
22-23/08
<0.0005
0.110
<0.10
1.035
23-24/08
<0.0005
0.100
<0.10
0.650
24-25/08
<0.0005
0.130
<0.10
1.770
25-26/08
0.0007
0.114
<0.10
26-27/08
0.0007
0.123
27-28/08
<0.0005
0.110
28-29/08
<0.0005
29-30/08
<0.0005
31/08-01/09
01-02/09
02-03/09
03-04/09
04-05/09
Fecha
Cr
(mg/L)
Microbiológicos
HH
CF
(No. H 5/L)
(NMP/100 mL)
Fecha
2.46
2.1x106
53.79
3.24
97.09
17.77
5.70
En el primer muestreo (21-22 de agosto), también se
cuantificaron trihalometanos (THM’s), benceno, tolueno,
etilbenceno y xilenos (BTEX’s), los cuales forman parte de los
compuestos orgánicos volátiles (COV’s), estos compuestos se
determinaron debido a la cercanía del punto de muestreo con
una estación de gasolina. En la Tabla 8 se muestra que existe
presencia de estos compuestos, aunque en muy pequeñas
concentraciones.
Tabla 8. Resultados COV's
0.541
THM’s
(mg/L)
Benceno
(mg/L)
Tolueno
(µg/L)
Etilbenceno
(µg/L)
m,p-Xileno
(µg/L)
o-xileno
(µg/L)
<0.10
0.824
0.07491
<0.608
25.31
10.62
12.53
14.85
<0.10
0.300
0.097
<0.10
0.796
0.080
<0.10
0.370
0.0008
0.080
<0.10
0.614
<0.0005
0.094
<0.10
0.555
<0.0005
0.102
<0.10
0.425
0.0007
<0.050
<0.10
21.370
0.0006
0.151
<0.10
0.906
Pruebas de tratabilidad
La DQO en el afluente se mantuvo en promedio en 659 mg/L,
observándose ciclos de altas y decaimiento (Gráfica 1).
Los resultados de los HH y CF, se observan (Tabla 7) dentro
del rango medio esperado para un agua residual municipal
típica en México.
De los bioensayos se observa que para Vibrio Fischeri (VF), y
Daphnia Magna (DM), los niveles presentan una toxicidad
elevada, ya que presentan una CE50 en promedio de 1.02 a
1.85% y de 5.6 a 40% respectivamente, valores que superan
los establecidos por la EPA en su clasificación del nivel de
toxicidad aguda, donde se establece que una CE50 <20% es
señal de una toxicidad alta (Burton and Pitt 2002). Estos dos
organismos tienen sensibilidad a la presencia de metales y
compuestos orgánicos tanto aromáticos como alifáticos, con lo
que fue posible cubrir una amplia variedad de especies que
afectarían la vida acuática.
Tabla 7. Resultados microbiológicos y toxicológicos
Parámetros
Fecha
21-22/08
Microbiológicos
HH
CF
(No. H 5/L)
(NMP/100 mL)
11
22-23/08
Toxicológicos
VF
DM
(UT)
(UT)
67.56
3.102
2.829
23-24/08
5
6.81
24-25/08
4
3.41
25-26/08
5.36
26-27/08
3.81
27-28/08
8.16
Grafica 1. Comportamiento de la DQO
En los efluentes se alcanzaron valores promedio de DQO de
123 y 146 mg/L para R1 y R2, respectivamente (Gráfica 1).
En R1 incluso se alcanzaron efluentes de 30 mg/L en DQO
durante los 30 primeros días de operación, tiempo que
corresponde a la etapa de aclimatación de la biomasa.
Posteriormente se alcanzaron niveles de hasta 69 mg/L que
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corresponde a un 89% de remoción del material orgánico
medido como DQO.
El día 126 se observó un pico cercano a los 2,000 mg/L en el
influente, a partir de esta fecha R2 se desestabilizó, mientras
que R1 fue capaz de asimilar esta variación en la carga
orgánica y operó de manera constante y eficiente hasta el
término de las pruebas.
La DBO presentó niveles relativamente bajos con excepción
de la obtenida para el día 128 con una concentración de
alrededor de 510 mg/L (Tabla 9), la cual corresponde también
al pico cercano a los 2,000 mg/L en la DQO. De igual manera,
la relación DBO/DQO se mantuvo por debajo de 0.35
alcanzando un valor mínimo de 0.18, lo que indica la baja
biodegradabilidad del agua. No obstante, con el consorcio
bacteriano presente en los reactores biológicos se alcanzaron
remociones de hasta 99% en la DBO, alcanzando una
concentración en el efluente de 4.1 mg/L, que está por debajo
de los 20 mg/L establecidos en la norma (NOM-003SEMARNAT-1997), para servicios al público con contacto
directo.
Gráfica 3. Comportamiento de SST en el efluente de los reactores
El sistema de tratamiento propuesto de lodos activados solo
realiza nitrificación por lo que en la Gráfica 4 se observa que
en ambos reactores la concentración de nitrógeno amoniacal
en el efluente fue cercano a 0 mg/L, siendo el R1 el más
estable.
Tabla 9. DBO y su relación con la DQO
Día
DBO Afl. (mg/L)
DBO/DQO
99
114
123
128
148
130
147
90
510
123
0.31
0.32
0.18
0.32
0.23
DBO Efl. (mg/L)
R1
R2
30.0
48.0
16.0
15.0
18.0
53.0
8.4
4.1
4.1
9.5
Como ya se mencionó, los reactores fueron inoculados con
lodo concentrado extraído de la planta de tratamiento “Cerro
de la Estrella” localizada en la Ciudad de México. Este
inóculo permitió una concentración inicial de SST de
alrededor de 4,500 mg/L, para ambos reactores. Durante la
etapa de aclimatación, que duró aproximadamente 20 días, se
perdió biomasa por efecto de adaptación, alcanzando niveles
promedio de 2,700 mg/L de SST y de 2,000 mg/L de SSV
para ambos reactores (Gráfica 2), los cuales fueron suficientes
para remover la materia orgánica, así como la componente
tóxica presente en el influente.
Gráfica 4. Comportamiento de N-NH3 en el efluente de los
reactores
Por lo anterior, al ser solo un proceso que nitrifica, la
concentración de nitrógeno total en el afluente disminuye muy
poco con relación a la del efluente, como se puede observar en
la Gráfica 5.
De igual manera la remoción de fósforo total (PT) en el
sistema se da por la formación de nuevos microoganismos, por
lo que la diferencia entre la concentración de entrada con la de
salida es mínima, como se puede observar en la Gráfica 6.
Otros parámetros que también se determinaron en los
efluentes de los reactores son los que se muestran en la Tabla
11.
Gráfica 2. Comportamiento de SSV en los reactores
En la Gráfica 3 se puede observar que en la mayoría de los
casos los SST presentes en el efluente de los reactores estuvo
en promedio por debajo de los 20 mg/L.
Gráfica 5. Comportamiento del nitrógeno total en el afluente y
efluente de los reactores
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8.
Las pruebas toxicológicas con Pseudokirchneriella
Subcapitata, Vibrio Fischeri y con Daphnia Magna
en el efluente de los reactores muestran que éste ya
no es tóxico.
9.
Finalmente un proceso de lodos activados puede ser
una alternativa viable para tratar aguas residuales
combinadas con relaciones de biodegradabilidad por
debajo de 0.4.
Referencias
Gráfica 6. Comportamiento del fósforo total en el afluente y
efluente de los reactores
Tabla 11. Resultados promedio de análisis de los efluentes
Químicos (mg/L)
Sulfatos
GyA
R1
R2
R1
R2
137
151
<8.81
<8.81
Boro
R1
<0.05
Metales (mg/L)
Calcio
R2
R1
R2
<0.05
Toxicológicos (UT)
Pseudokirchneriella
Subcapitata
R1
R2
ND
ND
Vibrio
Fischeri
R1
R2
ND
ND
52.8
45.7
Magnesio
R1
R2
17.9
18.1
Microbiológicos
Daphnia
Magna
R1
R2
ND
ND
CF (NMP/100
ml)
R1
R2
1.5E2
1.5E4
HH
(H/5 L)
R1
R2
0
0
ND: No detectada
Conclusiones
1.
La caracterización de agua cruda presenta una
conductividad de hasta 2,285 µS/cm, un pH entre
6.5 y 8.5, sólidos sedimentables por encima 2 ml/L,
DBO y DQO de 348 y 983 mg/L, en promedio
2.
Existe una relación DBO/DQO en promedio de
0.35, con una variación de 0.21 hasta 0.43, esto
indica una biodegradabilidad relativamente baja del
agua residual.
3.
Las concentraciones de los metales pesados están
por debajo de las establecidas en la NOM-001SEMARNAT-1996.
4.
Los bioensayos para Vibrio Fischeri (VF), y
Daphnia Magna (DM), presentan una toxicidad
elevada, ya que el CE50 en promedio de 1.02 a
1.85% y de 5.6 a 40% respectivamente, superan lo
establecido por la EPA en su clasificación del nivel
de toxicidad aguda, donde se establece que una
CE50 <20% es señal de una toxicidad alta.
5.
En los efluentes de los reactores de las pruebas
piloto alcanzaron valores promedio de DQO de 123
y 146 mg/L.
6.
Las pruebas de tratabilidad indicaron que un proceso
de lodos activados con tiempos de residencia de 30
h, proporciona remociones de hasta 99% de DBO.
7.
El efluente presento una concentración de DBO
mínima de 4.1 mg/L y de SST menor a los 20 mg/L,
ambos parámetros están por debajo de los 20 mg/L
establecidos en la norma NOM-003-SEMARNAT1997.
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