EL POTENCIAL DE LA DIGESTIÓN ANAEROBIA EN EL TRATAMIENTO DE AGUAS RESIDUALES URBANAS Y EFLUENTES DE BAJA CARGA ORGÁNICA Isabel Ruiz, Juan Antonio Álvarez y Manuel Soto Universidade da Coruña. Facultade de Ciencias. Campus da Zapateira s/n, 15071 A Coruña Resumen Los tratamientos aerobios y anaerobios constituyen las dos grandes alternativas de depuración biológica de aguas residuales y residuos orgánicos fermentables. Sin embargo, el hecho de no necesitar aireación y la generación de biogas, que se puede utilizar en la misma planta con finalidades energéticas, hacen que la digestión anaerobia resulte mucho más favorable económicamente, permitiendo en muchos casos la autonomía o autosuficiencia de las plantas de tratamiento. Otro aspecto muy ventajoso es que la generación de lodos en exceso es mucho menor en el proceso anaerobio que en el aerobio, por lo que también se reducen los costes de tratamiento de los lodos. Por todo esto, la digestión anaerobia se presenta como el método más ventajoso en el tratamiento de augas residuales de media y alta carga orgánica. En el caso de efluentes diluídos, estas ventajas parecen menos importantes, por la baja producción de gas esperada, sin embargo algunos autores indican reducciones en los costes de operación del 30 al 60% cuando se introduce una o más etapas anaerobias en los sistemas de depuración. Este tratamiento, a temperaturas superiores a 20ºC, permite eficacias de depuración del 55-75% en la eliminación de DQO, del 65-80% en la eliminación de DBO5 y del 67-81% en la eliminación de SS. La temperatura es una de las variables que más influyen en el proceso, cuya eficacia decrece por debajo de 15ºC. Por esta razón, el proceso anaerobio está teniendo una especial importancia en los paises de clima cálido, destacando Brasil que cuenta con mas de 200 instalaciones de este tipo. Igualmente, el potencial de esta tecnología es elevado para su aplicación en muchas áreas europeas de clima templado, especialmente en las áreas próximas al litoral. En este trabajo se realiza una descripción del proceso de depuración anaerobia y de sus particularidades cuando se utiliza para el tratamiento de aguas residuales urbanas, así como de las tecnologías empleadas y de las diferentes variables que afectan a la viabilidad y eficacia de este tratamiento. Introducción En la depuración de aguas residuales urbanas, actualmente, se aplican los llamados tratamientos físico-químicos de coagulación-floculación y sobre todo los procesos biológicos basados en la tecnología aerobia, como el sistema de lodos activos, los lechos bacterianos o los biodiscos. El núcleo del tratamiento con lodos activos lo constituye el digestor biológico, donde suministrando aire u oxígeno puro, un cultivo bacteriano oxida la materia orgánica. Una parte de ésta es convertida en CO2 y agua, y otra parte es asimilada para el crecimiento de la masa microbiana. Esta masa microbiana tendrá que ser separada, mediante un decantador secundario, obteniendose un lodo biológico o lodo secundario. El proceso de lodos activos requiere otras etapas de tratamiento previas o posteriores. Con la finalidad de adecuar el influente al tratamiento biológico, éste es sometido a un pretratamiento y a una decantación primaria para eliminar una parte de los sólidos decantables, que constituyen el lodo primario. Tanto el lodo primario como el secundario están insuficientemente estabilizados, razón por la que han de ser tratados antes de ser aprovechados como abono agricola, depositados en un vertedero controlado o incinerados. Por otra parte el efluente procedente del decantador secundario también puede necesitar etapas adicionales de tratamiento para eliminar nutrientes, nitrógeno y fósforo y de desinfección. De las características del sistema aerobio de tratamiento de aguas residuales se desprenden algunos de sus principales inconvenientes: • • • Elevado gasto energético en el suministro de aire al sistema de lodos activos. Generación de una elevada candidad de lodo primario y secundario que requiere posterior tratamiento. Necesidad de plantas de gran tamaño, lo que aumenta los costes de instalación. Por estas razones, se ha propuesto introducir la digestión anaerobia como etapa fundamental del tratamiento, o por lo menos como pretratamiento. El proceso anaerobio no permite conseguir la calidad de efluente que se puede alcanzar en una planta de lodos activos y otros sistemas aerobios, pero sí permite eliminar gran parte de los SS y de la DQO y/o DBO5, incluso en una sola etapa, que sustituiría al decantador primario, al digestor de lodos activos (aerobio) y al digestor anaerobio de estabilización de lodos. Las ventajas de este tratamiento son (Schellinkhout, 1993; Lettinga et al, 1993): • • • • No se requiere consumo de oxígeno, ahorrando la energía de bombeo de aire. Se generan cantidades de lodo muy inferiores a las producidas en el proceso aerobio, y en un mayor grado de mineralización, concentración y fácil deshumidificación. Existe la posibilidad de trabajar a TRH inferiores, o lo que es igual, se necesitan menores volúmenes de instalación, abaratando las inversiones. Se puede recuperar cierta cantidad de energía en forma de biogas. En la Tabla 1 (Sperling, 1996) se presenta un resumen comparativo de las principales alternativas de tratamiento de aguas residuales, con relación a aspectos económicos y de eficacia. Bases del proceso anaerobio El proceso de degradación anaerobia se lleva a cabo en ausencia de oxígeno. Un gran número de microorganismos que trabajan en serie o en serie-paralelo, degradan la materia orgánica en sucesivas etapas. En una aproximación general, podemos diferenciar tres etapas fundamentales, la de hidrólisis-acidogénesis, la de homoacetogénesis-acetogénesis y por último la de metanogénesis. En el proceso anaerobio, sólo una pequeña cantidad de la energía contenida en el sustrato es utilizada en el mantenimiento y crecimiento celular, quedando una gran parte en los productos, en forma de biogas. Esto hace que el tiempo de crecimiento sea lento, lo que condiciona el diseño y la operación de los digestores anaerobios. En la Tabla 2 (Lema et al., 1992, adaptada de Henze e Harremoës, 1983) se presentan los parámetros cinéticos correspondientes a diferentes grupos tróficos. Los parámetros son: la velocidad específica máxima de crecimiento (µm), que informa sobre la velocidad de crecimiento en condiciones favorables donde no hay limitación por sustrato; el rendimiento celular (YXS), que inidca la fracción de sustrato destinada al crecimiento celular; la constante de afinidad (KS) o saturación, que indica la avidez de un grupo por un determinado sustrato; y la actividad específica máxima (rS), que indica la cantidad máxima de sustrato utilizada, por unidad de biomasa, en la unidad de tiempo. Se observa que las velocidades de crecimiento son pequeñas y que, dado el bajo rendimiento celular, la conversión de sustrato en masa celular es también pequeña, por lo 60-80 70-90 UASB Tanque séptico-Filtro anaerobio 60-99 60-99.9 60-96 60-99 10-25 10-25 10-20 10-20 60-90 60-90 30-40 (a) 30-45 (a) 60-90 30-40 (a) 30-45 (a) 60-90 0 0 1.0-1.7 1.0-1.7 0.2-0.6 0.5-1.0 0.05-0.10 0 0.2-0.4 0 0.5-0.7 0.3-0.45 0.2-0.3 1.5-2.8 0.25-0.35 2.5-4.0 0.2-0.3 1.5-4.0 2.0-5.0 1.5-3.5 0.25-0.5 0.2-0.5 20-40 30-80 50-90 40-70 60-120 40-80 50-80 10-30 10-25 10-25 10-25 0.3-0.5 1.0-2.0 NA NA 0.4-0.6 0.8-1.2 0.4-1.2 15-30 12-24 3-9 4-9 0.07-0.1 0.07-0.1 0.4-0.6 1.1-1.5 1.1-1.5 0.7-1.2 0.7-1.5 Notas: En los requerimientos de energía no se incluye el bombeo de las aguas residuales brutas. NA: no aplicable. (a) Se puede conseguir una eliminación mayor de nutrientes modificando el proceso. Referencia: von Sperling (1996) 85-93 80-90 Trickling filter de baja velocidad Trickling filter de alta velocidad 20-60 20-60 20-60 20-60 0 10-20 P 30-40 (a) 30-45 (a) 60-90 15-30 (a) 10-20 (a) 65-90 30-40 (a) 30-45 (a) 60-90 30-50 30-50 30-50 30-50 75-85 75-90 75-90 aireación75-90 85-93 93-98 85-95 0 10-25 N 0-5 35-40 DBO Lodos activados convencional Aireación prolongada (flujo en continuo) Sequencing batch reactor Tratamiento Preliminar Tratamiento Primario Estanque Facultativo Estanque anaerobio-Estanque facultativo Laguna aireada facultativa Estanque de mezcla completa de sedimentación SISTEMAS DE TRATAMIENTO EFICACIA DE ELIMINACIÓN (%) TIEMPO DE CANTIDAD REQUERIMIENTOS COSTES DE RETENCIÓN LODOS CONSTRUC Terreno Potencia ($ US/hab) HIDRAÚLICO (m3/hab.añ Colifor 2 (días) (m /hab) (W/hab) o) 0 < 0.001 0 2-8 30-40 0.03-0.05 0 20-30 0.1-0.5 0.6-1.3 Tabla 1. Características típicas de los principales sistemas de tratamiento de aguas. que la velocidad de generación microbiana es lenta. Esto representa una de las ventajas del proceso porque de esta manera la producción de lodo es baja, pero por otra parte supone tiempos de puesta en marcha más largos para conseguir la suficiente cantidad de biomasa, cuando no se inocula el reactor. Además es necesario mantener una elevada concentración de biomasa debido a la relativamente baja actividad espécifica máxima que presenta una población anaerobia, 0,5-2,5 g DQO/g SSV.d, sobre todo si se quiere operar a elevadas velocidades de carga orgánica. Tabla 2. Parámetros cinéticos y estequiométricos característicos de diferentes especies y grupos tróficos en procesos de digestión anaerobia comparados con los de otros microorganismos genéricos. Ks rs Yxs µm g SSV/g DQO g DQO/l g DQO/g SSV.d (d-1) Acidogénicos (APOH) 2.0 0.15 0.2 13 Metanogénicos (Acetoclastos) Methanotrix sp. 0.16 0.05 0.037 2 Methanosarcina sp. 0.45 0.05 0.350 9 Sulfato-reductoras (BSR) 4-6 0.10 0.007 50 Biomasa digestor 0.1-0.45 0.18 0.1-1.4 0.5-2.5 anaerobio* Bacterias (genérico) 2.4-40 0.50 Levaduras (aerobio) 48-80 0.5-0.8 (*) Valores típicos para la biomasa de un digestor anaerobio que trate efluentes complejos. Debido a la gran candidad de microorganismos que intervienen en el proceso anaerobio, hay que delimitar las condiciones ambientales óptimas de cada uno de ellos, para optimizar el proceso globalmente. Tecnología de la digestión anaerobia En los últimos 25 años se ha progresado mucho en el conocimiento del proceso anaerobio en el tratamiento de residuos líquidos (en FA y UASB), sin embargo su implantación no es tan rápida como se esperaba por parte de los investigadores. Las posibles razones de este retraso pueden encontrarse en la bajada de los precios de la energía, en algunas experiencias negativas, en la necesidad de un posttratamiento y en las grandes inversiones hechas en los sistemas aerobios (Switzwnbaum, 1995). Los primeros reactores anaerobios que se utilizaron fueron el digestor de mezcla completa y el proceso de contacto anaerobio. En el primero el tiempo de retención de los sólidos era igual al tiempo de retención hidraúlico y en el segundo se incorporó un decantador después del tanque para clarificar el efluente y recircular los lodos con lo que se consiguió aumentar el tiempo de retención de los sólidos en este diseño. En los procesos modernos, denominados de alta velocidad, la característica común a todos ellos es la retención de la biomasa dentro del reactor, de manera que el tiempo de retención de los sólidos es mucho mayor que el tiempo de retención hidraúlico por lo que se consigue aumentar la eficacia del proceso (Lettinga, et al. 1983). La clasificación de los reactores anaerobios de alta velocidad, se puede hacer en función de la manera en la que retienen la biomasa: • • • Los que retienen la biomasa en los intersticios de un material de soporte y en la superficie del soporte, como el FA (Filtro Anaerobio) Los lechos de lodos UASB (Upflow Anaerobic Sludge Blanket), en los que la biomasa queda retenida por sedimentación en la parte baja del reactor en forma de gránulos o flóculos Los que se basan en la inmovilización de la biomasa sobre superficies fijas como en el AFF (Anaerobic Fixed Film), o sobre partículas móviles como en el AAFEB (Anaerobic Attached Film Expanded Bed) (Jewell et al., 1981). En el filtro anaerobio la biomasa se adhiere a un relleno que ocupa todo el reactor. Como relleno se utilizan todo tipo de materiales: cantos rodados, piedra caliza, granito, trozos de ladrillo, conchas de mejillón, y gran variedad de anillos plásticos. En realidad el filtro es un reactor mixto de fangos suspendidos y fangos inmovilizados. En la superficie del relleno se forma una biopelicula, mientras que en los huecos la biomasa puede quedar suspendida. Tiene la ventaja de que permite tratar todo tipo de efluentes, la puesta en marcha es más rápida, puede tratar elevadas VCO (Velocidades de Carga Orgánica), hasta 10 kg DQO/m3.d y es muy resistente a las perturbaciones de carga. Presenta los incovenientes de la formación de caminos preferenciales en el lecho, la colmatación por sólidos, la dificultad de mezcla de los lodos, la pérdida de volumen de reactor y el coste adicional del relleno (Lettinga et al., 1983). Los reactores de película fija se desarrollaron partiendo del FA, buscando eliminar los problemas de colmatación del relleno. Para ello se sustituye el relleno al azar por un relleno ordenado, y sobre su pared se adhiere y desarrolla la biopelícula. La alimentación se realiza por la parte superior del reactor. Los reactores de lecho expandido/fluidizado tienen el mismo fundamento. Las bacterias son inmovilizadas sobre pequeñas partículas de soporte sólidas, y lo único que varía es el grado de expansión del lecho. Cuando se parte de un lecho poroso, y se aumenta la velocidad superficial del fluído, se alcanza unha situación inicial característica por el alargamiento del lecho, aún existe contacto físico entre partículas, la porosidad aumenta y se obtiene un lecho expandido. Si la velocidad superficial del fluído continúa aumentando, el grado de expansión del lecho es tal que las partículas dejan de estan en contacto entre sí, desplazandose arriba y abajo en un movimiento típico de lecho fluidizado. Con este sistema se consigue que la totalidad de la película bacteriana esté en contacto con el agua a tratar, aumentando la eficacia del sistema. El reactor UASB, fue desarrollado en Holanda por Lettinga y sus colaboradores en los años 70. El diseño de un reactor UASB consiste en unha zona de reacción en la parte inferior, en la que se acumula la biomasa, la de mejor sedimentabilidad en el fondo y encima los lodos más ligeros, formando todo el lecho de lodos. Un separador gas-sólido-líquido en la parte superior, impide la salída de los sólidos del reactor, separándolos del gas producido y del efluente líquido. Las grandes concentraciones de biomasa con elevada actividad que se consiguen, permiten el funcionamiento a altas velocidades de carga orgánica con buenas eficacias de eliminación. Esta biomasa puede estar en forma de gránulos compactos o en forma de lodos floculentos con buena sedimentabilidad. El reactor UASB está siendo experimentado con éxito en el tratamiento de aguas residuales muy diversas, de procesados alimenticios, industriales, urbanas y lixiviados (Hulshoff Pol and Lettinga, 1988). Una modificación del UASB es el EGSB (Expanded Granular Sludge Bed), en el que sólo se puede usar lodo granular debido a las elevadas velocidades superficiales a las que opera, superiores a 4 m/h. Estas velocidades se consiguen por recirculación del efluente o aumentando la relación altura/diámetro en el reactor. Este diseño se está utilizando para aguas de baja carga incluso a temperaturas inferiores a 10ºC. También parece un sistema adecuado para tratar sustratos tóxicos (Lettinga, 1996). Características de las aguas residuales urbanas Los efluentes urbanos son una mezcla de aguas residuales domésticas y de industrias situadas en zona urbana. Las aguas residuales domésticas proceden de las viviendas y las instalaciones comerciales e incluyen aguas fecales (aguas negras) y aguas de lavabos, duchas, lavadoras, lavavajillas y cocinas fundamentalmente. Estos efluentes presentan cargas orgánicas variables, pero al mezclarse entre sí y con los demás efluentes urbanos, dan como resultado unas aguas de baja carga orgánica y complejas en cuanto a su composición. Se consideran efluentes de baja carga aquellos que presentan una DQO inferior a los 2000 mg/l. Las aguas residuales urbanas presentan concentraciónes generalmente por debajo de los 1000 mg DQO/l, encontrándose habitualmente entre 300 y 700 mg DQO/l. La concentración orgánica depende de diversos factores, siendo fundamental si la red de saneamiento tiene separación de pluviales o no, así como el consumo per cápita de agua potable, determinado por los hábitos de la población. Las aguas residuales urbanas presentan un contenido de materia en suspensión variable, entre 100 y 400 mg SS/l, que pueden contribuir en un 30-70% a la DQO. Otro parámetro importante es la DBO, que se situa en torno a un 40-60% de la DQO. Otros contaminantes presentes son los elementos nutrientes, como el nitrógeno y el fósforo y la carga bacteriana de origen fecal, que incluye diferentes tipos de microorganismos patógenos. La eliminación de nitrientes y la desinfección se lleva a cabo mediante tratamientos terciarios. La digestión anaerobia aplicada al tratamiento de aguas residuales urbanas. El tratamiento anaerobio de efluentes domésticos fue aplicado desde finales del siglo XIX, con el desarrollo de la fosa séptica (1895) y del tanque Imhoff (1905). El denominado tanque “biolítico” fue utilizado por primera vez en 1910, siendo analizado de nuevo en los años 50, y constituyendo el modelo previo de los actuales digestores UASB. Estas primeras versiones del UASB fueron combinadas con filtros para mejorar el tratamiento global, consiguiendo buenos resultados, que sin embargo no permitieron asentar la tecnología (Jewell, 1987), Switzenbaum y Grady (1986) presentaron una prospección del tratamiento anaerobio de efluentes residuales domésticos, basada en la documentación aportada en una reunión internacional, celebrada en la Universidad de Massachusetts en Junio de 1985, donde se afirmaba el potencial de la digestión anaerobia, especialmente en los paises tropicales. Se apuntaba que el proceso de conversión de un sustrato complejo como las aguas domésticas podía presentar como etapas limitantes la hidrólisis y la fermentación antes que la metanización. La eliminación de coloides y partículas dependería de la capacidad de sedimentación en el interior de los digestores, y se llamaba la atención sobre las posibles interferencias que los sulfatos podrían causar. Lettinga et al. (1993) presenta un analisis de la viabilidad del tratamiento anaerobio en paises de clima tropical (principalmente en reactores UASB), concluyendo que ofrece una interesante alternativa de saneamiento en los paises en vias de desarrollo. Dicha viabilidad se deduce de los resultados obtenidos en digestores industriales utilizados en Colombia (Cali, 1983-89; Bucaramanga, 1990), en la India (Kampur, 1989), en Brasil (Campina Grande, 1990), que son aplicaciones de investigaciones de laboratorio y planta piloto desarrolladas por el grupo de Lettinga desde 1976 en Holanda (van der Last y Lettinga, 1992). Los resultados obtenidos permiten establecer las siguientes conclusiones: • La puesta en marcha de una planta UASB a temperatura superior a 20ºC puede llevarse a cabo a un TRH de 5 h dentro de un periodo de 6 a 12 semanas, sin necesidad de inóculo. Si el efluente domestico es muy fresco (poco séptico, contendrá muy pocos microorganismos anaerobios), la puesta en marcha es más lenta, resultando conveniente interrumpir la alimentación durante algunos días, lo que favorece el desarrollo del lodo metanogénico. • La eficacia del tratamiento a un TRH medio de 5-6 horas, como porcentaje de eliminación, es la siguiente: DQOt = 55-75%; DQOs = 5060%; DBO5 = 65-80%; SS = 67-81%; eliminación de patógenos alrededor del 70%; eliminación de huevos de helmínticos superior al 90%. La eficacia resulta ligeramente mejor cuando se opera a un TRH bajo (2-3 h) durante el día y a TRH más elevados (10-12 h) durante la noche, situación que coincide con la oscilación normal del caudal residual de tipo urbano. Bogte el al. (1993) estudiaron la aplicación de los digestores UASB de pequeña escala (1.2 m3, considerado suficiente para 5 personas), al tratamiento de efluentes domésticos en diferentes zonas rurales o carentes de intalaciones de saneamiento colectivas en Holanda. La eficacia de estos digestores depende fuertemente de la temperatura; por debajo de 12ºC la depuración se debe fundamentalmente a la sedimentación, mientras que por encima de 12ºC la biodegradación se incrementa. En la Figura 1 se muestran los esquemas de reactores UASB utilizados a gran escala y a pequeña escala. Figura 1. Esquemas de dos reactores UASB diseñados para operar a gran escala (izquierda) y a pequeña escala (derecha). Sacado de Lettinga et al. 1993. Aspectos económicos La digestión anaerobia constituye principalmente un método de pretratamiento de gran interés. En algunos casos incluso puede ser un tratamiento completo cuando no es preciso conseguir un efluente de alta calidad, y no se requiere la eliminación de nutrientes. Así, el proceso anaerobio, basado en un digestor UASB que funciones con TRH entre 10 y 14 horas, con un decantador adecuado a la salida, puede alcanzar los objetivos de depuración fijados por la UE para el vertido en zonas normales, esto es, conseguir una eliminación de DQO del 75% y de SS del 90%, o bien un elfuente con una calidad determinada por una concentración máxima de 25 mg/l de DBO5, 125 mg/l de DQO y 35 mg/l de SS. Las ventajas económicas del tratamiento anaerobio de efluentes residuales urbanos son consecuencia fundamentalmente del ahorro energético en relación al consumo necesario en los tratamiento aerobio para bombear el aire o el oxígeno y la generación de una menor cantidad de lodos más estabilizados y de más fácil tratamiento. Gran parte de los estudios han sido realizados en paises tropicales, por la mayor eficacia del tratamiento a temperaturas por encima de 20ºC y por la sencillez y economía de estos sistemas (sobre todo el reactor UASB) que es una gran alternativa de tratamiento en paises con muy bajos presupuestos. Sin embargo en los últimos años tambien están aumentando los estudios a temperaturas más bajas (Elmitwalli et al. 1999; Uemura y Harada, 2000; Agrawal et al. 1997; Bodík et al. 2000) para poder aplicar el tratamiento anaerobio a aguas residuales urbanas en paises en los que la temperatura de las aguas varía entre 12 y 20ºC. El tratamiento anaerobio además presenta una gran versatilidad puediendo aplicarse a gran escala o a muy pequeña escala. Alaerts et al. (1993) evaluan la aplicación de digestores UASB en tres ámbitos distintos: a) en el tratamiento in situ de efluentes domésticos procedentes de un número pequeño de casa aisladas (5-10) sin necesidad de redes de recogida y transporte; b) en el pretratamiento de efluentes de villas o ciudades pequeñas; c) en el tratamiento externo a gran escala. El aprovechamiento del biogas producido en los digestores sólo presenta interés económico cuando se trata de grandes plantas. Su convesión en electricidad resulta interesante en el caso de plantas de capacidad equivalente a 20.000 habitantes equivalentes. En pequeñas instalaciones, la utilización del gas plantea problemas de manejo y de seguridad (Alaerts et al, 1993). Lettinga et al. (1993) consideran interesante el aprovechamiento del biogas, indicando que puede satisfacer necesidades básicas, en comunidades pequeñas, como cocinar o el alumbrado. Estudios realizados en Galicia En ciudades del interior de Galicia, como Santiago de Compostela, la temperatura de las aguas residuales durante el verano se situa en 19-20ºC, pero decrece hasta los 15ºC o menos en los meses más frios. Esta baja temperatura dificulta la puesta en marcha de un digestor anaerobio y reduce la eficacia de tratamiento. Otro factor que juega en contra es la alta dilución del influente como consecuencia de la entrada de agua de lluvia en la red de alcantarillado. Por todo ello, la aplicación de la digestión anaerobia como tratamiento secundario en nuestro pais todavia requiere de investigación, sobre todo a escala piloto, aunque la aplicación en las zonas litorales estaria menos limitada. En los últimos años se han desarrollado investigaciones a nivel de laboratorio y actualmente en una planta piloto de 30 m3 de capacidad, situada en la estación depuradora de aguas residuales de Santiago, gestionada por la empresa Aquagest, la cual colabora en el proyecto. En el laboratorio, a una temperatura de 20ºC, el tratamiento anaerobio de efluentes residuales urbanos de concentración media-alta (700 mg DQO/l) permite conseguir buenos resultados de depuración: 80% de eliminación de DQO y 90% de SS. Aproximadamente el 30% de la DQO eliminada es recuperada como metano en la corriente de biogas. La planta piloto muestra una elevada eficiencia en la retención de SS (60-90%). Esto permitió conseguir altas concentraciones de lodo en el interior del digestor. Sin embargo la baja actividad del mismo limita la eliminación de fracciones solubles, situándose la eliminación de DQO entre el 40 y el 70% y la de DBO5 entre el 40 y el 80%. El objetivo actual de las investigaciones consiste en optimizar el proceso de depuración, para lo cual se instalará un digestor de lodo concentrado que opere a una temperatura supeiror, y finalmente se estudiará la operación en un sistema de doble etapa. Agradecimientos Los estudios en planta piloto están financiados por el proyecto Feder IFD 19970473 de la UE. Referencias Bibliográficas Agrawal, L.K.; Ohashi, Y.; Mochida, E.; Okui, H.; Ueki, Y.; Harada, H. And Ohashi, A. (1997). Treatment of raw sewage in a temperate climate using a UASB reactor and the hanging sponge cubes process. Wat. Sci. Tech., 36 (6-7), 433-440. Alaerts, G.J.; Veenstra, S.; Bentvelsen, M. and vam Duijl, L.A. (1993). Feasibility of Anaerobic Sewage treatment in sanitaria strategies in Developing Countries. Water. Sci. Tech. 27 (1), 179-186. Bodík, I. ; Hedová, B. And Drtil, M. (2000). Anaerobic tretment of the municipal wastewater under psychrophilic conditions. Bioprocess Engineering, 22, 385390. Bogte, J.J.; Breure, A.M.; van Andel, J.G. and Lettinga, G. (1993). Anaerobic treatment of domestic wastewater in small scale UASB reactors. Wat. Sci. Tech., 27 (9), 75-82. Elmitwalli, T.A.; Zandvoort, M.H.; Zeeman, G.; Bruning, H. And Lettinga, G. (1999). 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