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UNIVERSIDAD POLITÉCNICA DE MADRID
E.T.S. DE INGENIEROS DE CAMINOS, CANALES Y PUERTOS
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TESIS DOCTORAL
OPTIMIZACION DE LA ELIMINACIÓN
DE NUTRIENTES EN LOS CIRCUITOS
DE UNA DEPURADORA CONVENCIONAL
TOMO I: MEMORIA
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DOCTORANDO: ISABEL DEL CASTILLO GONZÁLEZ
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DEPARTAMENTO DE ORDENACIÓN DEL TERRITORIO, URBANISMO Y MEDIO AMBIENTE
E.T.S. INGENIEROS DE CAMINOS CANALES Y PUERTOS
OFTIMIZACION DE LA ELIMINACIÓN DE NUTRIENTES
EN LOS c m c u r r o s
DE UNA DEPURADORA CONVENCIONALS>.(^ Z^^ :>
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ISABEL DEL CASTILLO GONZÁLEZ Lda. en Ciencias Biológicas
RESUMEN
Una de las problemáticas que existen actualmente en cuanto a niveles de calidad en los
vertidos de las estaciones depuradoras, se refiere a los compuestos nitrogenados y fosforados.
Actualmente la eliminación de estos nutrientes de las aguas residuales se basa,
mayoritariamente, en sistemas de depuración integrales del agua residual (de naturaleza tanto
química como biológica).
Esta investigación se basa en reducir los niveles de nutrientes del agua residual, huyendo de
los métodos de depuración convencionales, y se ha llevado a cabo bajo dos vertientes
distintas. En la primera, se ha analizado el estado y ciclo de los compuestos de nitrógeno y
fósforo en los circuitos de siete tipos distintos de estaciones depuradoras de aguas residuales.
La segunda fase se ha dirigido a estudiar sistemas de eliminación de nutrientes por vía
química, mediante la aplicación de reactivos que actúen sobre el contenido de nitrógeno y/o
fósforo. Como reactivos se han seleccionado sales inorgánicas de hierro y aluminio;
polímeros orgánicos; y el tratamiento conjunto con óxido de magnesio y ácido fosfórico a
pH básico. Estos reactivos se han aplicado a varias dosis sobre aguas con distintas
procedencias y se ha modelizado matemáticamente su acción frente al rendimiento de
eliminación de nutrientes.
Con estos datos, y como acción final se aconseja y optimiza la eliminación de nutrientes en
puntos concretos de los sistemas de depuración analizados anteriormente, con base a los
SUMMARY
The more problematic aspect relating to the effluents quality of a wastewater treatment plant,
is about the nitrogenous and phosphonis compounds.
This research is conducted to reduce the wastewater nutrients levéis eluding conventional
methods, according to the following aspects.
First, it was analysed the forms and cycle of nitrogen and phosphorus elements into seven
conventional and different wastewater treatment plants.
Afterwards, it was studied the nutrients removal using chemical treatments by applying
several compounds. As chemicals were choosen: inorganic ferric and aluminium salts;
organic polymers; and the treatment with magnesium oxide and phosphoric acid in the range
of alcaline pH. This reactives were dosified at several concentrations to different wastewater
effluents, and its action related to the removal process efñciency was adjusted to a
mathematical model.
Finally, the removal nutrients in located places of the seven studied wastewater tretament
ÍNDICE GENERAL
TOMO I; MEMORIA
CAPITULO I - ANTECEDENTES pag. 1
1.1.- Generalidades pag. 2 1.2.- Solicitud del título de tesis y aprobación pag. 4
CAPITULO n - OBJETIVOS DE LA INVESTIGACIÓN pag. 6
CAPITULO m - PLANTEAMIENTO DEL PROBLEMA pag. 10
3.1.- El nitrógeno y sus formas pag. 12
3.1.1.-Ciclo del nitrógeno pag. 13 3.1.2.- Fuentes y origen del nitrógeno en las aguas pag. 19 3.1.3.-Efectos pag. 20
3.2.- El fósforo y sus formas pag. 25
3.2.1.- Ciclo del fósforo pag. 27 3.2.2.- Fuentes y origen del fósforo en las aguas pag. 29 3.2.3.- Efectos pag. 30
3.3.- Eliminación de nitrógeno pag. 31
3.3.1.- Eliminación físico-química pag. 36 3.3.2.- Eliminación biológica pag. 41
3.4.- Eliminación de fósforo pag. 53
3.4.1.- Eliminación físico-química pag. 53 3.4.2.- Eliminación biológica pag. 61
CAPITULO IV - INVESTIGACIÓN BIBLIOGRÁFICA pag. 69
4.1.- Estado de los compuestos de nitrógeno y fósforo pag. 70
4.2.- Flujos de nutrientes en distintos sistemas de depuración pag. 72
4.3.- Microorganismos que intervienen en la eliminación de nutrientes pag. 73
4.3.1.-Organismos eliminadores de nitrógeno pag. 73 4.3.2.- Organismos eliminadores de fósforo pag. 76 4.3.3.- Relación entre organismos eliminadores de nitrógeno y fósforo pag. 80
4.4.- Procesos de eliminación de nutrientes pag. 81
4.4.1.- Eliminación de fósforo pag. 81
4.4.1.1.- Tratamiento físico-químico/Tratamiento mixto pag. 82 4.4.1.2.- Tratamiento biológico pag. 86
4.4.2.- Eliminación de nitrógeno pag. 96
4.4.2.1.-Eliminación de nitrógeno por vía química pag. 97 4.4.2.2.- Eliminación de nitrógeno por vía biológica pag. 98
4.4.3.-Eliminación de conjunta de nitrógeno y fósforo pag. 112
4.5.- Economía de los procesos pag. 121
CAPITULÓ V - PLANIFICACIÓN DE LA INVESTIGACIÓN pag. 123
5.1.- Selección de las depuradoras pag. 124
5.1.1.-Depuradora tipo 1 pag. 125 5.1.2.-Depuradora tipo 2 pag. 127 5.1.3.- Depuradora tipo 3 pag. 128 5.1,4.- Depuradora tipo 4 pag. 130 5.1.5.-Depuradora tipo 5 pag. 131 5.1.6.- Depuradora tipo 6 pag. 132 5.1.7.-Depuradora tipo 7 pag. 134
5.2.- Selección del tratamiento para eliminar
CAPITULO VI - ENSAYOS CHOQUE pag. 143
6.1.- Ensayos de coagulación y floculación pag. 144 6.2.- Determinaciones de laboratorio pag. 145
CAPITULO Vn - AJUSTE DE TÉCNICAS DE LABORATORIO
Y ENSAYOS pag. 146
7.1.- Ensayos de coagulación y ñoculación pag. 147 7.2.- Determinaciones de laboratorio pag. 148
CAPITULO Vra - DEFINICIÓN DE LA METODOLOGÍA Y ENSAYOS pag. 149
8.1.- Metodología seguida en el estudio de los tipos de depuración pag. 150
8.1.1.-Depuradora tipo 1 pag. 151 8.1.2.-Depuradora tipo 2 pag. 151 8.1.3.-Depuradora tipo 3 pag. 152 8.1.4.-Depuradora tipo 4 pag. 153 8.1.5.-Depuradora tipo 5 pag. 153 8.1.6.- Depuradora tipo 6 pag. 154 8.1.7.- Depuradora tipo 7 pag. 154
8.2.- Metodología seguida en la eliminación de nutrientes por vía química pag. 155
8.2.1.- Utilización de cloruro férrico, sulfato de aluminio y polímeros pag. 156 8.2.2.- Utilización de óxido de magnesio y ácido fosfórico pag. 161
8.3.- Toma de muestras pag. 164
8.4.- Métodos analíticos de detenninación pag. 165
8.5.- Equipos utilizados pag. 167
CAPITULO X - ELABORACIÓN E INTERPRETACIÓN
DE RESULTADOS pag. 173
10.1.- Resultados de las depuradoras pag. 174
10.1.1.-Depuradora tipo 1 pag. 175
10.1.1.1.- Datos de entrada. pag. 175 10.1.1.2.-Saudade la decantación primaria pag. 176 10.1.1.3.- Salida de la decantación secundaria pag. 177 10.1.1.4.-Rendimiento total del proceso pag. 178 10.1.1.5.- Licor mezcla, fango de recirculación y digestión,
y sobrenadantes pag. 179
10.1.2.-Depuradora tipo 2 pag. 181
10.1.2.1.-Datos de entrada pag. 181 10.1.2.2.- Salida de la decantación de primera etapa pag. 182 10.1.2.3.-Salida de la decantación de segunda etapa pag. 183 10.1.2.4.-Rendimiento total del proceso pag. 184 10.1.2.5.- Licor mezcla y recirculaciones de las dos etapas pag. 185
10.1.3.-Depuradora tipo 3 pag. 188
10.1.3.1.-Datos de entrada pag. 188 10.1.3.2.-Salida de la decantación primaria pag. 191 10.1.3.3.- Salida de lechos bacterianos pag. 192 10.1.3.4.- Salida de la decantación secundaria pag. 193 10.1.3.5.- Rendimiento total del proceso pag. 194 10.1.3.6.-Datos de la linea de fangos pag. 195
10.1.4.-Depuradora tipo 4 pag. 196
10.1.4.1.-Datos de entrada pag. 196 10.1.4.2. Salida de la decantación final
-Rendimiento total del proceso pag. 197 10.1.4.3.-Licor mezcla y recirculación del reactor pag. 198
10.1.5.- Depuradora tipo 5 pag. 201
10.1.5.1.- Datos de entrada pag. 201 10.1.5.2. Salida de los lechos de turba
10.1.6.- Depuradora tipo 6 pag. 204
10.1.6.1.- Datos de entrada pag. 204 10.1.6.2.- Salida de la decantación primaria pag. 205 10.1.6.3.- Salida de biodiscos pag. 206 10.1.6.4.- Salida de la decantación secundaria pag. 207 10.1.6.5.- Rendimiento total del proceso pag. 208
10.1.7.- Depuradora tipo 7 pag. 210
10.1.7.1.- Datos de entrada pag. 210 10.1.7.2. Salida de la decantación final
-Rendimiento total del proceso pag. 211 10.1.7.3.- Datos del licor mezcla y recirculación pag. 212
10.1.8.- Estudio comparativo de las depuradoras pag. 213
10.1.8.1.- Comparación en características de entrada pag. 213 10.1.8.2.- Comparación de rendimientos pag. 215 10.1.8.3.- Estado de los compuestos de nitrógeno y fósforo pag. 225 10.1.8.4.-Acciones pag. 232
10.2.- Resultados de eliminación de nutrientes por vía química pag. 239
10.2.1.- Utilización de cloruro férrico, sulfato de aluminio
y polielectrolito pag. 239
10.2.1.1.- Comparación entre las relaciones molares
metal/fósforo y rendimientos pag. 263
10.2.1.2.- Comparación de velocidades de sedimentación pag. 269
10.2.1.3.- Comparación entre los compuestos inorgánicos pag. 277
10.2.1,4.- Apreciaciones finales pag. 281
10.2.2.- Utilización de óxido de magnesio y ácido fosfórico pag. 282
CAPITULO XI - CONCLUSIONES Y RECOMENDACIONES pag. 296
11.1.- Investigación de las depuradoras pag. 297
11.2.- Investigación de la eliminación de nutiientes por vía química pag. 308
10.2.1.- Utilización de sales de hierro, sales de aluminio
y polielecO-oíifo pag. 308
10.2.2.- Utilización de óxido de magnesio y ácido fosfórico pag. 317
11.3.- Alternativas de acción pag. 319
11.4.- Lineas de investigación pag. 322
TOMO n ; ANETOS
ANEJO N n - TABLAS DE RESULTADOS Y GRÁFICOS. ESTUDIO DE LAS DEPURADORAS
ANEJO N°2 - TABLAS DE RESULTADOS Y GRÁFICOS.
ELIMINACIÓN DE NUTRIENTES POR VIA QUÍMICA
ANEJO N»3 - BIBLIOGRAFÍA
CAPITULO I
ANTECEDENTES
1.1. Generalidades
La doctorando nacida en Madrid en 1963, alcanzó el título de Licenciada en Ciencias
Biológicas en la Universidad Complutense de Madrid en el año 1986, con la especialidad de
Biología Fundamental.
Mientras cursaba el quinto año de carrera, colaboró con el Departamento de Microbiología
de la Facultad de Ciencias Biológicas, analizando protozoos en las aguas.
Al terminar la carrera obtuvo una beca hispano-alemana en la Escuela Técnica Superior de
Ingenieros de Caminos, Canales y Puertos de la Universidad Politécnica de Madrid,
concretamente en la Cátedra de Ingeniería Sanitaria y Ambiental de dicha Escuela.
Desde Enero de 1.987 a Marzo de 1.988 (15 meses) realizó un Master en Contaminación
Ambiental que organizaba la citada Cátedra, al final del cual presentó un trabajo sobre
"Microorganismos que intervienen en el proceso de depuración por fangos activos".
Como consecuencia de los estudios y trabajos citados, se interesó por el campo de la
Ingeniería Sanitaria, y para ampliar conocimientos sobre el tema, solicitó y fue admitida en
el Departamento de Ordenación del Territorio, Urbanismo y Medio Ambiente, en la Cátedra
de Ingeniería Sanitaria y Ambiental.
Desde entonces hasta la fecha ha estado colaborando con multitud de trabajos de
investigación llevados a cabo por la Cátedra de Ingeniería Sanitaria y Ambiental, entre los
que cabe destacar:
Ensayo y optimización de procesos biológicos de depuración de aguas residuales de
una y dos etapas bajo condiciones ambientales mediterráneas. Convenio
hispano-alemán entre la Cátedra de Ingeniería Sanitaria de la U.P.M. y la Universidad de
Estudio de rehabilitación de planta depuradora y análisis de alternativas para la
depuración de las aguas residuales de Caudete (Albacete).
Estudio de rehabilitación de la planta depuradora de aguas residuales de Villarobledo
(Albacete).
Estudio de rehabilitación de la planta depuradora de aguas residuales de Almansa
(Albacete).
Análisis de alternativas para la depuración de las aguas residuales de Consuegra
(Toledo).
Estudio de la contaminación de las aguas residuales de los distintos núcleos e
industrias para la tarifación del canon de vertido en Alcudia de Crespins y Cañáis
(Valencia).
Estudio de la agresividad de los vertidos de las diferentes industrias ubicadas en el
Polígono Industrial de Santa Teresa (Málaga).
Asistencia técnica de las alternativas y viabilidad de la solución para la depuración
de las aguas residuales aportadas por el emisario de Reguerón y el colector de San
Félix (Murcia).
Asesoría y diseño de la planta depuradora de aguas residuales de Cáceres.
Estudio de cargas orgánicas e hidráulicas del vertido de la central lechera de UNIASA
(Granada).
Investigación sobre soluciones alternativas a la depuración del Puerto de Santa María
(Cádiz).
Estudios de la reducción de nutrientes en plantas de depuración por procedimiento
químico. Investigación realizada por encargo de la Dirección General del Medio
Ambiente.
Investigación en marcha sobre ozono. Esta investigación se realiza mediante un
convenio con el Canal de Isabel II.
Toma de muestras y análisis de aguas superficiales del río Ebro.
Estudio de la calidad y tratabilidad de los arroyos vertientes al embalse de Nogales
(Mérida).
Estudio de rehabilitación de la planta depuradora de aguas residuales de la
Estudio de cargas orgánicas e hidráulicas de la industria Forlasa de Villarrobledo
(Albacete).
Estudio de la composición físico-química de los residuos sólidos de la ciudad de
Madrid, para el Ayuntamiento de Madrid.
Análisis de control de las depuradoras construidas en distintos municipios de la
Comunidad de Castilla-León.
Eliminación simultánea de nutrientes por vía biológica, para la empresa INFILCO.
Financiado por el programa PITMA.
Decidió alcanzar el grado de doctor cursando las siguientes asignaturas:
Técnicas avanzadas de control de calidad del agua y tratamiento.
Técnicas ambientales relativas a residuos sólidos.
Contaminación : modelos de autodepuración.
La evaluación del Impacto ambiental y la Ordenación del Territorio.
Técnicas operativas en el mantenimiento y explotación de Estaciones Depuradoras de
aguas residuales.
Dispersión y tratamiento de vertidos.
Dentro del programa Erasmus de la C.E.E. permaneció durante siete semanas en la
Universidad Politécnica de Middlesex (Londres), realizando un curso sobre métodos
avanzados de análisis instrumental para aguas. Más concretamente sobre técnicas de
absorción atómica, cromatografía de gases, cromatografía de masas y cromatografía iónica.
1.2. Solicitud del título de tesis y aprobación.
Se elige como tema de investigación para la Tesis Doctoral, la investigación sobre:
"Optimización de la eliminación de nutrientes en los circuitos de una depuradora
Aceptó ser Director de la Tesis Doctoral, el Profesor Dr. Ing. D. Aurelio Hernández Muñoz.
Con su visto bueno se presentó la solicitud del tema elegido al limo. Sr. Director de la
E.T.S. de I.C.C. y P.de la Iniversidad Politécnica de Madrid, remitiéndose al Rectorado a
los efectos oportunos.
En Comisión de Doctorado de la E.T.S. de Ingenieros de Caminos, Canales y Puertos de la
U.P.M. del día 25 de marzo de 1992, fue aceptado el tema propuesto, así como la
CAPITULO n
OBJETIVOS DE LA INVESTIGACIÓN
Como consecuencia del desarrollo industrial y del crecimiento demográfico de la población,
los fenómenos de contaminación han sufiido un incremento considerable a lo largo de los
últimos años.
A raiz de la entrada de España en la Comunidad Económica Europea en el año 1896, nos
convertimos en miembros de pleno derecho de la Comunidad, suponiendo este hecho la
adecuación de nuestra situación en multitud de temas (agricultura, pesca, asuntos sociales y
medio ambiente) a lo marcado por la Comunidad.
Con relación a las aguas, los instrumentos legislativos que se deben aplicar son las directivas.
Estas Directivas son obligatorias en lo relativo a los resultados a alcanzar, pero dejan a los
Estados Miembros la elección de los medios a utilizar.
En nuestro pais, la actuación en materia de control de la contaminación de las aguas, está
definida por:
Ley de aguas del 2 de agosto de 1985 (en sustitución de la de 1979), que entró en
vigor el 1 de enero de 1986 y el reglamento que la desarrolla (R.D. 849/1986 de 11
de abril).
Esta ley marca en un de sus puntos: "El agua debe ser devuelta a su cauce en
condiciones de calidad no inferiores a las que tenía antes de su captación".
También dice: "Todo vertido necesita Autorización previa, que será concedida sólo
si está garantizada la inocuidad del mismo".
Ley Ordinaria de 25 de junio de 1983 (modificación urgente y parcial del Código
Financiación de la contaminación con el canon de vertido: "Quien contamina paga".
Con este canon se pretende que el responsable de la contaminación, adopte las
medidas necesarias para reducir la contaminación que causa y/o se haga cargo de su
participación en los gastos de medidas colectivas. El canon se fija en función de la
contaminación emitida.
Directiva 91/271/CEE, aprobada en mayo de 1991, que marca el plazo de la
construcción de depuradoras según los habitantes equivalentes de los distintos núcleos
de población, así como los niveles de tratamiento y rendimiento exigidos para las
distintas zonas (normales, sensibles y menos sensibles).
Parece necesario someter a un número importante de depuradoras a un tratamiento terciario,
para lograr los niveles de calidad exigidos en los puntos anteriores.
Una vez establecido el nivel de depuración que es necesario obtener en el punto de vertido,
deberá elegirse la infraestructura de depuración a implantar, teniendo en cuenta también la
valoración económica. Debe asegurarse el rendimiento de la instalación elegida, según lo
marcado por la legislación, y lograrse unos costos económicos, sociales y mediomabientales
mínimos.
Una de las decisiones más problemáticas actualmente, en cuanto a temas de depuración se
refiere, se deriva de los niveles de calidad en los vertidos, en cuanto a la eliminación de
nitrógeno y fósforo.
Multitud de trabajos actuales se centran en la investigación de procesos de eliminación de
estos nutrientes, pero se conoce muy poco sobre la vía que siguen los mismos en los circuitos
de una depuradora.
Por ello, se ha elegido este problema como tema de la tesis: "Optimización de la eliminación
de nutrientes en los circuitos de una depuradora convencional", exponiéndose los objetivos
Analizar el estado de los compuestos de nitrógeno y fósforo, en los circuitos de
distintas depuradoras.
Analizar los flujos de nutrientes (nitrógeno y fósforo) en los circuitos de las
depuradoras anteriores.
Conociendo los datos anteriores, optimizar la eliminación de nutrientes en puntos
determinados de la depuradora, con base a procedimientos químicos en depuradoras
existentes, sin necesidad de recurrir a los costosos sistemas de eliminación de
CAPITULO ffl
PLANTEAMIENTO DEL PROBLEMA
En este apartado de la investigación, se analizarán los aspectos generales relacionados con
los nutrientes (nitrógeno y fósforo), describiendo aspectos tales como fuentes y origen de
dichos nutrientes en el agua, ciclos de los mismos, problemas o efectos que causan en
diversos medios, y sistemas de eliminación utilizados en las depuradoras.
Los compuestos de nitrógeno y fósforo juegan un papel muy importante en el agua, ya que
son elementos que contribuyen al desarrollo de organismos vivos tanto vegetales como
animales, llevando a un crecimiento anárquico con destrucción de los ecosistemas
(eutrofización).
En el siguiente cuadro (Cuadro 3.1.), se muestran valores normales de nitrógeno y fósforo,
encontrados en las aguas residuales y en las aguas blancas.
Cuadro 3.1.
Nutriente
N(NH4+) (mg/L)
N(N02-) (mg/L)
N(N03-) (mg/L)
N. orgánico (mg/L)
F.total (mg/L)
P.inorgánico (mg/L)
P.orgánico (mg/L)
P. soluble (mg/L)
Aguas blancas 0.2 0.05 0.5 1.40 1.15 — — 0.46 Aguas negras
7 - 5 0
0 - 0 . 4
0.1-0.8
8 - 4 0
8 - 15
5 - 10
3.1. El nitrógeno y sus foimas
El nitrógeno puede encontrarse en distintos estados. Puede aparecer en forma de
combinaciones inorgánicas (nitrógeno amoniacal, nitrito y nitrato), en forma de
combinaciones orgánicas (constituyendo parte de proteínas, péptidos, urea, etc. de
organismos vegetales y animales), y en forma de gas disuelto (gas inerte debido al fuerte
triple enlace: N N, que constituye el 79% de la atmósfera).
La presencia de una u otra forma de nitrógeno va a depender de las condiciones del medio,
si es oxidante o reductor, y de la presencia de organismos vivos capaces de inducir la
transformación de un estado a otro. Los estados de oxidación de los compuestos de nitrógeno
se aprecian en el siguiente cuadro (Cuadro 3.2.)
La concentración de nitrógeno de un agua residual bruta es aproximadamente de 20 a 85
mg/L, de los cuales un 40% estaña constituido por nitrógeno orgánico y el 60% restante por
nitrógeno amoniacal.
Cuadro 3.2.
Estados de oxidación de los compuestos de nitrógeno
Compuestos de
nitrógeno
Valencia de Nitrógeno
Nitrógeno amoniacal
NH3
- 3
Derivados orgánicos
0
Nitrógeno nitroso
NO2
+ 3
Nitrógeno : nítrico
NO3
3.1.1. Ciclo del nitrógeno
El ciclo del nitrógeno comprende distintas fases, que pasan a detallarse a continuación.
Fy ación de nitrógeno
El nitrógeno gaseoso procedente de la atmósfera (N2 molecular), es capaz de reducirse a
amoníaco por la acción de microorganismos procariotas.
Esta fijación puede ser una fijación libre, que ocurre tanto en condiciones aerobias como
anaerobias, y fijación simbiótica, que es llevada a cabo por bacterias asociadas en simbiosis
a organismos vegetales.
Una parte del nitrógeno amoniacal es asimilado autótrofamente por el tejido celular según
la reacción:
4 CO2 + HCOj- + NH4+ + H2O > C5H7NO2 + 5 O2
Amonifícación
Los productos nitrogenados liberados al medio, como productos de excreción animal o como
productos de la muerte de plantas y animales, son degradados por los microorganismos
liberándose amoniaco en el proceso.
Nitrifícación
En condiciones aerobias, el amoníaco es transformado a nitritos y luego a nitratos, por acción
de bacerias nitrificantes, consumiéndose oxígeno en el proceso. Este fenómeno se llama
Nitritación : debida a la acción de bacterias nitrosas (G. Nitrosomonas), y consiste
en la transformación de sales amoniacales a nitritos.
NH4+ + 3/2 O2 * NOj- + 2 H-' + H2O
Nitratación : debida a la acción de bacterias nítricas (G. Nitrobacter), que
transforman los nitritos a nitratos.
+ 1/2 O2 *
NOj-La reacción global sería la siguiente:
NH4+ + 2 O2 > NO3- + 2 H-^ + H2O
La reacción de síntesis celular propuesta por Stainer es:
NH4+ + CO2 + HCO3 + H2O * CSH7NO2 + 5 O2
Para completar esta reacción, se necesitan 4.57 g de oxígeno por cada gramo de nitrógeno
amoniacal. Para la conversión de cada gramo de nitrógeno amoniacal, se precisan 7.1 g de
alcalinidad (como CaCOj).
La siguiente reacción global que describe la conversión autótrofa de amonio a nitrato,
propuesta a partir de resultados experimentales y cálculos teóricos.
22 NH4+ + 37 O2 + 4 CO2 + HCO3- » C5H7NO2 + 21 NO3- + 20 H2O + 42 H+
Las bacterias que actúan en este proceso son autótrofas, quimiolitotrofas y aerobias estrictas,
y utilizan la energía desprendida de la oxidación del amoníaco y nitritos para reducir el
carbono mineral procedente del gas carbónico o carbonatos. Además estas bacterias requieren
fósforo, productos básicos de sodio y calcio, y bajas concentraciones de sustancias tóxicas.
El crecimiento de las bacterias nitrificantes, así como la mayor o menor capacidad de
nitrificación, depende de: concentración de amoníaco, temperatura, pH, concentración de
oxígeno disuelto y presencia de sustancias inhibidoras. La nitrificación tiende a reducir el
contenido de oxígeno en el agua y asimila la materia orgánica. Los nitratos son asimilados
Reducción asimilatoría de nitratos
El nitrógeno en forma de amoníaco o nitratos, es asimilado por algas, vegetales y
microorganismos. Si el nitrógeno es asimilado como nitrato debe reducirse antes a amoníaco,
el cual es utilizado para sintetizar compuestos orgánicos nitrogenados.
Reducción desasimilatoria de nitratos
Esta reducción puede ser de dos tipos:
Amonifícación de nitratos. Consiste en la reducción de nitratos a amoníaco. Es un
proceso microbiano en el que las bacterias aerobias o anaerobias facultativas son
capaces de usar los nitratos como aceptor final de electrones, bien cuando la
concentración de oxígeno es pequeña o bien en ausencia de oxígeno.
NO3- + I.O8CH3OH + H+ * O.O65C5H7O2N + O.47N2 + O.76CO2 + 2.44H2O
Desnitrifícación. Consiste en la reducción de nitratos y nitritos mayoritariamente a
nitrógeno molecular y en menor cantidad a óxido nitroso (N2O). Este procedimiento
es un proceso en cadena, realizado por varias bacterias heterótrofas y anaerobias
facultativas (G. Pseudomonas, Micrococcus, Desnitrobacilus, Spirillum,
Achromobacter y Bacillus).
La desnitrificación implica una reducción de nitratos hasta productos nitrogenados
gaseosos, generalmente nitrógeno molecular, pasando por los siguientes estados:
NOj- » NOj- » NO » N2O > N2
El ion nitrito es inestable y reactivo, pudiendo actuar como oxidante o reductor, al
La reducción del nitrato supone el uso del radical NO3' como un aceptor de
hidrógeno, y los requisitos para esta reacción son la existencia de una fuente de
hidrógeno combinado y carencia de oxígeno libre (anaerobiosis).
NO3- + 5 H"' + 5 e- * 1/2 N2 + 2 HjO + OH"
Los iones hidróxido formados, reaccionan de la siguiente forma:
HCO3- + OH- » COj^- + H2O
CO32- + Cd?^ * CaC03
Por tanto en la desnitrificación de 1 mg/L de N-N03-, se eleva la alcalinidad en 3,5
mg/L de CaC03. Con ello es posible corregir la caída de pH producida en la
nitrificación, a través de una desnitrificación inmediata.
En el caso de que se utilice metanol como fuente de energía, la reacción de
desnitrificación puede presentarse como:
1« fase : 6 NO3- + 2 CH3OH > 6 NOz" + 2 CO2 + 4 HjO
2^ fase : 6 NOz" + 3 CH3OH » 3 N2 + 3 CO2 4- 3 H2O + 6 OH"
Global : 6 NO3- + 5 CH3OH * 3 N2 + 5 CO2 + 7 H2O + 6 OH'
Una reacción de síntesis propuesta por McCarty es:
3 NO3- + 14 CH3OH + H+ * 3 C5H7O2N +'H20
En la práctica, la síntesis requiere un 25-35% de la cantidad del metanol necesitado
por la reacción de energía. McCarty llegó a la siguiente ecuación empírica sobre la
eliminación total de nitrato:
Si todo el nitrógeno del agua se hallara como nitrato, la necesidad de metanol, se
hallaría con la última ecuación, sin embrago como el agua residual suele tener algo
de nitrito y oxígeno disuelto, la necesidad de metanol se halla de la siguiente forma:
C„ = 2,47 No + 1,53 Ni + 0,87 DQ
siendo: C^ = concentración requerida de metanol (mg/L)
No = Concentración inicial de NCNOj) (mg/L)
Nj = Concentración inicial de NÍNOj) (mg/L)
Do = Concentración inicial de oxígeno disuelto (mg/L)
La desnitrificación está influenciada por varios factores: precisa la existencia de altas
concentraciones de nitratos; no es inhibida por la existencia de altas concentraciones
de amonio; requiere condiciones anóxicas o de baja tensión de oxígeno; el pH del
medio debe ser neutro o ligeramente alcalino (a pH 5 se acumula principalmente NO);
la temperatura óptima es de SO^C aproximadamente, aunque también hay especies de
bacterias psicróñlas y termóñlas desnitrificantes; y requiere la presencia de donantes
de electrones.
Figura 3.1. ciclo del nitrógeno
Oxidación bacteriana
Descomp. bacter.
Reducción bacteriana
'— Fabricación química
Fertilizantes
Muerte y descomp. Hidrólisis bacteriana de la urea
MATERIA FECAL ORGÁNICA ORINA, UREA Muerte y descompos. bacteriana
f
PROTEÍNAS ANIMALES, N ORGÁNICO Alimento animal NITRITOS Oxidación bacteriana Reducción bacteriana Bacteria NITRÓGENO ATMOSFÉRICO Descarga eléctrica Fabricación de fertilizantes NITRATOSAlgas y bacterias que fijan el
nitrógeno
L
FERTILIZANTES PARA PLANTAS
3.1.2.- Fuentes y origen del nitrógeno en las aguas
Los compuestos de nitrógeno, pueden proceder de distintas fuentes, las cuales pueden
dividirse en naturales y artificiales:
Fuentes naturales
- Atmósfera: El nitrógeno atmosférico llega a la tierra en forma de N2 libre, y en forma
de N-N02' y N-NH4'^ como consecuencia del lavado. Estas formas de nitrógeno son
asimiladas por las bacterias y vegetales, transformándose las dos primeras formas en
nitrógeno orgánico.
- Precipitación.
- Escorrentía rural.
- Polvo.
- Fijación biológica.
- Suelo: el nitrógeno del suelo en forma de amonio, nitritos y nitratos, así como el que
forma parte de los tejidos animales y vegetales, vuelve a la atmósfera por acción de
bacterias o por la combustión de tejidos orgánicos.
- Fuentes biológicas: correspondientes a residuos humanos y de animales transportados
por las aguas residuales que contienen nitrógeno en forma de amoniaco, urea y
nitrógeno orgánico, siendo éstas las fuentes principales de nitrógeno para el
crecimiento de plantas y bacterias. Por término medio el aporte por habitante de
nitrógeno es de 13 a 15 gr/día, de los cuales las dos terceras partes son orgánicos y
el tercio restante amoniacal.
Fuentes artifíciales
- Industrias que fabrican y usan compuestos nitrogenados.
- Industrias procesadoras de alimentos.
Pueden citarse algunos ejemplos concretos de estas fuentes artificiales:
- Industria de fertilizantes. Implica la fabricación de amoníaco, ácido nítrico, nitrato
amónico, sulfato amónico y ureas. Pueden entrar en el agua residual como
consecuencia de derrames, lavado de recipientes y descarga de tanques.
- Acido nítrico, usado como reactivo para nitratación de compuestos y como agente de
limpieza en la industria de acabado de metales.
- Amoníaco, usado como refrigerante, como agente de lavado y limpieza, y como
reactivo intermedio en algunos procesos.
3.1.3.- Efectos
Los efectos de los compuestos nitrogenados se han centrado en tres aspectos fundamentales:
efectos sobre la salud, efectos sobre la eutrofización, y otros.
Efectos sobre la salud
- Un exceso de nitritos en aguas de bebida puede provocar problemas de hipotensión.
- Los nitratos en altas concentraciones pueden reducirse a nitritos por medio de
microorganismos presentes en la saliva. Los nitritos pueden combinarse con aminas
primarias o secundarias presentes en los alimentos o en el organismo humano,
formando nitrosoaminas que producen cáncer gástrico.
- Los nitratos ingeridos en la dieta, son absorbidos en su mayor parte por el intestino
humano. En bacterias y plantas, la reducción de nitratos a nitritos sólo puede
efectuarse bajo la acción de la enzima nitrato-reductasa (ausente en tejidos animales).
Estas bacterias están presentes en la flora bucal con un pH comprendido entre 6.0 y
6.4, que es favorable para que se produzca la reacción de transformación de nitratos
En el resto del tubo digestivo, esto sólo ocurre en contados casos, como en el
estómago cuando hay ausencia de ácido clorhídrico, o en casos de enteritis graves que
ocasionan el desarrollo de una flora nitrogenada muy activa.
Los nitritos así formados presentan cierta toxicidad debido a su acción
metahemoglobinizante. El ion nitrito pasa del estómago al tracto digestivo y al
torrente circulatorio, en donde el nitrito puede oxidar al ion ferroso (Fe^"^) de la
molécula de hemoglobina de la sangre, transformándolo en ion férrico (Fe?"^) y
formándose metahemoglobina. Como consecuencia las células se ven privadas de
oxígeno y se produce sofocación.
El adulto, posee condiciones de defensa para reducir el ion férrico y romper el
bloqueo. Sin embargo, los lactantes son más sensibles y al ingerir legumbres,
vegetales o aguas ricas en nitratos, al llegar éstos a su estómago (próximo a pH
neutro debido a la ausencia de secreción de ácido clorhídrico), son capaces de
reducirse a nitritos. Esto se ve agravado en el lactante, ya que el 70% de su
hemoglobina es fetal, más fácilmente oxidable a metahemoglobina.
Efectos sobre la vida acuática y la calidad del agua
- El nitrógeno amoniacal está ligado al valor de pH y temperatura del agua, siendo la
fracción no ionizada la tóxica, la cual aumenta con el pH y la temperatura. El
nitrógeno amoniacal presente en el agua, consume oxígeno y en algunos casos puede
reducir este oxígeno disuelto hasta la nulidad.
Para los salmónidos la concentración letal más baja es 0,2 mg/L de amoníaco no
ionizado. Para exposiciones prolongadas, se maniñestan efectos negativos a 0,025
mg/L de amoníaco no ionizado. Los microorganismos acuáticos son más resistentes
que los peces, oscilando la concentración letal entre 3 mg/L de amoníaco total para
Los nitritos y nitratos pueden producir también la metahemoglobinemia en los peces,
detectándose por el color pardo-chocolate de sus branquias. Esta acción tóxica se
manifiesta en particular entre los salmónidos.
Los nitratos y nitritos estimulan el crecimiento planctónico. Los nitritos pueden estar
presentes en un agua en formas no ionizadas de ácido nitroso (HNO2). Esta forma,
que es la más tóxica, aparece en ciertas condiciones de temperatura y de pH. La
toxicidad de los nitritos aumenta con la temperatura.
Los nitratos son asimilados durante la fotosíntesis. En los cursos de agua con
velocidad alta y poco contaminados, esta proliferación de vegetales acuáticos juega
el papel de un estimulante de la fauna, y no se observa un aumento de la
productividad durante el curso del agua.
Los nitratos pueden comportarse como donadores de oxígeno. Cuando en verano el
porcentaje de oxigenación es muy bajo, una contaminación orgánica importante puede
hacer desaparacer por completo el oxígeno disuelto. Los nitratos ceden su oxígeno,
para evitar el desarrollo de un proceso anaeróbico.
Eutrofízación
El contenido excesivo de elementos nutritivos (C, H, O, S, K, Ca, Mg, N y P) en lagos,
embalses, etc., producen una fertilización (eutrofízación) que degrada la calidad de las aguas.
Las altas concentraciones de nitrógeno y fósforo, provocan una proliferación excesiva de la
vida vegetal (algas y macrófitos). Este desarrollo vegetal masivo, provoca cambios en el
medio acuático, rompiendo el equilibrio del ecosistema. Si este exceso de biomasa no se
En la superficie del lago o embalse existirá un exceso de oxígeno producido por la
fotosíntesis de las algas y plantas verdes. La turbidez del agua empieza a aumentar como
consecuencia de la suspensión de algas, empezando a disminuir la actividad fotosintética y
los niveles de oxígeno, apoyado además por la propia actividad respiratoria de las algas y
vegetales. Al final toda esta biomasa acaba muriendo y precipitando en el fondo. Esto
provoca un aumento de materia orgánica, y un consumo de oxígeno empleado para su
mineralización, hasta que llega un punto en que se agota. En este momento aparecen
condiciones de anaerobiosis y la vida acuática muere. Se nota también un aumento de pH
dado que se produce un desplazamiento del equilibrio carbónico debido a la formación de
carbonatos por la absorción de CO2 por las plantas.
El protoplasma celular de las algas estaría constituido por el siguiente compuesto: Cío^ H263
OJIO N16 Pj. Las algas extraen para su crecimiento normal carbono, nitrógeno y fósforo de
las aguas en proporción 106:16:1. Además necesitan también otros biolelementos en
proporciones pequeñas.
Las algas crecen hasta que se agota uno de los nutrientes, actuando entonces el nutriente que
está en menor concentración como factor limitante del crecimiento. Por supuesto, intervienen
otros factores (luz, temperatura, etc.), que aceleran o retardan el crecimiento de las algas.
Se ha observado que el nutriente que actúa como limitante en la producción de biomasa en
las grandes masas de agua es el fósforo.
Según la Ley de Liebig, si la proporción de nitrógeno y fósforo (N:P) en el agua es mayor
de 16, el nitrógeno está en exceso y el fósforo se consume totalmente. En este caso la
producción de biomasa depende del fósforo, y una descenso de sus niveles provoca una
disminución de la producción.
Cuando la relación N:P es menor de 16, el factor limitante es el nitrógeno. Esto ocurre en
efluentes de depuración de aguas residuales ricas en fosfatos. Se ha demostrado que cuando
Todos estos hechos se ven agravados si las cianofíceas no son consumidas por el
zooplancton. Esta biomasa consume la energía del fondo y produce una acidificación del
medio que ayuda a la redisolución de materiales del sedimento (metales pesados, fósforo,
etc.).
Como productos finales del metabolismo de estos organismos aparecen sulfuros, ácidos,
amoníaco, metano, etc., algunos de los cuales son tóxicos para la fauna. En este caso, el
aporte de nutrientes no importa, ya que los sedimentos desoxigenados vuelven a liberar el
fósforo, activando de nuevo el crecimiento de las cianofíceas.
Otros efectos
Altas concentraciones de amom'aco consumen oxígeno del agua para su oxidación,
dismuyendo el oxígeno disuelto del agua. Además ocasiona el desarrollo de bacterias
productoras de malos olores.
Respecto a la corrosión del cobre, la presencia del amoníaco refuerza el efecto del
oxígeno, debido a la estabilidad del complejo formado con el metal. El tratamiento
con cromato o una mezcla de cromato y polifosfatos constituye una protección
suficiente.
En muchas ocasiones, una concentración alta de nitritos es un índice de posible
contaminación por gasolina, debido a que en ausencia de oxígeno, el oxígeno nesario
para su combustión lo toman de los nitratos, los cuales se transforman en nitritos.
La presencia de nitritos es indeseable en ciertos tipos de industrias como cerveceras,
tintorerías, etc.
Los nitratos, son perjudiciales en la industria de tintura de lanas y de la seda. En la
industria cervecera pueden reducirse a nitritos dependiendo de la fermentación y de
3.2. £1 fósforo y sus fonnas
El fósforo es imprescindible para el desarrollo de la vida en el agua, teniendo las células
vivas vegetales y animales, la capacidad de absorber, acumular y excretar el fósforo del
ambiente.
Sin embargo, cuando la concentración de este elemento aumenta, puede actuar como
inhibidor de ciertas especies.
En un agua residual urbana, el fósforo se encuentra como ortofosfato, polifosfato y fosfato
orgánico, dependiendo la presencia de uno u otro de estos compuestos de la temperatura (la
solubilidad del fósforo es inversamente proporcional a la temperatura) y del pH del agua (a
pH normal del agua un 90% se encuentra como HP04^' y un 10% como H2P04', siendo el
principal nutriente fosforado el HP04^).
La producción de los distintos tipos de fósforo, en kg/hab.año, es la siguiente:
Fósforo total : 0.8 - 1.8
Fósforo orgánico : 0.3 - 0.6
Fósforo inorgánico : 0.5 - 1.2
El fósforo total es la suma del fósforo orgánico y el inorgánico.
El fósforo inorgánico se encuentra principalmente en forma de polifosfato y ortofosfato:
H3PO4 * H+ +
H2PO4-H2P04- » H+ + HPO42
PO4'-Los compuestos de fósforo unidos orgánicamente están formando parte de la materia orgánica
particulada y de las células bacterianas. Se sabe poco sobre los compuestos de fósforo
orgánico disueltos, pero representan sólo una pequeña fracción del contenido total.
El agua residual bruta contiene 25-85% de los fosfatos totales en forma de fosfatos
condensados, dependiendo del contenido inicial y del grado de hidrólisis del sistema.
La concentración de fosfato total en un agua residual bruta y la relación de ortofosfato a
polifosfato varía mucho durante las horas del día. Parte de esta variación es debida a cambios
en la concentración de ortofosfatos, pero la mayoría resulta de un grande y rápido aumento
del polifosfato durante las horas de la mañana, debido probablemente a actividades de lavado
doméstico. Estas variaciones se observan en la Figura 3.2.
Figura 3.2.
«-S I I
3 «
* M - W« I
-I? 7 •I0IIICIC1
Para obtener efluentes con bajo contenido en fósforo en cualquier proceso de tratamiento,
En general, pueden darse distintas combinaciones de fósforo.
- Compuestos halogenados. El fósforo se inflama en contacto con el flúor, cloro,
bromo y yodo, dando los siguientes compuestos: PF3, PF5, PCI3, PCI5, PBrj, PBrj,
PI3 y PI4. Los más importantes son el tricloruro (líquido) y el pentacloruro (sólido).
Se descomponen en agua dando un hidrácido halogenado y un ácido fosforoso o
fosfórico. El PCI5 puede dar cloruro de fosfolino (POCI3), cloruro del ácido
ortofosfórico. Su vapor se disocia entre tricloruro y cloro libre, empleándose en
química orgánica como agente clorurante.
Compuestos oxigenados. Con el oxígeno, el fósforo forma anhídridos y oxácidos. Por
ejemplo, compuestos binarios (anhídrido fosforoso (P2O3); peróxido de fósforo (P2O4);
anhídrido fosfórico (P2O5)); ácidos normales (ácido hipofosforoso (H3PO2); ácido
ortofosforoso (H3PO3); ácido ortofosfórico (H3PO4)); y ácidos condensados (ácido
pirofosforoso (H4P2O5); ácido hipofosfórico (H4P2O6); ácido pirofosfórico (H4P2O7);
ácido metafosfórico (HPO3)).
3.2.1. Ciclo del fósforo
El fósforo presente en un agua está en forma de fósforo orgánico y fosforo inorgánico, bien
disuelto o bien en suspensión.
En cuanto a su ciclo (Figura 3.3.) y a diferencia de otros elementos, no tiene componente
atmosférico.
El fósforo precipita en presencia de cationes divalentes, a pH básicos y neutros.
Los depósitos de fosfatos son de dos tipos: grandes y poco activos en los sedimentos
En algunos hábitats, los fosfatos están en forma insoluble (combinados con calcio) y no
disponibles para los seres vivos. Algunos microorganismos heterótrofos son capaces de
solubilizar este fosfato, produciendo ácidos orgánicos.
Otros microorganismos usan sales insolubles de hierro, magnesio y aluminio, que contienen
fosfatos, reduciendo el ion férrico a ferroso en condiciones anaerobias. Una vez
solubilizados, los fosfatos inorgánicos disueltos en el agua son asimilados por las algas y
plantas acuáticas en forma de ATP.
La movilización del fosfato orgánico está catalizada por unas enzimas denominadas
fosfatasas, que son producidas por gran cantidad de microorganismos. En condiciones de
escasez de fósforo los organismos descomponen el ATP (Adenosín Trifosfato) en ADP
(Adenosín Difosfato) y fósforo asimilable.
Al morir los organismos, y por procesos de descomposición el fósforo queda como fósforo
orgánico disuelto. El paso de fosfato orgánico soluble a insoluble, se debe a la inmovilización
del fosfato que pasa a formar parte de los constituyentes celulares, o a que permanece en los
sedimentos como fosfato calcico o fosfato férrico.
Figura 3.3.
ciclo del fósforo
FOSFORO INORGÁNICO DISUELTO
Mineralización Asimilación
FOSFORO ORGÁNICO DISUELTO
Descomposición MATERIA
3.2.2. Fuentes y origen del fósforo en las aguas
El fósforo presente en las aguas puede tener distintas procedencias, entre las que cabe citar:
- Natural. Puede proceder de la disolución de ciertas rocas del terreno, como el
apatito, así como del agua de lluvia.
- Doméstica. Puede proceder de los detergentes polifosfatados. En las zonas urbanas
casi un 50% del fósforo puede proceder de ellos. Por el contrario, en zonas donde
hay prohibición de usar este tipo de detergentes, la aportación de fósforo es menor
y los efluentes de las depuradoras tienen un 50% menos de fósforo. Los fosfatos
inorgánicos condensados, como los tripolifosfatos y pirofosfatos, se originan
mayoritariamente de los detergentes sintéticos.
Puede tener su origen también en el metafosfato sódico, que es un producto utilizado
para prevenir incrustaciones en los conductos de agua potable.
Acceden también a partir de los residuos del cuerpo humano y de residuos
alimenticios. Los ortofosfatos se excretan con la orina y son productos de la
degradación microbiana de los fosfatos orgánicos y de la hidrólisis de fosfatos
condensados.
- Zootécnica. Se reñere al fósforo que procede de zonas ganaderas, abonos, tipos de
cultivos de la zona, y lavado de suelos cercanos a pozos negros o estercoleros.
- Industrial. Estas fuentes dependen del tipo de industria y proceso de producción
empleado en cada una de ellas. La industria de la construcción, destilerías, cerveceras
y azucareras, tienen poco contenido de fósforo con respecto al contenido de materia
orgánica, por lo que sus efluentes se pueden aprovechar para mezclar con aguas
residuales urbanas con alto contenido en nutrientes. En mataderos, la relación entre
Industrias que contienen altos niveles de fósforo en sus efluentes, son las industrias
de fabricación de fosfato, ácido fosfórico e industrias de acabado de metales. También
ocurre lo mismo con las industrias productoras de abonos y fertilizantes.
Así mismo pueden aportar fósforo los procesos de lavado de las industrias a través
de la utilización de detergentes, y el uso de compuestos de fósforo para inhibir las
incrustaciones en calderas, intercambiadores de calor y circuitos de enfriamiento.
La concenti^ción de fósforo va a depender de todos estos factores así como de la densidad
de población de la zona.
Cabe destacar, que el tratamiento de las aguas residuales, aumenta el nivel de ortofosfatos
solubles hasta un 50-90% del fósforo total, siendo aquellos las formas más fácilmente
precipitable y los que mejor se asimilan por algas y plantas acuáticas. El efluente de un
tratamiento biológico convencional, tiene algo de fósforo orgánico contenido en la materia
celular.
3.2.3. Efectos
El fósforo y sus compuestos producen efectos desde distintos puntos de vista.
- Sobre el hombre.
El ácido fosfórico oficinal (contiene 50% de ácido ortofosfórico en solución acuosa),
se usa como tónico en estados depresivos, como reconstituyente en casos de
hipoclorhidria, como acelerador de la función gástrica y como acidificante.
El fósforo puede causar intoxicaciones. La forma tóxica es el fósforo blanco, que
puede producir lesiones degenerativas del hígado. El fosforismo crónico causa
- Sobre los seres vivos.
Se encuentra como combinaciones orgánicas en los tejidos nerviosos, y como fosfato
tricálcico en los huesos de los vertebrados.
El fósforo se elimina por la orina en fonna de fosfatos alcalinos y alcalinotérreos,
procedentes de sustancias alimenticias y del metabolismo de derivados fosforados
orgánicos (fosfátidos, fosfoproteidos, nucleoproteidos, etc.).
Es un estimulante del crecimiento de plantas acuáticas y contribuye a la eutrofización.
- Efectos sobre la depuración.
Entorpecen los procesos de coagulación-floculación y sedimentación en las plantas
depuradoras, incluso a concentraciones inferiores a 0,01 mg/L.
Ejerce influencia en el transporte y retención debido a la complejación de los metales
en el agua.
Al igual que el nitrógeno y sus compuestos, el fósforo favorece los fenómenos de
eutrofización, siendo quizás este nutriente el principal causante de estos fenómenos.
Este fenómeno se ha desarrollado extensamente con anterioridad.
3.3. Eliminación de nitrógeno
Las técnicas de eliminación de nitrógeno que se analizan a continuación, se describirán desde
dos puntos de vista: procesos de eliminación por vía físico-química y procesos de eliminación
por vía biológica.
Cuadro 3.3.
Efecto del tratamiento convencional y de los procesos biológicos sobre los compuestos de nitrógeno
Operaciones y procesos de tratamiento
Tratamiento convencional
1. Primario
2. Secundario
Procesos biológicos
1. Asimilación bacteriana
2. Desnitrificación
3. Cultivo de algas
4. Nitrificación
5. Estanques de oxidación
Nitrógeno orgánico
10-20% eliminado
15-50% eliminado u r e a - ^ NH3—* NH4^
Ningún efecto
Ningún efecto
Transformación parcial a NH3 y NH4+
10-50% eliminado
Transformación parcial a NH3 y N H /
Compuesto de nitrógeno
NH,-NH4+
Ningún efecto
< 10% eliminado
40-70% eliminado
Ningún efecto
—» células
- * NO3
Eliminación parcial por arrastre NO, Ningún efecto Ligero Ligero 90-80% eliminado —* células Ningún efecto
Eliminación parcial por nitrificación-desnitrificación
Eliminación del nitrógeno total que entra en el
proceso (%)
5 - 1 0
10-30
30-70
70-95
50-80
5 - 2 0
Cuadro 3.4.
Efecto de los procesos de tratamiento quAnicos sobre los compuestos de nitrógeno
Operaciones y procesos de tratamiento
Procesos químicos
1. Cloración al breakpoint
2. Coagulación química
3. Adsorción de carbón
4. Intercambio iónico selectivo para amoníaco
5. Intercambio iónico selectivo para nitrato
Compuesto de nitrógeno
Nitrógeno orgánico Incierto 50-90% eliminado 30-50% eliminado Ligero, incierto Ligero NHj-NH^^ 90-100% eliminado Ligero Ligero 80-97% eliminado Ligero NO, Ningún efecto Ligero Ligero Ningún efecto 75-90% eliminado Eliminación del nitrógeno total que entra en el
proceso (%)
8 0 - 9 5
2 0 - 3 0
10-20
7 0 - 9 5
Cuadro 3.5.
Efecto de las operaciones de tratamiento físicas sobre los compuestos de nitrógeno
Operaciones y procesos de tratamiento
Operaciones físicas
1. Arrastre de amoníaco
2. Electrodiálisis
3. Filtración
4. Osmosis inversa
Compuesto de nitrógeno
Nitrógeno orgánico
Ningún efecto
100% de Nitrog. orgánico suspendido eliminado
100% de Nitrog. orgánico suspendido eliminado
NH3-NH4*
60-95% eliminado
30-50% eliminado
Ligero
60-90% eliminado
NO,-Ningún efecto
30-50% eliminado
Ligero
60-90% eliminado
Eliminación del nitrógeno total que entra en el proceso (%)
5 0 - 9 0
8 0 - 9 0
2 0 - 4 0
Cuadro 3.6.
Efecto de los sistonas de aplicación al terreno sobre los compuestos de nitrógeno
Operaciones y procesos de tratamiento
Aolicación al terreno
1. Irrigación
2. Infíltración rápida
3. Infiltración por anegamiento
Compuesto de nitrógeno
Nitrógeno orgánico
- ^ NHj - NH4+
—• NH3 - NH4+
- ^ NHj - NH^-'
NHJ-NH4+
—* NO3", N de plantas
~ * NO3
—* NOs', N de plantas
NO,
—• N2, N de plantas
—* N2, N de plantas
Eliminación del nitrógeno total que entra en el proceso (%)
6 0 - 9 0
30-80
3.3.1. Eliminación físico-química
Pueden darse tres tipos principales de procesos: stiipping, cloración e intercambio iónico.
A) Strípping (arrastre)
Este método consiste en provocar el desprendimiento de la materia contaminante gaseosa que
contiene el agua residual. Para ello se hace pasar el agua residual a través de una torre
rellena, a la vez que se insufla aire por la parte inferior del relleno, haciendo circular el
líquido en contracorriente. Durante la rotura de la masa líquida los gases contenidos en ella
se desprenden, siendo arrastrados al exterior por la corriente de aire.
Este proceso se ha acoplado para arrastrar el amoníaco. En el agua, los iones NH4'^ se
encuentran en equilibrio con el NH3.
NH3 + H2O • NH4+ + OH
Cuando el pH es superior a 7, y se hace alcalino el equilibrio se desplaza hacia la izquierda
(NH4'^ pasa a NH3). Este amoníaco puede extraerse como un gas, agitando el agua residual
en presencia de aire. Para ello hay que mantener el pH aproximademente en 11, para que el
ion amonio se encuentre en forma de amoníaco y pueda arrastiarse. Al aumentar el pH
aumenta la eñcacia en cuanto a eliminación de amoníaco (con pH entre 8,6 y 9,3, la
eliminación aumenta de un 41 a 80%). Este pH es inhibitorio para el tratamiento biológico
posterior, y además no puede verterse un efluente con esos valores, sino que debe corregirse
acidiñcándolo hasta la neutralidad. Esto conlleva un gasto adicional de reativos y un aumento
de sales disueltas en el efluente.
En procesos a gran escala, al elevar el pH por adición de cal y encontrarse con el anhídrido
carbónico del aire insuflado, puede reaccionar y formar carbonato de calcio que crea
incrustaciones y bloquea el proceso. Al bajar la temperatura, el rendimiento lo hace también
Este proceso sólo actúa sobre el nitrógeno en forma de amoníaco, y no sobre el nitrógeno
orgánico, nítrico ni nitroso.
Existen diferentes variantes del proceso:
Aplicación de cal al agua bruta para precipitar el fósforo. El agua residual pasa a un
decantador y se dirige a la torre de arrastre de amoníaco en contracorriente. El
efluente se recarbonata y va a otro decantador. De los fangos se recupera cal, que
puede volver a utÜizarse.
Tratamiento del sobrenadante de digestión. Antes de añadir la cal, se elimina el
anhídrido carbónico del sobrenadante del digestor. Existe un sistema de recuperación
de amoníaco, para que no salga a la atmósfera.
B) Cloracíón
Consiste en la adición de cloro para oxidar el nitrógeno amoniacal en solución acuosa hasta
gas nitrógeno y otros compuestos estables. Este proceso sólo actúa sobre el nitrógeno
amoniacal, que puede llegar a reducirse hasta cero con un adecuado control y
homogeneización del caudal.
Hay que prestar especial atención al contenido de cloro residual después de acabado el
proceso, ya que puede resultar tóxico para la fauna acuática. Los compuestos de cloro más
utilizados son el cloro gas, el hipoclorito de sodio y el dióxido de cloro.
Al añadir cloro gas a un agua, este se disocia formando ácido clorhídrico y ácido
hipocloroso. Este último dependiendo de las condiciones de temperatura y pH, se ioniza
dando iones hidrógeno e iones hipoclorito. Al cloro en forma de ácido hipocloroso y en
forma de iones hipoclorito, se le denomina cloro libre. La presencia de uno u otro compuesto
El cloro puede reaccionar así mismo con el nitrógeno amoniacal del agua dando las
monocloraminas, dicloraminas y tricloraminas. A los compuestos formados entre el cloro y
el amoníaco se les denomina cloro combinado.
La demanda de cloro de un agua residual depende del grado de tratamiento previo del agua.
Para evitar la formación de productos intermedios (cloraminas) y tener un mínimo de cloro
residual libre, es necesario trabajar en el punto de ruptura, donde el nitrógeno amoniacal se
oxida a nitrógeno gaseoso.
Con relaciones molares de cloro/nitrógeno menores a 1, se forman mono y dicloraminas. Sin
embargo, adicionando cloro en continuo, las cloraminas se oxidan en el punto de ruptura.
Puede establecerse como reacción global la siguiente:
2 NH3 + 3 HOCl * N2 + 3 H2O + 3 HCl
La relación estequiométrica entre el cloro (expresado como CI2) y el nitrógeno amoniacal
(expresado como N) es 7,6:1. El pH óptimo de funcionamiento está entre 6 y 7.
Este procedimiento suele emplearse junto con otros procesos de eliminación de nitrógeno.
Normalmente dede hacerse una decloración del efluente.
Los problemas que derivan del empleo de este sistema es:
- Se necesitan altas dosis de reactivo, y por lo tanto alto consumo del mismo.
- Producción de trihalometanos y compuestos organoclorados.
- Disminución del pH del agua, que es necesario corregir a posteriori mediante la
adición de reactivos, lo cual supone además un aumento de la concentración de sales
disueltas en el efluente.
C) Intercambio iónico
El fundamento de este proceso se basa en el desplazamiento de los iones de una especie
(contenidos en el material de intercambio), por los iones de una especie distinta (contenidos
en solución en el agua). Hay dos tipos de intercambio: continuo y discontinuo.
- Discontinuo. La resina se agita en un reactor con el agua a tratar, hasta completar la
reacción. A continuación se deja sedimentar la resina, se regenera y puede volverse
a utilizar.
- Continuo. El material de intercambio se coloca en un lecho o torre, y se hace pasar
por ella el agua a tratar.
Se necesita un estrecho control de pH, pues a valores bajos de éste es preferencial el
intercambio de iones hidrógeno, mientras que a valores altos los iones NH4'^ forman NH3.
Como resina se puede utilizar la zeolita natural, que una vez agotada puede regenerarse con
hidóxido calcico. El ion amonio separado de la zeolita se convierte en amoniaco debido al
alto pH. En este punto se hace pasar la solución regenerante a través de una torre de arrastre
para la separación del amoniaco, almacenando el liquido liberado en un tanque.
La ventaja del proceso es que ningún residuo del proceso contiene amoniaco.
las desventajas del sistema son: la formación de precipitados de carbonato de calcio en el
lecho de intercambio de la zeolita, en la torre de arrastre y en las conducciones; y el
colmatado de la resina.
Es apropiado utilizándolo como proceso final, para la eliminación de trazas residuales de
D) Otros procesos
Otros procesos físico-químicos que pueden utilizarse para eliminar nitrógeno en las aguas
son: osmosis inversa, diálisis y electrodiálisis.
Son tratamientos utilizados para separar solutos de sus solventes, pero entrañan una serie de
problemas como son el viciado orgánico de la membrana y la eliminación del contenido
residual.
La osmosis inversa es una operación que emplea la presión para transferir el disolvente, a
través de una membrana, desde una disolución concentrada hasta una una diluida. Sin
embargo, pueden atravesar la membrana pequeñas cantidades de soluto de bajo peso
molecular.
Una membrana es una interfase que separa dos fases y restringe de manera específica el
transporte de ciertas especies químicas.
Para la osmosis inversa, la membrana semipermeable debe cumplir una serie de
características:
- Poseer elevada selectividad al alto transporte de disolvente y al bajo transporte del
soluto.
- Debe transportar gran cantidad de disolvente por unidad de superficie.
- Ser altamente resistente a los gradientes de presión aplicables, así como a los
productos químicos.
- Tener larga duración.
Es importante que el fluido que llegue a la membrana, reúna todos los requisitos desde el
punto de vista físico-químico y biológico, con el fin de asegurar una larga vida útil a la
3.3.2. Eliminación biológica
Estos sistemas derivan de la modificación de los sistemas convencionales, que eliminaban
preferentemente materia orgánica, y se ajustaron para la eliminación de nitrógeno. El proceso
biológico resulta uno de los más económicos para eliminar nitrógeno de las aguas residuales.
Como ya se ha visto en puntos anteriores, el agua residual contiene nitrógeno amoniacal,
nitritos, nitratos y nitrógeno orgánico. Parte del nitrógeno amoniacal es asimilado por la
biomasa de los sistemas biológicos, pero el proceso más significativo para eliminar nitrógeno
amoniacal es su oxidación hasta nitritos y posteriormente hasta nitratos (nitrificación),
proceso llevado a cabo por microorganismos.
En la nitrificación los microorganismos obtienen energía y se necesitan condiciones aerobias.
El consumo de amoniaco es mucho mayor que el debido a su incorporación nutritiva en
forma de biomasa. Sin embargo, la nitrificación elimina amoníaco, pero no nitrógeno total,
ya que sólo ocurre una conversión de una forma de nitrógeno a otra diferente.
Los nitritos y nitratos producidos por nitrificación o presentes originalmente en las aguas
residuales, pueden eliminarse por reducción bacteriana, al pasar éstos a nitrógeno gaseoso
(desnitrificación). Este proceso requiere condiciones anóxicas, siendo utilizados los nitritos
y nitratos, por ciertos microorganismos, como fiiente de oxígeno. Es esta desnitrificación,
el proceso que supone una eliminación de nitrógeno.
Con los procesos de nitrificación se reduce la demanda de oxígeno en el vertido por las
formas amoniacales presentes en el mismo, y se produce nitratos como paso previo al
proceso de desnitrificación.
Por ello, la nitrificación y desnitrificación sucesivas son procesos que eliminan el nitrógeno
amoniacal, nitroso y nítrico.
AMONIO NITRITO NITRATO
I
NitrificaciónAmonificación
Asimilación
• OXIDO DE
NITRÓGENO NITRÓGENO
D e s n i t r i f i c a c i ó n —'
A) Nitrificación
La capacidad de nitrificación está relacionada con la relación DBO5/NH3 y más
concretamente con la relación DBO5/NTK.
En el siguiente cuadro (Cuadro 3.7.) se presenta la firacción de organismos nitrificantes en
función de la relación DBO5/NTK.
Cuadro 3.7.
Relación DBO5/NTK
0.5
1
2
3
4
5
6
7
8
Fracción de nitrificantes
0.350
0.210
0.120
0.083
0.064
0.054
0.043
0.037
0.029
Los factores más significativos que intervienen en el grado de nitrificación son el tiempo de
La nitrificación requiere altas dosis de oxígeno (4 kg O2 por kg de nitrógeno amoniacal).
Además en la nitritación (transformación de amoníaco a nitrito), se produce una bajada del
pH del agua residual, debido al consumo de alcalinidad. Si no se controla el pH, a altas
cargas de amoníaco la nitrificación se detiene.
Para que sea posible la nitrificación, es necesario que la concentración de Nitrosomonas sea
superior a su tasa de eliminación, siendo el factor limitante la edad del fango. En condiciones
normales, la tasa de crecimiento de Nitrosomonas (nitritación) es más lenta que la de
Nitrobacter (nitratación).
El problema es que las bacterias nitrificantes tienen un crecimiento más lento que los
organismos heterótrofos que intervienen en la estabilización de los nutrientes carbonados.
Esto significa que para mantener la población de organismos nitrificantes, el tiempo de
retención de la biomasa, debe ser lo suficientemente largo como para evitar una eliminación
de los microorganismos. Este proceso es más largo que para procesos exclusivos de
estabilización de materia orgánica carbonada, siendo la nitrificación un proceso usado para
sistemas de baja carga.
Los organismos nitrificantes se ven afectados por la concentración de nitrógeno amoniacal
y nitrato (afectan a la tasa máxima de crecimiento de Nitrosomonas y Nitrobacter,
utilizándose estas concentraciones como fase limitante para modelar la conversión de
nitrógeno amoniacal a nitrato), por la relación DBO5/NTK, la concentración de oxígeno
disuelto (se necesitan 4 moles de oxígeno por cada 2 moles de NH4"^, para dar 2 moles de
NO3"), por la temperatura (no es aconsejable bajar de 13°C), por el pH (el óptimo de pH es
7,2 a 8,0), y por la presencia de sustancias inhibidoras tanto inorgánicas como orgánicas.
Existe una gran variedad de procesos de nitrificación, pudiendo clasificarse desde un primer
punto de vista en cultivos fijos y cultivos en suspensión, y bajo un segundo punto de vista
en procesos combinados de oxidación de carbono y nitrificación, y procesos de nitrificación
