El nitrógeno amónico se produce mediante la hidrólisis enzimática de la urea, un compuesto siempre presente en las aguas residuales sanitarias. El sistema de tratamiento propuesto para el tratamiento de aguas residuales industriales mediante el proceso de nitrificación/desnitrificación y posterior coagulación-floculación es una alternativa técnicamente factible para la remoción del nitrógeno amónico y la carga orgánica presente en las aguas residuales de la industria de fertilizantes orgánicos líquidos.
MARCO TEÓRICO
- Biofertilizantes
- Tipos de Biofertilizantes
- Proceso de elaboración de fertilizantes orgánicos
- Ciclo del Nitrógeno
- Problemas de nitrógeno como contaminante
- Formas habituales del nitrógeno en aguas residuales
- Métodos para la depuración de aguas residuales
- Pre-tratamiento
- Tratamiento primario
- Tratamiento secundario
- Tratamiento terciario
En la figura 1 se puede ver un esquema general de los diferentes tipos de fertilizantes orgánicos. Otro efecto provocado por las diferentes formas de compuestos nitrogenados presentes en las aguas residuales es la eutrofización (Lin et al., 2006).
PROCESOS DE TRATAMIENTO DE AGUAS RESIDUALES CON ALTA
- Procesos de remoción de NH 4 +
- Proceso de Nitrificación/Desnitrificación
- Nitrificación
- Inhibidores de la nitrificación
- Desnitrificación
- Inhibidores de la desnitrificación
- Tipos de agua residual con alta carga de NH 4 +
- Sistemas biológicos para la remoción de NH 4 +
- Biomasa suspendida
- Reactores secuenciales por lotes (SBR)
- Nitrificación y desnitrificación simultánea
- Nitrificación parcial y desnitrificación vía nitritos (SHARON)
- Desnitrificación autótrofa por microorganismos desnitrificantes anóxicos (ANAMMOX) 37
- Proceso de incremento de la biomasa nitrificante (BABE)
- Reactor de Filtro Anaerobio de Flujo Ascendente (FAFA)
- Bacterias responsables de la nitrificación
- Clasificación y características de las bacterias
- Condiciones anóxicas
- Bioquímica de las bacterias nitritoxidantes
- Coagulación-Floculación
Las condiciones de operación que más influyen en la nitrificación son la temperatura, el pH, la toxicidad, la carga orgánica y el oxígeno disuelto (OD) (Reddy et al., 1998). En la Tabla 5 se muestran los valores recomendados en la literatura para realizar eficientemente el proceso de desnitrificación. La nitrificación y desnitrificación se puede realizar mediante nitrificación parcial, donde la oxidación del NH4+ se detiene en la etapa NO2 para luego convertirse en N2 mediante desnitrificación, ahorrando un 25% del O2 consumido (Ruíz et al., 2003), así como la Se requiere un 40% de carbono para la desnitrificación.
Las principales bacterias involucradas en la nitrificación son las bacterias Nitrosomas y Nitrobacter, que son responsables de la oxidación de NH4+ a NO2- (nitrificación) y NO3- (nitración), respectivamente (Dichtl et al., 2010). Las bacterias responsables de la nitrificación se agrupan en la familia denominada Nitrobacteracea, donde las bacterias aminooxidantes se caracterizan por el prefijo –Nitroso y las bacterias nitrooxidantes se denominan con el prefijo –Nitro- (Watson et al., 1989). La segunda fase la llevan a cabo bacterias de los géneros Nitrobacter, Nitrococcus, Nitrospira y Nitrospina como se muestra en la Tabla 7 (Watson et al., 1986).
Se encuentran en la mayoría de los ambientes aeróbicos donde hay presencia de amonio. Las bacterias oxidantes de nitritos obtienen su energía de la oxidación de nitritos a nitratos (Ecuación 14). No se consume O2 para la oxidación del nitrito, porque el átomo de oxígeno en la molécula de nitrato proviene del agua.
METODOLOGÍA
- Caracterización fisicoquímica de las aguas residuales
- Tratamiento por nitrificación
- Variables de operación
- Etapa de adaptación del sistema aerobio (inóculo-sustrato)
- Etapa de tratamiento aerobio en continuo
- Tratamiento biológico de desnitrificación
- Variables de operación
- Etapa de adaptación del sistema anaerobio (Inóculo-Sustrato)
- Producción de biogás
- Pruebas preliminares para medir el Potencial de Metano (AMPTS)
- Etapa de tratamiento anaerobio en contínuo
- Producción de biogás
- Tratamiento fisicoquímico
- Coagulación-Floculación
- Etapa 1. Determinación del tipo coagulante
- Etapa 2. Determinación de pH
- Etapa 3. Determinación de dosis de coagulante
- Tratamiento por cloración
Un paso antes de la aclimatación de la biomasa en el sistema aeróbico, se realizó un estudio bibliográfico para identificar los valores recomendados por la literatura en cuanto a parámetros de operación en nitrificación, como se muestra en la Tabla 10. Además, se eligió esta concentración de biomasa. para el tratamiento continuo de aguas residuales (por nitrificación) se debe a que el incremento permanente de biomasa se complica operativamente por problemas de obstrucción en las tuberías de descarga de agua y aparición de zonas muertas en el reactor (Ferrer P., 2003). . En el proceso de nitrificación, el oxígeno disuelto (OD) se considera un reactivo limitante (Reddy et al., 1998).
Un paso antes de iniciar la aclimatación en laboratorio del sistema anaeróbico, se realizó un estudio bibliográfico para conocer los valores recomendados en los parámetros operativos de la desnitrificación. Esta fase se llevó a cabo en un reactor anaeróbico mixto discontinuo con una capacidad total de 5 litros, que contenía 3,5 litros de la mezcla biomasa-sustrato. Para realizar esta fase del proceso se consideraron tres secciones dentro de la coagulación/floculación. A continuación se muestra un diagrama de la secuencia de la prueba de tratabilidad fisicoquímica.
Teniendo ya el coagulante y el pH óptimo, es decir la condición en la que el porcentaje de turbidez y remoción de DQO era mayor, continuamos con la fase 2 que consiste en elegir la dosis óptima del coagulante, aquí un rango de 100 a 600. mg./L.
RESULTADOS Y DISCUSIONES
Caracterización fisicoquímica de las aguas residuales
El pH del agua es alcalino, esto puede deberse a la presencia de ciertas sales como nitratos y fosfatos, que también contribuyen a la alta alcalinidad. La turbidez y los SST son dos parámetros de calidad del agua que están directamente relacionados; Es decir, cuanto menor es la concentración de SST, menor es la turbiedad, lo que se refleja en los resultados obtenidos. La materia orgánica representada por DBO y DQO es alta, la relación de biodegradación (DBO/DQO) es de 0,7.
Nutrientes como el nitrógeno y el fósforo no son deseables en las aguas residuales industriales vertidas al medio ambiente; Sin embargo, para tratamientos biológicos se recomiendan en cantidades adecuadas. Aquí se puede observar que la cantidad de nitrógeno total es alta, del cual más del 50% es aportado por nitrógeno amoniacal, y como se ha reportado un exceso de este parámetro, se demuestra que es un inhibidor del metabolismo microbiano (Palatsi et al., 2010). Con base en las características físico-químicas de las aguas residuales, se realizaron tratamientos propuestos utilizando los procesos biológicos más exitosos para el tratamiento de este tipo de aguas residuales (López et al., 2008).
Procesos biológicos
- Proceso Aerobio
- Proceso de Aclimatación
- Cinéticas de eliminación de NH 4 +
- Tratamiento del sistema aerobio en contínuo
- Cinética de degradación y cinética de formación
- Cinética de remoción de amonio
Por otro lado, en el Cuadro 16 se muestran las tasas máximas de crecimiento de la biomasa expresadas como SSV. Como se puede observar en el gráfico siguiente, para este estudio todas las cinéticas de eliminación de NH4+ presentaron un comportamiento de primer orden. 66 de primer orden concuerda con estudios realizados en biofiltros, con concentraciones de NH4+ <1 mg/L (Chen et al., 2006), discrepando con estudios realizados en SBR donde el orden de reacción fue cero con concentraciones de NH4+ entre 58 y 215 mg/L (Guo et al., 2010).
Por otro lado, el NO2- y el NO3- generados en la transformación del NH4+, presentaron el mismo orden de reacción. Se realizaron pruebas para determinar la tasa de consumo de oxígeno disuelto en el sistema. La siguiente tabla muestra que cuanto mayor es la cantidad de biomasa (SSV), la tasa de consumo de oxígeno disuelto (VCOD) aumenta, como se esperaba, durante el experimento. Se obtiene el siguiente comportamiento (tabla 17), confirmando lo anterior. Este comportamiento de primer orden es consistente con estudios realizados en biofiltros, con concentraciones de NH4+ < 1 mg/L (Chen et al., 2006), lo que discrepa con estudios realizados en SBR donde el orden de reacción fue cero con concentraciones de NH4+ de 58 a 215. mg L-1 (Guo et al., 2010).
En la Tabla 19, puede ver una descripción general de la eliminación promedio total de los dos sistemas biológicos utilizados, mostrando eliminaciones de hasta el 91,3%.
Sistema Anaerobio
- Adaptación del sistema anaerobio
- Parámetros en la adaptación anaerobia
- DQO/biogás
- Estudios preliminares (AMPTS II)
- Tratamiento anaerobio en contínuo (FAFA)
La posibilidad de que se produzca este fenómeno aumenta cuanto mayor es la concentración de nitrógeno del agua residual, por lo que el suministro en el sistema se realizó por fases hasta el 70% de la concentración del agua no tratada. En la Figura 36 se muestra la remoción de DQO que alcanzó un total de 2,540 mg/L de materia orgánica removida, logrando una concentración del 70% del contenido total en las aguas residuales y evitando cualquier inhibición como se demostró en los experimentos previos. 76 en la etapa de acidogénesis del proceso digestivo, ya que contribuyó a la formación de un sistema tampón (Del Real Olvera et al., 2007).
La alcalinidad no fue afectada por el sistema, por lo que se logró la neutralización en el sistema anaeróbico. Otro fenómeno observado fue que el pH que ingresaba al sistema permanecía neutro a la salida; Es decir, no mostró diferencia de pH, logrando la neutralización del medio. En la siguiente figura se hace una comparación entre las aguas residuales provenientes del tratamiento aeróbico y anaeróbico, ya que el agua tomó un color oscuro durante el proceso anaeróbico, esto debe haber sido causado por los lodos anaeróbicos.
En la Tabla 20 se muestra el comportamiento del sistema biológico acoplado, con remociones promedio de DQO y compuestos nitrogenados.
Tratamiento fisicoquímico
- Coagulación-Floculación
- Determinación del mejor coagulante
- Determinación de la mejor dosis
- Determinación del mejor pH
Una vez seleccionado el coagulante, el tratamiento se realizó mediante una prueba de frasco con dosis de coagulante que oscilaron entre 100 mg/L y 600 mg/L Fe2(SO4)3 para diferentes frascos. Hasta este paso de procesamiento, solo se elegía el coagulante por ser más efectivo y se cambiaban las concentraciones para lograr una DQO más baja. La concentración que provocó la formación y sedimentación de la mayor cantidad de coágulos fue 600 mg/L de sulfato ferroso (ver resumen de tres determinaciones en la Tabla 24). Hasta este trabajo se seleccionaba la sal adecuada y la mejor dosis para el correcto tratamiento del vidrio.
En esta prueba se controló un rango de pH de 2 a 10, en pasos de 2 unidades, utilizando la mejor dosis de 600 mg/L de sulfato ferroso. Al finalizar la última prueba del tratamiento físico-químico, se observó el mejor pH, que fue de 6 unidades (ver resumen de las tres determinaciones en la tabla 24). Al finalizar esta última prueba se completó el tratamiento físico-químico con la mejor sal, la mejor dosis y el pH óptimo, como se muestra en las Tablas 21, 22 y 23.
Tratamiento por cloración
82 A continuación se muestra una visión general del tren de tratamiento completo, donde se pueden observar las mejores condiciones para la depuración de las aguas residuales del proceso de abono orgánico líquido, mediante un tratamiento biológico aeróbico/anaeróbico, un tratamiento físico-químico y finalmente un desinfectante. Las aguas residuales del proceso de fertilizantes orgánicos líquidos son un peligro para la salud humana y la vida acuática debido a sus propiedades fisicoquímicas y su alto contenido de carga orgánica y nitrógeno amoniacal, por lo que su tratamiento es de suma importancia para el medio ambiente. 83 la cantidad de sólidos en suspensión generados durante las etapas realizadas anteriormente, finalmente el uso de un desinfectante químico, que contribuyó a eliminar y reducir la coloración, turbiedad y sustancias patógenas en las aguas residuales.
El tratamiento de aguas residuales provenientes del proceso de biofertilización, incluyendo las etapas biológica, fisicoquímica y cloración, fue beneficioso ya que se pudo eliminar el 91,4% de la materia orgánica expresada como DQO. El proceso de nitrificación y desnitrificación fue eficiente para eliminar la carga contaminante de las aguas residuales, confirmando la hipótesis planteada en este trabajo. Eliminación de nitrógeno de los fluidos de digestión de lodos mediante nitrificación - desnitrificación o nitritación parcial - anammox: consideraciones ambientales y económicas.
DEAMOX - A new biological nitrogen removal process based on anaerobic ammonia oxidation coupled with sulphide driven nitrate to nitrite conversion.
