ELIMINACIÓN BIOLÓXICA DE NITRÓXENO EN AUGAS RESIDUAIS · mariñas proteínas e sales Ind. Lácteas 0,1-1,4 0,6-1,5 10-80 4-50 lactosas (sen soro) proteínas e ... nitroxenados

ELIMINACIÓN BIOLÓXICA DE NITRÓXENO EN AUGAS RESIDUAIS

Juan M. LemaUniversidade de Santiago de Compostela

49

Revista Galega do Ensino - nº 19 - Maio 1998

1. INTRODUCCIÓN

A contaminación das augasimplica necesariamente unha limi-tación do seu uso, admitíndose distintos niveis ou graos de contami-nación segundo sexan destinadas óconsumo humano, a actividadesrecreativas, á cría de moluscos ououtras especies ou a actividades indus-triais. Neste senso, a contaminaciónimplica a presencia de substancias ouformas de enerxía que afectan negati-vamente a algún dos usos que se llepoida dar á auga.

A orixe da contaminación podedeberse a fenómenos naturais (fenó-menos de erosión que provocan unhacontaminación por partículas en suspensión ou ás cinzas procedentesda erupción dun volcán), ou derivadosda actividade humana (antropo-xénicos), como por exemplo as augasresiduais urbanas, os vertidos proce-dentes de actividades industriais ou acontaminación xerada polo uso exten-sivo de praguicidas ou fertilizantes enagricultura.

Segundo sexa a natureza doscontaminantes, pódese falar de conta-minación física (sólidos ou substanciasque poden modifica-las súas caracte-rísticas organolépticas,...), enerxética,biolóxica (microorganismos presentesnas feces...) ou química (materia orgá-nica como restos de proteínas, carbohidratos, graxas, urea, etc., emateria inorgánica como amoníaco,sulfato, cloruro, sodio, etc.).

Neste traballo trátase o estudioda contaminación producida poloscompostos de nitróxeno nas augas resi-duais e preséntanse os procesos de tratamento biolóxico que permiten asúa eliminación.

2. ORIXE E EFECTOS DO NITRÓXENO NAS AUGASRESIDUAIS

Nas augas residuais o nitróxenopode aparecer en moi diferentes formas, en sete estados de oxidación.Dende o punto de vista da calidade dasaugas, os compostos de maior interese

Efluente SS DQO N P Outras (g/L) (g/L) (mg/L) (mg/L) substancias

Taboleiros 0,5-2,5 27-53 10-50 30-80 lignina e de fibra fenólicos

Conservas 1-4 4-60 1000-5000 60-220 graxas, mariñas proteínas e

sales

Ind. Lácteas 0,1-1,4 0,6-1,5 10-80 4-50 lactosas(sen soro) proteínas e

desinfectantes

Ind. Lácteas 1-2 5-10 100-250 25-50(con soro)

Matadoiros 1-6 1-5 500-1500 40 graxas, proteínas e

SS

Lixiviados 0,7-2,4 4,5-9,8 800-1600 1-7,5 tóxicos (metais pesados)

Zurros de - 30-80 3000 300 SS e amoníacovacún

Zurros de 10-30 50-100 4300 800 SS e amoníacoporcino

Táboa 1: Fontes de contaminación de compostos nitroxenados de orixe industrial.

50

son: nitróxeno orgánico, amoníaco(NH3), nitrito (NO2

-) e nitrato (NO3-).

Na natureza, a transformación naturalentre as distintas formas de nitróxenoregúlase polo ciclo de nitróxeno. Ociclo, naturalmente, debería estarbalanceado pero debido principalmente

ás actividades humanas, pode ter lugara acumulación dalgúns compostos,rompendo así o equilibrio ecolóxico.Na táboa 1 indícanse algunhas fontesde contaminación por compostosnitroxenados de orixe industrial deimportancia en Galicia.

Juan M. Lema

51Eliminación biolóxica de nitróxeno en augas residuais

2.1 Ciclo do nitróxeno

Na figura 1 amósase esquemati-camente o ciclo do nitróxeno e

indícanse as principais conversiónsque poden ter lugar. A seguir móstran-se as principais fases que compoñen ociclo.

Fixación do nitróxeno atmos-férico, levada a cabo por unha serie debacterias especializadas que transforman o nitróxeno atmosféricono amoníaco que se necesita para a formación de biomasa (paso 1).

Amonificación, consistente naruptura de diferentes compostos nitro-xenados, o que dá como resultado aformación de amonio (pasos 5, 12, 15,17). O proceso é realizado por un grupomoi heteroxéneo de bacterias aerobiase anaerobias.

Figura 1: Representación esquemática do ciclo do nitróxeno. 1- Fixación biolóxica (bacterias ou algas), 2- Fixación química, 3-Fixación nas treboadas, 4- Alimentación animal, 5-Morte e descomposición biolóxica, amonificación, 6-Nitrificación, 7-Nitrificación, 8-Asimilación, 9- Desnitrificación, 10- Desnitrificación, 11-Reducción biolóxica (reducción asimilatoria e disimila-toria), 12- Morte e descomposición, amonificación, 13- Asimilación, 14- Micción, 15- Hidrólise da urea, 16- Defecación, 17-Descomposición biolóxica, amonificación.

52

Nitrificación, proceso polo cal oamonio sofre unha oxidación a nitritoou nitrato e que pode ser levado a cabopor bacterias autótrofas e heterótrofas(pasos 6 e 7).

Reducción disimilatoria do nitrato, que transcorre pola acción dediferentes microorganismos, polo xeralbacterias fermentativas. Nesta transfor-mación o nitrato e o nitrito son empre-gados como aceptores de electróns, equeda reducido a amonio (paso 11).

Reducción asimilativa do nitritoe o nitrato. Gran parte das bacterias,en ausencia de amonio, empregan estavía como fonte de nitróxeno necesariapara a síntese de biomasa (paso 11).

Desnitrificación. As bacteriasdesnitrificantes son as responsables deretornar á atmosfera o nitróxeno fixado, en forma de nitróxeno molecularprincipalmente (pasos 9 e 10).

Nas augas residuais a maior partedo nitróxeno atópase como nitróxenoamoniacal, orixinado trala descompo-sición de materiais proteicos. Nalgúnscasos, cando a contaminación é produ-cida por fertilizantes inorgánicos oupor algún proceso industrial poden atoparse, tamén, cantidades signifi-cativas de nitrato, nitrito ou ambos.

2.2 Problemas que causan os compostos de nitróxeno

As principais fontes de contami-nantes de nitróxeno nas augas e o solo

proveñen dos fertilizantes naturais(esterco e estrume animais) e artificiais(subministrados xeralmente como urea,amoníaco e nitrato) e das augas resi-duais, tanto industriais coma urbanas.

O problema ambiental máis frecuentemente asociado coa presenciaen exceso de nitróxeno nas augas é aeutrofización, proceso polo cal, debidoó enriquecemento das augas ennutrientes (nitróxeno e fósforo), tenlugar unha veloz propagación de algas eformas superiores de vida, e prodú-cense efectos indesexables no equi-librio dos organismos e da calidade dasaugas. En numerosos países, a eutrofi-zación dos mares, esteiros, lagoas elagos, debida á presencia de nutrientes,estase a converter nun problema derelevancia. En Galicia, estes procesospoden ter tamén a súa importancia,sobre todo nos ríos e nas rías ondeasenta a maior presión demográfica eindustrial do país, e nas que recae boaparte do peso da súa economía.

O principal problema da toxici-dade por amonio deriva da súa formanon ionizada (NH3) que pode afectarnegativamente á fauna piscícola, xa queunha concentración de poucos mg/L deamoníaco libre resulta tóxica. Unhalixeira variación nas condicións fisico--químicas das augas (pH, T) pode modifica-lo equilibrio químico,incrementando así a fracción de amo-níaco libre e, consecuentemente, a toxicidade.

Juan M. Lema


As formas oxidadas, especial-mente o nitrito, poden causar seriosproblemas procedentes da formaciónde nitrosamidas e nitrosaminas e, encasos de contaminación aguda, podenprovoca-la metahemoglobinemia.

3. NITRIFICACIÓN / DESNITRIFICACIÓNBIOLÓXICA

A eliminación de compostos denitróxeno de augas residuais pode aca-darse en sistemas de tratamento físico-

-químicos ou biolóxicos. No primeirocaso pódense citar como máis signifi-cativos, a desorción do amonio, ointercambio iónico e a oxidación química con cloro. A aplicación destastecnoloxías só é recomendable en ocasións moi particulares (altísimasconcentracións de amonio ou nitratoen augas residuais de pequeno caudal).A alternativa máis realista é o sistemachamado nitrificación-desnitrificaciónbiolóxica que consta das fases indicadas no esquema da figura 2.

A nitrificación biolóxica é a oxidación biolóxica do amonio a nitrito e a nitrato mediante bacterias(etapas 6 e 7 na figura 1). Na desnitrifi-cación biolóxica, diversas bacteriasaerobias facultativas empregan o nitrito ou nitrato como aceptores deelectróns para oxida-la materia orgá-nica, resultando o nitróxeno reducido anitróxeno molecular (etapas 9 e 10 da

figura 1). A continuación preséntansealgunhas ideas sobre a microbioloxía ebioquímica dos diferentes procesosimplicados.

3.1 Microbioloxía e bioquímica da nitrificación

A nitrificación defínese como aoxidación biolóxica do amonio a nitrato, coa formación de nitrito como

Figura 2: Esquema de nitrificación/desnitrificación biolóxica

54

intermediato (ecuacións 1 e 2). Osmicroorganismos responsables podenser nitrificantes autótrofos (da familiaNitrobacteraceae) ou nitrificantesheterótrofos. As bacterias autotróficasobteñen a súa enerxía da oxidación doscompostos inorgánicos de nitróxeno,

mentres que as bacterias heterótrofas aobteñen da oxidación de materia orgá-nica. En ambientes naturais, talescomo sistemas de augas residuais, asbacterias quimiolitotróficas son as responsables da producción de nitrito enitrato.

A familia Nitrobacteraceaecomprende dous grupos: as bacteriasamonio-oxidantes e as bacterias nitrito-oxidantes. O xénero amonio--oxidante, bacterias quimiolitotróficasobrigatorias que empregan a oxidacióndo amonio a nitrito para obte-la ener-xía necesaria e utilizan o dióxido decarbono como fonte de carbono, comprende as especies Nitrosomonas,Nitrosococcus, Nitrosospira,Nitrosolobus e Nitrosovibrio. Das bacterias amonio-oxidantes a máiscomunmente estudiada e atopada nanatureza é Nitrosomonas. Normal-mente admítese que a oxidación deamonio nos sistemas de tratamentosde augas residuais é levada a cabo poresta especie, aínda que existen evidencias de que outros xénerospoden dominar en determinadosambientes.

O xénero nitrito-oxidante comprende as especies Nitrobacter,Nitrospina, Nitrococcus e Nitrospira.

Obteñen a enerxía necesaria para ocrecemento da oxidación do nitrito anitrato; e a súa principal fonte de carbono é o dióxido de carbono. Enpresencia de substancias orgánicas asbacterias nitrito-oxidantes poden crecer mixotroficamente. Algunhas,pero non tódalas cepas de Nitrobacter,son capaces de crecer heterotrofica-mente. En pedras, solos e augas frescasé onde se atopan, exclusivamente, osmembros do xénero Nitrobacter poloque é común referirse a este xénerocomo o causante da producción denitrato nos sistemas de tratamento deaugas residuais.

No nivel bioquímico, o procesode nitrificación implica a producciónde varios intermediatos por dife-rentes enzimas. A oxidación de amo-nio a nitrito comeza coa conversióndo amonio a hidroxilamina coa inter-vención do amoníaco monoosi-xenasa, localizado na membrana(ecuación 3).

NH3 + 3/2 O2 � NO2- + H++ H2O (∆G = -240 kJ/mol NH3 ) (Ec. 1)

NO2- + 1/2 O2 � NO3

- (∆G = -65 kJ/mol NO2- ) (Ec. 2)

NH3 + O2 � NH2OH + H2O (Ec. 3)

Juan M. Lema


En condicións estándar esta reac-ción é termodinamicamente desfavo-rable polo que se fai necesario o encai-xe dunha segunda reacción, na queintervén o enzima hidroxilamina

oxido-reductasa que está localizado noespacio periplasmático da célula e naque a hidroxilamina é oxidada a nitri-to a través dunha reacción en dúas eta-pas (ecuación 4 ).

onde (HNO) é un intermediato ligadoó enzima. O nitrito é empregado comosubstrato por Nitrobacter que o oxidaa nitrato mediante o enzima nitrito--oxidoreductasa (ecuación 2).

3.2 Microbioloxía e bioquímica da desnitrificación

A desnitrificación consiste nareducción biolóxica do nitrito e donitrato coa conseguinte formación denitróxeno gas e, ocasionalmente,diversas cantidades de óxidos de nitró-xeno (óxido nitroso e óxido nítrico).Este proceso chámase tamén reducción disimilatoria, para distin-guilo da reducción asimilatoria donitrato, no que o nitróxeno do nitritoou nitrato é reducido a amonio, quepola súa vez empregan os organismosno crecemento.

A diferencia da nitrificación, nadesnitrificación biolóxica interveñen

numerosos xéneros de bacterias:Acinetobacter, Alcaligenis, Bacillus,Halobacterium, Hyphomicrobium,Micrococcus, Moraxella, Pseudo-monas..., bacterias aerobias facul-tativas capaces de emprega-lo nitritoou nitrato como aceptores de electrónsen ausencia de osíxeno. A maioría sonheterótrofos mentres que outrosmedran autotroficamente, empre-gando hidróxeno.

Para efectua-la desnitrificacióncómpre a utilización dunha fonte deenerxía, obtida a partir dun materialoxidable. Así, na ecuación 5 preséntasea reacción de desnitrificación empre-gando glicosa.

O proceso de desnitrificación,aínda que pode simplificarse como seindica na ecuación 5, é un procesomoito máis complexo que pasa porunha serie de reaccións catalizadas pordiferentes enzimas (ecuación 6).

NH2OH � HNO � NO2- (Ec. 4)

24 NO3- + 5C6H12O6 � 30CO2 + 18H2 + 24OH- + 12N2 (Ec. 5)

NO3-

� NO2-

� NO � N2O � 1/2 N2 (Ec. 6)

56

3.3 Factores que afectan o proceso de nitrificación

Para o deseño e operación dunhaplanta de tratamento de augas residuais é necesario o coñecementodos parámetros que afectan ó seu comportamento. A operación baixocondicións fóra do óptimo encareceríao custo do proceso de eliminación donitróxeno. A continuación faise unrepaso dos principais factores que afectan o proceso de nitrificación ou asúa actividade, facendo especial fincapé no efecto que teñen na primeira etapa da nitrificación.

Concentración de osíxeno

A concentración de osíxenodisolto ten un efecto significativo nocrecemento e actividade das bacteriasnitrificantes, ata o punto de ser enmoitas ocasións o substrato limitante.Xa que os valores da constante de afinidade para o osíxeno, Ks, están arredor de 1 g/L e para evitar limi-tacións pola transferencia de materia,recoméndase manter un nivel de osíxeno disolto superior a 4g/L.

Concentración de amoníaco e amonio

O amoníaco, máis có ión amonio,é o substrato que empregan as bacteriasamonio-oxidantes. Se se expresa comoamonio, o valor da constante de afini-dade varía máis amplamente, e estaríaarredor de 1 mg N-NH4

+/L, polo que avelocidade de nitrificación sería de

orde cero para concentracións de amo-nio maiores de 2,5 mg N-NH4

+/L.

Temperatura

Aínda que a temperatura óptimado proceso está ó redor dos 30o C, aoperación de plantas de tratamentoraramente ten lugar a temperaturassuperiores a 25o C, por razóns de tipoeconómico. A ecuación 7 describe avariación da velocidade de crecementocoa temperatura entre 5 e 25o C,

µmax = µmax,20 .1,123(T-20) (Ec. 7)

onde µ max 20 é a velocidade de crece-mento máxima a 20 ºC e T a tem-peratura (o C). Por debaixo de 5 ºCcesa a actividade das bacterias nitrifi-cantes.

pH

O pH óptimo para a actividade deNitrosomonas reportado por diversosautores oscila lixeiramente e atópaseentre 7,2 e 8.

Inhibidores

As bacterias nitrificantes sonsensibles á acción dunha multitude desubstancias inhibidoras, ben interfe-rindo no metabolismo xeral da célula,ou ben reducindo a velocidade de formación dos intermediatos. Entre as

Juan M. Lema


substancias inhibidoras máis coñecidas estarían os substratos decada etapa. Concentracións de amo-níaco libre entre 10 e 150 mg/L inhiben Nitrosomonas, mentres queconcentracións entre 0,22 e 2,8 mg/Linhiben Nitrobacter.

3.4 Factores que controlan a desnitrificación

Existen varios parámetros queafectan decisivamante ó proceso dedesnitrificación biolóxica ou a algunha das súas etapas, en diferente medida.

Relación C/N

O tipo de fonte de carbono tenunha importancia grande na desnitrifi-cación pois afecta ó proceso de dúasformas: pola potencial enerxía quecontén, e pola capacidade dos microor-ganismos para asimilala. Así, porexemplo, os ácidos graxos volátiles(butirato, acetato...) son asimiladoscon máis facilidade cá sacarosa ou aglicosa. As fontes de materia orgánicaque se teñen empregado para desnitri-ficar son moi variadas: metanol, ácidoacético, etanol, acetona, azucre, metano, a propia materia orgánica daauga residual e mesmo a propia bioma-sa. En teoría, son necesarios 2,86 g deDBO para a reducción de 1 g de nitró-xeno de nitrato, pero na práctica requí-rense relacións DBO/N de ata 4 ou 5para poder manter altas velocidades dedesnitrificación.

Concentración de nitrato

Ten unha importancia relativa-mente pequena sobre a actividademicrobiana cando se trata de cultivosen suspensión. Se a concentración denitrato é elevada a reacción de desni-trificación pode considerarse como deorde cero con respecto ó nitrato.

Osíxeno e potencial RedOx

O osíxeno é o principal inhibidorda reducción disimilatoria do nitrato;inhibe a actividade das reductasas dosóxidos de nitróxeno e é ademais unaceptor de electróns máis favorable. Oproceso de desnitrificación biolóxicaten que levarse a cabo en condiciónsanóxicas (sen osíxeno) e non é nece-sario o mantemento de condiciónsanaerobias (potencial red-ox negativo).En principio, polo tanto, o valor dopotencial non ten relación coa concen-tración de osíxeno senón co estado deoxidación dos compostos na auga residual.

pH

O seu valor óptimo sitúase entre7-9, e a etapa de denitritación resulta amáis sensible ó pH. O pH tamén afecta ó producto final da desnitrifi-cación. Se é superior a 7,3, o productofinal é o N2, mentres que para valoresmenores prodúcese N2O. Cómpresubliñar que durante o proceso de desnitrificación ten lugar un aumento

58

de pH, tal como predín as ecuaciónsestequiométricas (ecuación 4)

Temperatura

A temperaturas baixas, a veloci-dade de desnitrificación diminúe acu-sadamente, e entre 0 e 5o C a penas sedetecta actividade desnitrificante. Avariación da velocidade específica dedesnitrificación (qdn, expresada en mgN-NOx

-/(mg SSV˙d)) coa temperaturapode ser expresada mediante a ecua-ción 8).

qdn = qdn,20 .θ(T-20)

(Ec.8)

onde qdn,20 é a velocidade específica dedesnitrificación a 20o C (comprendidaentre 0,1-0,3 mg N-NOx

-/(mg SSV˙d)para reactores de biomasa en suspen-sión), T a temperatura (o C), e ( un valorque oscila arredor de 1,10 para sistemas de biomasa en suspensión, ecomprendido entre 1,05 e 1,07 para sistemas de biofilme.

Inhibidores

Existe pouca información biblio-gráfica sobre a natureza das substan-cias inhibidoras do proceso de desnitri-ficación. Entre os compostos inhibido-res destácanse o amoníaco e o ácidonitroso libre (por riba de 0,13 mg/L deHNO2) ó se-lo primeiro o substratodas bacterias amonio-oxidantes e o segundo un intermediato do procesode desnitrificación. Como a

concentración do ácido nitroso ácidodepende do pH, a concentración tóxicaacádase con 100 mg/L de nitrito a pH6,8.

4. TECNOLOXÍA PARA A NITRIFICACIÓN E PARA ADESNITRIFICACIÓN

O proceso de tratamento bioló-xico de augas residuais require aacción dunha poboación mixta demicroorganismos en contacto cos elementos contaminantes da auga. Atecnoloxía que se debe aplicar paracada situación ha procurar logra-loambiente o máis favorable posible paraque a actividade bacteriana sexa amáxima, tendo en conta que os dife-rentes grupos tróficos, responsablesdas diferentes etapas, deben mantersenun equilibrio tal que maximice avelocidade global do proceso.

Tal como acabamos de ver, anitrificación e a desnitrificación presentan algúns requirimentos físico-químicos semellantes (pH, T) perocompletamente opostos en moitosaspectos tales como necesidade de osíxeno, fonte de carbono, etc.

Para poñer en práctica a grandeescala e de modo eficaz un proceso biolóxico, empréganse basicamentedous tipos de sistema: a) sistemas conbiomasa non adherida, que logranmanter no reactor unha concentraciónelevada de biomasa ben por

Juan M. Lema


recirculación dende un decantadorexterno ou ben desenrolando un flóculo denso e estable que se manténdentro do reactor; e b) sistemas conbiomasa adherida que basean a retención de biomasa no desenrolo debiopelículas retidas sobre un soporte

que pode ser fixo ou móbil. Na táboa 2clasifícanse de acordo con esta filo-sofía os principais sistemas empre-gados para levar a cabo os procesos denitrificación ou desnitrificación demaneira individualizada.

A seguir, indícanse para cada undos procesos as diferentes alternativasdispoñibles, deseñadas para cumprirencos requisitos e características que, encada caso, se indican.

4.1 Tecnoloxía para a nitrificación

As principais limitacións do proceso de nitrificación poden, esque-maticamente, resumirse nos seguintespuntos:

• Aireación eficaz, mantendo unhaconcentración de osíxeno disoltosuperior a 4 g/L.

• Contacto trifásico osíxeno/micro-organismo/auga residual.

• Ausencia de carbono asimilablecomo fonte de crecemento, paraevita-la competencia das bacte-rias heterótrofas.

• pH neutro ou lixeiramente alcalino.

• A velocidade de crecemento dosmicroorganismos nitrificantes épequena.

Equipos Desnitrificación Nitrificación

Biomasa non adherida Contacto anóxico Lodos activos

Tipo UASB

Biomasa adherida Filtro anóxico Filtros percoladores

Leito fluidizado Filtros somerxidos

Biodiscos

Leito fluidizado

Reactores air-lift

Táboa 2: Equipos empregados para os procesos de nitrificación e desnitrificación.

60

4.1.1 Procesos de biomasa suspendida. Lodos activos

O tratamento biolóxico de augasresiduais máis estendido na actua-lidade é o de lodos activos. Neste proceso, a auga ponse en contacto coaauga residual nun tanque aireado ondese promoven a floculación dos sólidosen suspensión cos microorganismos ea oxidación das substancias solublesreductoras. A operación remata nunsedimentador coa separación da augatratada e o lodo que se recircula denovo ó tanque aireado (figura 3).

Nas unidades de lodos activosparte da biomasa púrgase do sistema,converténdose o seu posterior

tratamento nun novo problema nasplantas de tratamento de augas resi-duais. A reducción da producción delodos pode acadarse en sistemas delodos activos diminuíndo a veloci-dade de carga específica na planta, ousexa a cantidade de substrato dispo-ñible por unidade de biomasa etempo. Isto supón nas plantas delodos activos un requirimento extrade osíxeno e enerxía, e na práctica areducción de producción de lodo pre-cisa dun aumento adicional do volu-me e superficie do reactor e do sedi-mentador xa que a concentración delodo que se pode manter nestes sistemas está limitada na práctica aun máximo de 3 a 5 g/L.

Figura 3: Representación do proceso de lodos activos

Juan M. Lema

Efluente

Influente

Reactor

Sedimentador

Purga de lodo


En sistemas de lodos activos alimentados con materia orgánica enitroxenada, a velocidade específica denitrificación atópase xeralmente porbaixo duns 0,2 kg N/m3

˙d e en siste-mas nitrificantes de lodos activos alimentados cun medio autotróficoacádanse velocidades específicas denitrificación de ata 1,5 kg N/m3

˙d.

A pesar de ser unha tecnoloxíaasentada e moi estendida, o proceso delodos activos adoita estar limitado porunha serie de inconvenientes comopoden ser: i) a superficie necesaria paraa instalación do sistema pode ser moielevada, ii) produccións de lodos moialtas, o que eleva os custos do trata-mento; iii) emisión de aerosois, cheiros e presencia de insectos ou aves(gaivotas) na planta, iv) require altosconsumos de enerxía nos sistemas deaireación.

4.1.2 Procesos de biofilme

A inmobilización de bacterias enbiofilmes pode ser levada a cabo dedúas maneiras: i) baixo condiciónsdeterminadas os microorganismos forman biofilmes espontaneamente; ii)empregando técnicas de inmobi-lización artificial, onde os microorga-nismos medran dentro ou sobre soportes.

A formación natural de biofilmesé débida ó crecemento bacteriano. Ogrosor do biofilme increméntase, e

este crecemento é contrarrestado polodesprendemento de biomasa, o que,chegado o momento, leva a unhasituación estacionaria na que a veloci-dade de formación de biomasa é igual ádo desprendemento. Na inmobili-zación artificial, ó principio os micro-organismos están uniformemente distribuídos no soporte. Debido á difusión de substratos, o crecementodos microorganismos ten lugar pre-ferentemente na superficie do soporte,e debido á estructura ríxida do soporteempregado o diámetro é constante e odesprendemento de microorganismosnon é importante.

Nos sistemas de biofilme a reacción bioquímica non está limita-da, polo xeral, pola concentración bacteriana, que chega a ser especial-mente elevada (ata 50 g-SSV/L), senónpola velocidade de transferencia dossubstratos (osíxeno, nitróxeno e fontesde carbono) da fase líquida ó biofilmeou ben pola velocidade de transfe-rencia de osíxeno da fase gas á faselíquida. Normalmente nos procesosaerobios, o osíxeno é o substrato limi-tante e dada a baixa solubilidade doosíxeno na auga a velocidade máximade difusión de osíxeno no biofilme estácomprendida entre 10 e 20 g /m2

˙d,polo que se poden acadar maiores cargas en sistemas con maior super-ficie específica do soporte. É posibleestima-la velocidade máxima de nitri-ficación en sistemas de biofilmes,tendo en conta a velocidade máxima

62

de difusión do osíxeno no biofilme e aestequiometría da reacción de nitrifi-cación (4,57 g O2/g N, ecuacións 1 e 2),en 4,4 g N/m2

˙d.

a) Biofiltros

Un biofiltro consiste nun leito desoporte que está contido normalmentenunha estructura cilíndrica aberta áatmosfera, sobre a cal se distribúe uniformemente a auga residual . Sobreo leito de soporte crece adherida a biomasa. A auga residualflúe cara a abaixo pasando sobre o biofilme, e é percorrida nun sistema dedrenaxe na parte inferior do filtro. Adirección de circulación do aire normalmente é ascendente; ten lugar através do espacio oco existente nomedio filtrante, e entra pola parte inferior do filtro.

Os biofiltros máis rudos empregan un soporte natural de pedrasou seixos, cun diámetro comprendidoentre 25 e 100 mm, de baixa superficieespecífica, 40-70 m2/m3, que permiteunha pequena macroporosidade (40 -60 %). As alturas dos biofiltros queempregan este tipo de soporte estáncomprendidas entre 1 e 3 mm e a velo-cidade de carga hidráulica (incluíndorecirculación) está comprendida entre1 e 4 nos filtros de baixa carga, e podechegar ata 40 m3/m2

˙d nos de altacarga, mentres que a velocidade decarga orgánica está limitada pola baixasuperficie específica destes soportes echega a 1 kg O2/m3

˙d.

A segunda xeración destes filtrosusa soportes construídos con plástico(poliestireno ou cloruro de polivinilo),que teñen maior superficie específica,300 m2/m3 e porcentaxe de volumeoco, 94-97 %. Debido á menor densi-dade do recheo, constrúense filtros deata 12 m de altura. Diversos autoreslimitan a capacidade destes sistemasentre 1,5 e 2,5 kg-O2/m3

˙d. En sistemas nitrificantes a velocidade denitrificación está relacionada coa velo-cidade de transferencia de osíxeno epode oscilar entre 1-1,5 g N/m2

˙d.

As principais vantaxes deste proceso son os seus baixos custos deoperación e baixo consumo enerxético;ten como principais inconvenientesproblemas de malos cheiros, un requi-rimento relativamente elevado deterreo e taponamento do filtro, espe-cialmente nos de baixa carga orgánica.

b) Biodiscos. Contactores bioló-xicos rotatorios

Os contactores biolóxicos rota-torios, CBR, máis coñecidos co nomede biodiscos, consisten nunha serie deplacas circulares de plástico ou outromaterial, dispostas sobre eixos horizon-tais rotatorios e parcialmente mergu-lladas na auga residual (figura 4). Nestesequipos a biomasa adhírese sobre asplacas circulares formando un biofilmeque medra ata que as forzas da cizalla,que se exercen no biofilme cando pasa a través da auga, causan o seu

Juan M. Lema


Os biodiscos ofrecen unhas vantaxes similares ós sistemas de bio-filtros e constitúen unha alternativaatractiva xa que os requirimentosenerxéticos dunha planta de biodiscosson baixos, as esixencias de superficietamén baixas e a operación sinxela. Asprincipais desvantaxes derivan dediversos problemas mecánicos —aíndaque na actualidade están superadoseste tipo de problemas—, e do altocusto das instalacións.

c) Filtro mergullado

Os filtros mergullados típicos sonunha modificación dos biofiltros, nosque o leito está mergullado continua-mente na auga residual e consistennun reactor cun soporte no cal osmicroorganismos poden adherirse.Nestes sistemas a auga residual podealimentarse pola parte inferior ousuperior do filtro e o aire subminis-trarse pola parte inferior do sistema.

Figura 4: Esquema dun sistema de contactores biolóxicos rotatorios.

desprendemento parcial, evitando así ocrecemento excesivo e a obtu-ración do soporte e acádanse concen-tracións de biomasa de ata 30 g/L.

A velocidade de rotación destasunidades adoita ser baixa (entre 1 e 3rpm) estando un 40 % do disco mergu-llado na auga residual. A carga volumétrica está limitada a uns 2 kg-O2/m3

˙d para biodiscos cunha

superficie específica de 200 m2/m3. O sistema non debe sufrir sobrecargasorgánicas xa que poden provoca-ladiminución da eficacia do sistema, aaparición de organismos indesexables,ou o aumento do grosor da biopelícula.As velocidades de nitrificación propor-cionadas na bibliografía están limi-tadas pola velocidade de transferenciade osíxeno e comprendidas entre de1,5 g N/m2

˙d e 4,1 g N/m2˙d.

64

Como soportes empréganse diversosmateriais tanto naturais coma sinté-ticos, como o poliestireno, cerámica,area, carbón. Nestes sistemas, o soporte ocupa unha altura de 2 a 3metros, e ten unha superficie

específica comprendida entre 300 e500 m2/m3; o diámetro do soporte éduns 5 mm. A conversión nestes sistemas está limitada normalmentepola transferencia de osíxeno, 3 kg-O

2/m3

˙d.

Figura 5: Filtro mergullado.

A capacidade de conversión volu-métrica é similar ás que se obteñennos sistemas de lodos activos, sen serprecisa a construcción dun decantadorsecundario. Para evitar problemas demalos cheiros, estas unidades podenestar cubertas. Os filtros deben serlavados a contracorrente co obxecto de

retirar parte da biomasa do filtro e evitar incrementos da perda de carga etaponamentos do medio filtrante.

d) Leito fluidizado, airlift

Nos procesos de biofilme ante-riormente sinalados (biofiltros,

Juan M. Lema

Auga delavado


biodiscos e filtros mergullados) a velo-cidade da reacción biolóxica está limi-tada pola superficie específica do biocatalizador. Para acadar un incre-mento apreciable da superficie especí-fica pódese diminuí-lo tamaño dosoporte empregado; ademais, a veloci-dade de carga hidráulica pode ser controlada escollendo o tamaño dosoporte cunha velocidade de sedimen-tación axeitada.

Para este fin poden ser empre-gados os reactores de leito fluidizado eos reactores airlift. Usando estes sistemas é posible manter altas concentracións microbianas e á vezaltas superficies específicas, co quepoden acadarse altas velocidades deconversión. Ademais estes sistemaspoden ser pechados con relativa facili-dade, evitando desta maneira problemas de ruído e cheiros. Asímesmo, non se precisa de equipos desedimentación voluminosos e a super-ficie necesaria para a súa instalación épequena ó seren sistemas nos que arelación entre a superficie e o volumedo sistema é baixo.

d.1 Reactores de leito fluidizado(dúas fases)

As unidades de leito fluidizadoconsisten en torres que conteñen areaou algún outro tipo de soporte depequeno tamaño. A auga residual pasaen dirección ascendente a través doleito a unha velocidade o

suficientemente elevada como paraprovoca-la expansión e a fluidizacióndo medio. O biofilme que se formasobre o soporte é o responsable dadepuración da auga residual. A fluidi-zación das partículas realízase recircu-lando o efluente, e en sistemas aerobios isto serve tamén para submi-nistra-lo osíxeno necesario para a oxidación da materia orgánica ou nitro-xenada. Nestes sistemas a superficieespecífica do recheo empregado estácomprendida entre 2000 e 3000 m2/m3,mentres que a concentración micro-biana oscila entre 8 e 20 g-SSV/L. Asvelocidades específicas de nitrificaciónatopadas na bibliografía para estes sistemas están arredor de 4 kg N/m3

empregando osíxeno puro.

d.2 Reactores airlift

O comportamento dun reactor deleito fluidizado no que se introduzaunha corrente de aire pode ser mello-rado considerablemente introducindoun tubo concéntrico de menor diá-metro ó externo. Pola parte inferior dotubo interno introdúcese unha corrente de aire para crear unha dife-rencia de densidade entre o líquidosituado entre a parte externa e internado tubo e provoca-lo tiro ou arrastre dolíquido. Neste senso, o aire emprégasepara provoca-la mestura do líquido e das partículas sólidas e parasubministra-lo osíxeno necesario paraas reaccións de oxidación que teñenlugar.

Figura 6: Esquema dun reactor airlift con biofilmes en suspensión

66

O reactor airlift con biofilmes ensuspensión consta de dúas partes: unreactor airlift na parte inferior e unseparador das tres fases na parte supe-rior do reactor (figura 6). O sistema deseparación das tres fases emprega un

airlift secundario para a separación dafase sólida do gas e do efluente. Debidoás condicións de operación hai sufi-ciente forza de ciralladura para previ-laformación de biofilmes demasiado grosos.

A superficie específica dorecheo pode chegar ata 2000 m2/m3,co que se acadan nestes sistemas concentracións microbianas de ata 50g-SSV/L, mentres que as velocidadesespecíficas de nitrificación cheganata 5 kg N/m3

˙d en función da velo-cidade superficial do gas, e está

limitada a 6 kg N/m3˙d con veloci-

dades de 2 cm/s.

4.2 Tecnoloxía para a desnitrificación

Os procesos que permiten a desnitrificación do nitrito, o nitrato ouambos producidos nas unidades de

Juan M. Lema

Efluente

Influente

Aire

Aire

down

comer

tiro

Separador

3-fases


nitrificación teñen unhas restricciónsmoito menores, debido basicamente aque o proceso pode ser levado a cabopor infinidade de especies microbianas.De seguido se indican as característicasmáis salientables do proceso de desni-trificación.

• Ambiente anóxico (sen osíxe-no); non é necesario ambiente anaero-bio (potencial red-ox negativo).

• Relación carbono: nitróxenosuperior a 4 para asegura-la reduccióncompleta a nitróxeno molecular.

• pH superior a 7,4 para evita-laformación de óxidos de nitróxeno.

• A velocidade de crecemento e aactividade específica da flora desnitri-ficante é elevada.

A etapa de desnitrificación normalmente non é a limitante do proceso. Sen embargo, por razóns económicas existe unha clara tendencia a desenvolver reactorescapaces de desnitrificar empregandocomo fonte de carbono o existente napropia auga residual. Outro problemaimportante destas unidades é a necesi-dade de comprobar que na desnitri-ficación se acada como producto finalo nitróxeno gas e non algún óxido denitróxeno. Os reactores de desnitrifi-cación pódense clasificar segundo ocriterio indicado anteriormente, ensistemas con biomasa suspendida e debiofilme.

4.2.1 Equipos con masa suspendida

a) Contacto anóxico

Este equipo é basicamente omesmo que o empregado para a dixestión anaerobia. Os problemas quepresenta son similares: necesidadedunha boa distribución de influentes ede axitación para promover un bo contacto, necesidade de empregar sepa-radores eficaces que eviten un excesivolavado da biomasa xa que ó despren-derse nitróxeno a separación sólido--líquido se ve afectada, polo que é moiimportante controla-la recirculación.

b) Reactores tipo UASB

Este reactor, desenvolvido inicialmente para procesos de trata-mento anaerobio, pode ser adecuado sese logra obter un lodo granular quefacilmente se retén no reactor. As difi-cultades de operación que se suscitanson nun principio similares ós reac-tores UASB convencionais; un problema importante é lograr unhaadecuada distribución do substratoque ha de estar constituído pola mestura da corrente de nitratos e dafonte de carbono.

4.2.2 Equipos de biofilme

a) Filtro anóxico (figura 7)

Este sistema derivado do filtroanaerobio foi empregado a escala de

68

planta piloto e acadáronse rendemen-tos de desnitrificación entre 89/98 %con efluentes que contiñan ata 400 mg

N-NO3-/L. Estes reactores poden pre-sentar problemas de atascamento, poloque o deseño do soporte é crítico.

b) Leito fluidizado

O deseño e operación destas unidades é similar ás unidades de leitofluidizado anaerobias; un factor críticoé o tipo de soporte.

5. SISTEMAS COMBINADOS NITRIFICACIÓN/DES-NITRIFICACIÓN

Aínda que, como se ten visto,ámbolos procesos de oxidación

(nitrificación) e reducción (desnitrifi-cación) deben levarse a cabo en condicións ambientais moi distintas,empregando consecuentemente unhadiferente tecnoloxía, a eliminaciónbiolóxica completa do nitróxenorequire que as dúas transformaciónstranscorran consecutivamente, poloque se fai necesario o encaixe entre asdúas unidades.

É importante salientar algúnsdatos que poden orientar sobre a

Juan M. Lema

Influente

Efluente

Recirculación

Soporte

Figura 7. Biofiltro como unidade de desnitrificación.


mellor forma de realizar este encaixe:

• A nitrificación produce condicións ácidas (consume alcali-nidade), tal como se ve na ecuación 1,mentres que a desnitrificación producealcalinidade (ecuación 5).

• A nitrificación necesita un acep-tor de electróns mentres que na desni-trificación se obtén una substanciafortemente oxidada (nitrato) que podeactuar como aceptor de electróns.

• A desnitrificación necesita undoador de electróns (para face-la reducción) e unha fonte de carbono(para o crecemento), e ambas poden se-la mesma substancia. Pola súaparte, a nitrificación require a limi-tación do carbono para controla-lo crecemento das bacterias heterótrofas.

• Nas primeras unidades construí-das, o deseño do proceso seguía estricta-mente a estructura lineal que, nun prin-cipio, cabía pensar (figura 8). A súaestructura está baseada en sistemas delodos activos.

Na primeira etapa elimínase ocarbono orgánico, reducindo así a relación C/N para a fase seguinte,nitrificación, e rematando cunha fasede desnitrificación na que é necesarioengadir unha fonte de carbono, metanol neste caso.

5.1 Sistemas con recirculación

O proceso amosado na figura 8 éaltamente ineficaz pois non se apro-veitan as sinerxias de ámbolos procesos. Por isto, a partir deste primeiro deseño, consideráronse

Figura 8. Sistema de lodos activos lineal.

Figura 9. Sistema desnitrificación/nitrificación, con recirculación.

70

outros esquemas nos que a principalmodificación foi inverte-la orde dasetapas (primeiro desnitrificaciónseguido da nitrificación) recirculandoo efluente. Na figura 9 móstrase un

proceso baseado nestas ideas, no quese procede ó tratamento de auga resi-dual de alta carga. Na primeira fase elimínase unha boa parte do materialcarbonado nunha unidade anaerobia.

Posteriormente as etapas dedesnitrificación e nitrificación podenrealizarse empregando algunha dastecnoloxías indicadas anteriormente.O proceso presenta, baixo o punto devista conceptual, moitas vantaxes xaque:

• A materia carbonada presentena auga residual aprovéitase na unida-de anóxica para desnitrifica-lo nitratorecirculado dende a segunda unidade.

• O nitrato serve como materiaoxidante, recuperándose así, no nivelpráctico, aproximadamente o 50 % doosíxeno empregado na nitrificación, coque diminúen drasticamente os custosenerxéticos.

• O control de pH é moito máissimple pois o efluente recirculado,ácido, neutraliza a cuba de desnitrifi-cación.

5.2 Sistemas de circuíto

Empregando as mesmas ideasconceptuais, nos pasados anos desen-volvéronse sistemas dun só reactor nosque coexisten zonas aerobias e anae-robias. Orixinalmente o deseño foiaplicado a pequenas comunidades peroactualmente se emprega para o trata-mento de elevados caudais, tralamellora dos sistemas de aireación e anova dimensión dos canais.

Neste deseño a aireación provó-case por medio de aireadores de

Juan M. Lema


superficie verticais (sistema Carrusel)ou rotatorios (sistema Orbal), que ademais provocan a circulación dolíquido. O control da aireación consé-guese variando o grao de submersióndos discos na auga, modificando onivel desta na unidade mediante aapertura da comporta de vertido final.Na figura 10 móstrase o chamado

sistema Carrusel, no que se alternanzonas aerobias e anóxicas, en propor-ción axeitada ás cinéticas relativas deámbalas fases. O control de funciona-mento destas unidades é sinxelo, ediminúen os requirimentos enerxé-ticos en relación ós deseños con recir-culación externa.

5.3 Sistemas con alternancia temporal

Un concepto totalmente dife-rente, pero que trata de aproveita-lassinerxias das etapas deoxidación/reducción, consiste en

segrega-las diferentes condiciónsambientais requiridas para os dousprocesos, baseándose nunha secuenciacronolóxica e non nunha disposiciónespacial. Trátase dunha típica operación por cargas que transcorre

Figura 10. Sistema Carrusel para nitrificación/desnitrificación

72

nun único tanque onde o proceso desedimentación pode realizarse nomesmo reactor ou ben nun clarificadorexterno. Estes sistemas, coñecidoscomo sistemas SBR (Sequencing BatchReactor) teñen o seguinte esquemaoperacional:

a) Enchido, no que a auga brutase introduce no equipo.

b) Reacción, subdividida en períodos sucesivos aerobios, nos que seaxita, e anóxicos.

c) Sedimentación, etapa na quese suspende a aireación e se permiteque os sólidos decanten, manténdoseasí no interior do equipo. Esta biomasaten, obviamente, bacterias heteró-trofas e autótrofas, nitrificantes e desnitrificantes.

d) Baldeirado, no que a auga, xatratada, se retira do equipo.

Esta tecnoloxía é particular-mente interesante para a aplicación apequenas comunidades ou, en xeral,para o tratamento de pequenos caudaisproducidos en instalacións industriaisou explotacións gandeiras.

6. REFERENCIAS BIBLIOGRÁFICAS

Bases: Microbioloxía, bioquímica

Anthonisen A. C., R. C. Loehr, T. B. S. Prakasam, E. G.Srinath, “Inhibition of nitrification by ammoniaand nitrous acid”, Journal of Water PollutionControl Federation 48 (5), 1976, S35-S52.

Bock E., H. P. Koops, H. Harms, B. Ahler, “The bio-chemistry of nitrifying organisms”, en Variationsin autotrophic life. Editores: J. M. Shively e L. L.Barton, Londres, Academic Press, 1991.

Gómez, J., J. M. Lema, e R. Méndez, “La nitrificaciónbiológica con cultivos axénicos o lodos activa-dos”, Ciencia, 46, 1995, 507-523.

Hockenbury M. R., C. P. L. Grady, “Inhibition of nitri-fication- effects of selected organic compounds”,Journal Water Pollution Control Federation, 1977,768-777.

Knowles R., “Denitrification”, MicrobiologicalReviews 46 (1), 1982, 43-70.

Tecnoloxía

Andersson B., H. Asprengen, D. S. Parker, M. P. Lutz,“High rate nitrifying trickling filters”, WaterScience and Technology, 29 (10-11), 1994,47-52.

Bishop P. L., N. E. Kinner, “Aerobic fixed-film proces-ses”, en: Biotechnology, volume 8, Weinheim,Alemaña, Editorial VCH, 1986, 113-174.

Çeçen F., I. E. Gönenç, “Nitrogen removal characteris-tics of nitrification and denitrification filters”,Water Science and Technology 29 (10/11), 1994,409-416.

Juan M. Lema


Heijnen J. J., A. Mulder, R. Weltevrede, P. H. Hols, H.L. J. M. van Leeuwen, “Large-scaleanaerobic/aerobic treatment of complex indus-trial wastewater using biofilm reactors”, WaterScience Technology, 23, 1991, 1427-1436.

Méndez R., J. M. Lema, “Biofilm reactors technologyin wastewater treatment on: Biofilms-Science andTechnology”. L. F. Melo et al. Eds. NATO-ASISeries E, V223, 1992, 409-419.

Robertson L. A., J. G. Kuenen, “Nitrogen removalfrom water and waste”, en: Microbial control of

Pollution. Editores J. C. Fry, G. M. et al., Societyfor General Microbiology Symposium, Vol 48,Gran Bretaña, Cambridge University Press, 1992,pp 227-267.

van Loosdrecht M. C. M., Heijnen S. J., “Biofilm bio-reactors for wastewater treatment”, Trends inBiotechnology 11, 1993, 117-121.

Wiesmann U., “Biological Nitrogen Removal fromWastewater”, en Fletcher A. (ed.), Advances inBiochemical Engineering Biotechnology, vol. 51,Berlín, Springer-Verlag, 1994, 113-154.

Documents

ELIMINACIÓN BIOLÓXICA DE NITRÓXENO EN AUGAS RESIDUAIS · mariñas proteínas e sales Ind. Lácteas 0,1-1,4 0,6-1,5 10-80 4-50 lactosas (sen soro) proteínas e ... nitroxenados