PUESTA EN MARCHA Y OPERACIÓN

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Tesina PUESTA EN MARCHA Y OPERACIÓN DE UN SISTEMA COMBINADO DE TRATAMIENTO DE LIQUIDOS CLOACALES CON REACTORES UASB Y LAGUNAS DE ESTABILIZACION Martín Alejandro Iribarnegaray 2006

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Tesina

PUESTA EN MARCHA Y OPERACIÓN DE UN SISTEMA COMBINADO DE

TRATAMIENTO DE LIQUIDOS CLOACALES CON REACTORES UASB

Y LAGUNAS DE ESTABILIZACION

Martín Alejandro Iribarnegaray

2006

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Tratamiento Anaeróbico – Aeróbico con Reactores UASB en serie y LDE.

Director: Lucas SeghezzoCo – Director: Carlos Cuevas

Ingeniería en Recursos Naturales y Medio AmbienteFacultad de Ciencias NaturalesUniversidad Nacional de Salta

Martín Alejandro Iribarnegaray 2

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Para Angelina y Valentina

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AGRADEZCO A ...

… Lucas Seghezzo, quién me abrió las puertas de la investigación en los UASB en la UNSa y realmente ha sido un ejemplo para mi no solo como investigador y profesional, sino también como persona. También a Carlos Cuevas, toda su colaboración para conmigo¡¡¡Muchísimas gracias!!!!!... a toda la gente del LEA: Walter, Raquel, Estela, Anibal, Viviana, Carolina, Julito (un amigazo de la vida), Jimena (ahora porteña), Rosario, Silvia… y a mucha gente que estimo mucho que me ha dado una mano de alguna u otra forma desde que puse un pie en la UNSa. SIEMPRE VOY A ESTAR EN DEUDA CON TODOS USTEDES…

Agradezco finalmente a mi familia, mi Vieja y mi Viejo, Almas Gemelas que son ejemplos diarios de bondad para mí. ¡ Me gustaría ser aunque sea la mitad de lo que son ustedes !.A mi hermanoA mi Mujer e Hija, mis compañeras de la vida.USTEDES SABEN QUE LOS QUIERO… Finalmente agradezco a Dios, y le ofrezco este muy humilde trabajo…

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CONTENIDOS

1 INTRODUCCION 7

1.1 CONTAMINACION DEL AGUA …………………………………. 7 1.2 BREVE HISTORIA DEL TRATAMIENTO …………… …..……. 9 1.3 LOS LIQUIDOS CLOACALES ………………………………….. 10 1.4 CARACTERISTICAS DEL TRATAMIENTO ANAEROBICO …. 131.5 EL REACTOR UASB ……………………………………………… 161.6 ALGUNOS PARAMETROS IMPORTANTES ………………….. 18

1.6.1 Carga Hidráulica ……………………………………………. 181.6.2 Carga Orgánica …………………………………………….. 191.6.3 Tiempo de Retención Hidráulica ………………………….. 191.6.4 Velocidad Ascensional …………………………………….. 201.6.5 Eficiencia ……………………………………………………. 20

1.7 ¿PORQUE DOS ETAPAS? ……………………………………… 201.8 PORQUE LAGUNAS DE ESTABILIZACION ………………….. 21

1.8.1 Influencia de las algas …………………………………….. 22 1.8.2 Remoción de nutrientes …………………………………… 221.8.3 Otra alternativa ……………………………………………… 23

1.9 INOCULACION Y PUESTA EN MARCHA ………………………231.10 EL TRATAMIENTO ANAEROBICO EN AMERICA LATINA …. 241.11 EXPERIENCIAS EN CLIMA TROPICAL ……………………….. 251.12 LA EXPERIENCIA ANTERIOR EN SALTA …………………… 26

2 OBJETIVOS 28

3 MATERIALES Y METODOS 29

3.1 EL SISTEMA ………………………………………………………..293.1.1 Reactores UASB ……………………………………………. 293.1.2 Bombas peristálticas ……………………………………….. 313.1.3 Lagunas de Estabilización ………………………………… 323.1.4 Los Análisis …………………………………………………. 34

3.2 PERIODOS ………………………………………………………… 36

4 RESULTADOS Y DISCUSIÓN 37

4.1 PUESTA EN MARCHA …………………………………………… 37

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4.2 RESULTADOS GENERALES …………………………………… 384.2.1 Temperatura ………………………………………………… 384.2.2 Sólidos ………………………………………………………. 394.2.3 Alcalinidad; Acidos Grasos; pH …………………………… 394.2.4 Coliformes y Parásitos …………………………………….. 404.2.5 Nutrientes …………………………………………………… 404.2.6 Biogás ………………………………………………………. 41

4.3 MATERIA ORGANICA …………………………………………… 424.3.1 Evaluación de la remoción ………………………………… 424.3.2 Remoción de las fracciones ………………………………. 444.3.3 Comparación con sistema piloto anterior ……………….. 464.3.4 Comparación con experiencias en clima tropical ………. 47

5 COMENTARIOS FINALES 48

6 CONCLUCIONES 49

7 BIBLIOGRAFIA 51

8 ANEXOS 54

Trabajos publicados

INDICE DE TABLASTABLA 1: Niveles de tratamiento aplicados a los líquidos cloacales 10TABLA 2: Tratamiento general para cada contaminante ……………11TABLA 3: Ejemplos de eficacia de remoción y requerimientos generales de diferentes sistemas de tratamiento ……….……………12TABLA 4: Consecuencias fundamentales de la respiración y la fotosíntesis…………………………………………………………… 22TABLA 5: Ejemplos reales de tratamiento con reactores UASB e climas tropicales…………………………………………………………. 25TABLE 6: Dimensiones del reactor UASB del sistema SP – UASB.. 26TABLA 7: Dimensiones de reactores UASB…………………………. 29TABLA 8: Valores de las constantes cinéticas y otros parámetros utilizados en el dimensionamiento de las lagunas……… 33TABLA 9: Dimensionamiento de las Lagunas de Estabilización….. 34

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TABLA 10: Rutina de análisis físico-químicos, biológicos y bacteriológicos a realizar para el seguimiento de la planta piloto…. 35TABLA 11: Tiempos de Retención Hidráulica aplicados en cada período……………………………………………………………... 36TABLA 12: Resultados promedios de la operación del sistema durante todo el período experimental………………………….. ……… 38TABLA 13: Resultados generales de remoción de DQO……………

42TABLA 14: Resultados generales del funcionamiento del sistema SP – UASB………………………………………………………………. 46

INDICE DE FIGURASFIGURA 1: Degradación anaeróbica de materiales orgánicos…….. 14FIGURA 2: Esquema de la degradación de la materia orgánica….. 14FIGURA 3: Esquema de un reactor UASB………………………….. 17FIGURA 4: Esquema de planta piloto SP – UASB………………… 27FIGURA 5: Diagrama de flujo del sistema estudiado………………. 29FIGURA 6: Vista reactores UASB……………………………………. 30FIGURA 7: Vista de Cámara Partidora y Filtro………………………. 31FIGURA 8: Vista de la Bomba del R3000……………………………. 31FIGURA 9: Vista de Medidores de Gas y Gasómetros……………… 32FIGURA 10: Medición de temperatura en Lagunas……………… 34FIGURA 11: Vista del Termómetro digital………………………… 35FIGURA 12: Evolución de la temperatura………………………… 39FIGURA 13: Comportamiento de la Alcalinidad y el pH………… 40FIGURA 14: Concentración promedio de Amonio y Nitratos…… 41FIGURA 15: Evolución de la eficiencia de remoción de DQO en las etapas anaeróbicas…………………………………………… 44FIGURA 16: Fracciones de DQO en el sistema…………………. 45FIGURA 17: Concentración de DQO en cada etapa de ambos sistemas…………………………………………………………. 47

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1 INTRODUCCION

1.1 CONTAMINACION DEL AGUA

“Se entiende por contaminación del agua a la adición de sustancias o formas de energía que directa o indirectamente alteran la naturaleza del cuerpo de agua de una manera tal que perjudique legítimos usos que de ésta son propios.” (von Sperling, 1996)Los contaminantes clásicos de los diferentes cuerpos de agua (río, lago, océano, aguas subterráneas) son líquidos cloacales, efluentes industriales, sustancias químicas, microorganismos, entre otros. La materia orgánica produce la reducción del oxígeno disuelto en el agua con graves consecuencias, como la reducción de la fauna, aumento en la concentración de nutrientes produciendo la eutrofización y explosiones demográficas de algas, entre otras. Otra consecuencia de la contaminación del agua, específicamente de la contaminación orgánica, es por ejemplo el aumento de la concentración de nitratos, causa de una serie de patologías, como la “enfermedad azul” en los niños, cuando el agua es ingerida por los mismos y relacionada con una deficiencia en el transporte del oxígeno en la sangre.La depuración de aguas, es el nombre que reciben los distintos procesos implicados en la extracción, tratamiento y control sanitario de los productos de desecho arrastrados e incorporados en el agua y procedentes de viviendas e industrias.La contaminación del agua puede tener dos orígenes:

• NATURAL: contaminación originada por procesos propios de la naturaleza.• ANTRÓPICO: producto de la actividad humana

Las tres fuentes básicas de contaminación antrópica pueden clasificarse como urbanas, industriales y agrícolas. La contaminación urbana incluye las aguas residuales de los hogares (efluentes del inodoro, lavado, cocina, etc) los establecimientos comerciales, baños públicos, etc. Las características de las aguas residuales industriales difieren bastante dependiendo del tipo de actividad que cada industria desarrolle. Entre las industrias que producen efluentes orgánicos se encuentra la rama alimenticia, mataderos, industria láctica, cervecerías, panaderías, entre otros, también es importante la contaminación de las industrias del papel y la industria química. El impacto de los vertidos industriales depende no sólo de sus características comunes, como la demanda química de oxígeno, sino también de su contenido en sustancias orgánicas e inorgánicas específicas. La carga de contaminación orgánica de los líquidos efluentes de estos orígenes es muy grande pero también variable, y se encuentra generalmente en el orden de los 500 – 10000 mg DQO/L de concentración. Hay tres opciones (que no son mutuamente excluyentes) para controlar los vertidos industriales. El control puede tener lugar allí donde se generan dentro de la planta; las aguas pueden tratarse previamente y descargarse en el sistema de depuración urbana; o pueden depurarse por completo en la planta y ser reutilizadas o vertidas sin más en corrientes o masas de agua.La agricultura, la ganadería estabulada (vacuno y porcino principalmente) y las granjas avícolas, son la fuente de muchos contaminantes orgánicos e inorgánicos de las aguas

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superficiales y subterráneas. Estos contaminantes incluyen tanto sedimentos procedentes de la erosión de las tierras de cultivo como compuestos de fósforo y nitrógeno que, en parte, proceden de los residuos animales y los fertilizantes comerciales. Los residuos animales tienen un alto contenido en nitrógeno, fósforo y materia consumidora de oxígeno, y a menudo albergan organismos patógenos. Los residuos de los criaderos industriales se eliminan en tierra por contensión, por lo que el principal peligro que representan es el de la filtración y las escorrentías. Las medidas de control pueden incluir el uso de depósitos de sedimentación para líquidos, el tratamiento biológico limitado en lagunas aeróbicas o anaeróbicas, y toda una serie de métodos adicionales.Ambos tipos de contaminación (la natural y la antrópica) dan lugar a alteraciones físicas, químicas o biológicas. Entre las alteraciones físicas se incluyen cambios en el color, olor, temperatura, materiales en suspensión, formación de espumas, etc. Las alteraciones químicas se pueden producir por la introducción de sustancias orgánicas que dan a las aguas receptoras un potencial reductor. Las sustancias inorgánicas le otorgan al agua nuevas propiedades al acumularse en la misma en concentraciones anormales. Las alteraciones biológicas producen concentraciones anormales de bacterias patógenas, virus, etc. Como consecuencia de la presencia de la materia orgánica disminuyen la cantidad de animales y plantas por la disminución del oxígeno disuelto (≤ 4 mg O2/L).Existen discusiones actualmente entre aquellos que afirman que es mejor centralizar el tratamiento de las aguas residuales en un único establecimiento depurador, dirigiendo los líquidos al mismo mediante una extensa red de cañerías y aquellos que afirman que es mucho más viable un tratamiento mas descentralizado de los líquidos. Esta última postura está ganando cada vez mas adeptos en los últimos años, ya que un tratamiento descentralizado de los líquidos residuales conlleva entre otras ventajas, menos riesgos por posibles fallas, ya que si fuese una única mega planta, una virtual detención del tratamiento significaría el vertido de grandes cantidades de materia orgánica a un único cuerpo receptor (generalmente un río importante). Además, sistemas descentralizados en una casa, pequeños poblados, etc., permite la utilización de distintas tecnologías dependiendo de las condiciones económicas, sociales y ambientales de cada lugar; mayor participación de la comunidad en las decisiones, y mayor factibilidad para proyectos de reuso y reciclado de los líquidos tratados. Cuando es vertida un agua contaminada orgánicamente en un cuerpo receptor (río), puede observarse claramente la formación de cuatro zonas bien diferenciadas:

1. ZONA DE DEGRADACION: Se inicia la descomposición de la materia orgánica bajo la actividad bacteriana siendo sustituidas las formas superiores de vida por formas inferiores más tolerantes. Las aguas tienen aspecto sucio y disminuye el contenido de oxígeno.

2. ZONA DE DESCOMPOSICION ACTIVA: Se produce desprendimiento de gases, hay ausencia de oxígeno disuelto y condiciones sépticas. Las aguas tienen un aspecto oscuro, aparecen lodos flotantes y olores a sulfuros. Zona anaeróbica, con aumento de CO2 y NH3.

3. ZONA DE RECUPERACION: Comienza la oxidación por el oxígeno del aire y de la actividad fotosintética. Las aguas son mas claras, reaparecen los vegetales y se eleva el oxígeno disuelto a casi la saturación.

4. ZONA DE AGUAS LIMPIAS: El agua recupera su aspecto natural, hay presencia de vida animal y vegetal.

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Mediante este análisis se puede apreciar la importancia de un correcto tratamiento de las aguas residuales de cualquier comunidad.

1.2 BREVE HISTORIA DEL TRATAMIENTO DE LIQUIDOS RESIDUALES.

Los métodos de depuración de residuos se remontan a la antigüedad y se han encontrado instalaciones de alcantarillado en lugares prehistóricos de Creta y en las antiguas ciudades asirias. Las canalizaciones de desagüe construidas por los romanos todavía funcionan en nuestros días. Aunque su principal función era el drenaje, la costumbre romana de arrojar los desperdicios a las calles significaba que junto con el agua de las escorrentías viajaban grandes cantidades de materia orgánica. Hacia finales de la edad media empezaron a usarse en Europa, primero, excavaciones subterráneas privadas y, más tarde, letrinas. Cuando éstas estaban llenas, unos obreros vaciaban el lugar en nombre del propietario. El contenido de los pozos negros se empleaba como fertilizante en las granjas cercanas o era vertido en los cursos de agua o en tierras no explotadas. Unos siglos después se recuperó la costumbre de construir desagües, en su mayor parte en forma de canales al aire o zanjas en la calle. Al principio estuvo prohibido arrojar desperdicios en ellos, pero en el siglo XIX se aceptó que la salud pública podía salir beneficiada si se eliminaban los desechos humanos a través de los desagües para conseguir su rápida desaparición. Un sistema de este tipo fue desarrollado por Joseph Bazalgette entre 1859 y 1875 con el objeto de desviar el agua de lluvia y las aguas residuales hacia la parte baja del Támesis, en Londres. Con la introducción del abastecimiento municipal de agua y la instalación de cañerías en las casas llegaron los inodoros y los primeros sistemas sanitarios modernos. A pesar de que existían reservas respecto a éstos por el desperdicio de recursos que suponían, por los riesgos para la salud que planteaban y por su elevado precio, fueron muchas las ciudades que los construyeron.La primera instalación para tratamiento anaeróbico de líquidos cloacales fue desarrollada por Louis Mouras alrededor del 1860. Este sistema se trataba de un tanque séptico en donde los sólidos orgánicos suspendidos eran licuados o “hidrolizados” (Mc Carty, 1981).A comienzos del siglo XX, algunas ciudades e industrias empezaron a reconocer que el vertido directo de desechos en los ríos provocaba problemas sanitarios. Esto llevó a la construcción de instalaciones de depuración. Aproximadamente en aquellos mismos años se introdujo la fosa séptica como mecanismo para el tratamiento de las aguas residuales domésticas tanto en las áreas suburbanas como en las rurales. Durante la segunda década del siglo, el proceso del lodo activado, desarrollado en Gran Bretaña, supuso una mejora significativa por lo que empezó a emplearse en muchas localidades de ese país y de todo el mundo. En cuanto al tratamiento anaeróbico, en el año 1950, Stander reconoció la importancia de mantener una gran población de bacterias en el reactor, las que producían metano (Mc Carty, 1981). En los años ´70, Lettinga y colaboradores desarrollaron un proceso similar al empleado por Stander, pero incorporando de una forma diferente la separación del gas y de los sólidos suspendidos, constituyendo los UASB (Upflow Anaerobic Sludge Blanket) o Reactor Anaeróbico de Flujo Ascendente y Manto de Lodos.

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1.3 LOS LIQUIDOS CLOACALES

Los líquidos cloacales municipales están compuestos por efluentes de distintos orígenes, básicamente tres:

• Efluentes domésticos, generados a partir de los baños, los lavaderos, las piletas de las cocinas, etc.

• Efluentes industriales, cuando las industrias usan los sistemas de desagües utilizados también por la comunidad.

• Agua de lluvia, si es que los colectores pluviales desaguan también en las cañerías de las cloacas.

La composición de los líquidos cloacales es variable en las distintas ciudades, dependiendo básicamente de aspectos económicos, sociales, tipo de industrias locales, condiciones ambientales, consumo de agua, etc.El aporte de agua más grande es el de los efluentes domésticos y generalmente las características de estos líquidos dominan en el conjunto. Todas las sustancias orgánicas transportadas en estos líquidos están compuestas básicamente por proteínas, grasas y carbohidratos. En los países en vías de desarrollo (como los de América latina) la practica mas común para el tratamiento de los líquidos cloacales es su deposición directa y sin previo tratamiento a los cuerpos de aguas naturales (ríos, lagos, mar), por lo que es de vital importancia encontrar alternativas de tratamiento de las aguas residuales que sean adecuadas a estos países y puedan ser implementadas en el menor tiempo posible como una medida de atenuación del impacto ambiental global de esta problemática. El proceso de vertido de líquidos residuales en cuerpos de agua naturales es caracterizado por sucesos discretos, pero que constituyen una problemática global dado su repetición a lo largo y ancho del globo en distintos niveles de gravedad.El tratamiento de los líquidos residuales comprende diferentes etapas de procesamiento para lograr el cumplimiento de las normas de volcamiento vigentes en los distintos países. Cada una de estas etapas constituye un “nivel de tratamiento”. En cuanto a los líquidos cloacales en particular, tenemos cuatro niveles (Tabla 1):

Tabla 1: Niveles de tratamiento aplicados a los líquidos cloacales. Fuente: Seghezzo (2000).

NIVEL TRATAMIENTO TIPO DE REMOCIONPreliminar Rejas; desarenador, etc. Materiales de grandes dimensiones y arenaPrimario Sedimentador; Floculación;

Lagunas primarias; etc.Sólidos sedimentables; DQO en suspensión

Secundario UASB; lechos percoladores; Lagunas secundarias; etc.

DQO coloidal y soluble; sólidos remanentes

Terciario Precipitación; Cloración; Lagunas terciarias; etc.

Nutrientes; Patógenos; comp. no biodegradables

El tratamiento preliminar solo se orienta a la remoción de materiales sólidos groseros que pueden afectar los procesos posteriores (taponamiento de cañerías y bombas, rellenado de tanques de sedimentación, etc.). En el tratamiento primario generalmente se retienen sólidos más finos, pero continúan aplicándose mecanismos físicos de

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remoción. En el tratamiento secundario se aplican mecanismos biológicos de tratamiento, donde son los microorganismos los que descomponen la materia orgánica propiamente dicha. El tratamiento terciario apunta a la remoción de contaminantes trazas o elementos específicos penados por la legislación específica.Otro aspecto interesante es que el Tiempo de Retención Hidráulica (TRH) generalmente va siendo cada vez mayor a medida que avanzamos en los niveles de tratamiento, siendo de varias horas en el secundario y a menudo varios días en el terciario (como las lagunas de estabilización), ya que son contaminantes cada vez más difíciles de eliminar.Los métodos usualmente utilizados para el tratamiento de los contaminantes propios generales en los líquidos cloacales se resumen en la Tabla 2:

Tabla 2: Tratamiento general para cada contaminante. Seghezzo (2000).

CONTAMINANTE METODOSólidos en suspensión Rejas

DesarenadorSedimentación

Materia orgánica biodegradable Lagunas de estabilizaciónLodos activadosFiltro biológicoUASB

Patógenos Lagunas de estabilización (maduración)Disposición en el sueloDesinfecciónRadiación U. V.

Nitrogeno Lagunas de estabilizaciónDisposición en el sueloProcesos físico – químicos

Fósforo Laguna de estabilizaciónProcesos físico – químicos

Para un tratamiento adecuado de los líquidos cloacales e industriales mediante métodos biológicos, se deben cumplir ciertos requisitos. Algunos criterios específicos de selección deben ser alcanzados:

● Buena remoción de contaminantes (materia orgánica biodegradable, Sólidos Suspendidos, compuestos orgánicos nitrogenados, fosfatos, patógenos).

• Estabilidad frente a cambios (cortes de luz, picos e interrupciones de alimentación).

• Flexibilidad en distintas escalas.• Simplicidad y economía.• Buena remoción de nutrientes y patógenos.• La menor cantidad posible de etapas necesarias en el proceso.• Vida útil considerable.• La cantidad de material sólido efluente debe ser mínima.• Poca emisión de olores.• Recuperación de productos para agricultura y acuacultura.• Experiencia disponible.

El incremento en los precios del petróleo en la década del `70 redujo la competitividad de los sistemas de tratamiento aerobios, que se caracterizan por el alto consumo

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energético, y profundizó la investigación en sistemas de tratamiento más simples y económicos (van Haandel y Lettinga, 1994). Las ventajas del tratamiento anaeróbico son básicamente su alta eficiencia, simplicidad en la construcción y operación, bajos requerimientos de espacio, bajo consumo de energía, baja producción de lodo biológico y bajos costos de operación y mantenimiento, entre otras. En cuanto a las desventajas, los sistemas anaeróbicos se caracterizan por una baja remoción de nutrientes y patógenos (excepto los huevos de helmintos, que son capturados en el manto de lodos), larga puesta en marcha (depende de varios factores) y posibilidad de malos olores (si hay fallas en el diseño e incorrectos materiales en la construcción). El tiempo de puesta en marcha de un reactor anaeróbico puede reducirse en gran medida mediante la utilización de un inóculo de calidad procedente de un reactor anaeróbico ya en funcionamiento, lo que reducirá este problema en el futuro (Seghezzo et. al., 1998). En cuanto a la posibilidad de olores, este problema no es tal en la actualidad gracias a mejoras en la construcción de las plantas de tratamiento, reduciéndose prácticamente en su totalidad los escapes de gas. Una de las características de los sistemas de tratamiento anaeróbicos que tratan líquido cloacal es que no es necesaria la aplicación de productos especiales para el control de pH, ya que el mismo se mantiene en los rangos óptimos (van Haandel y Lettinga, 1994)Existen muchos sistemas para el tratamiento de aguas residuales, con distintas características operacionales y eficiencias de tratamiento. La decisión en cuanto al proceso a ser adoptado para el tratamiento de los líquidos cloacales debe ser tomada en base a un balance entre los aspectos técnicos y económicos además de los méritos cuanti y cualitativos de las diferentes opciones (von Sperling, 1996). En la siguiente tabla se nombran, a modo de ejemplo, algunas opciones de tratamiento, tanto aeróbicas como anaeróbicas, junto con la eficiencia, requerimientos y algunos parámetros operacionales (Tabla 3):

Tabla 3: Ejemplos de eficacia de remoción y requerimientos generales de diferentes sistemas de tratamiento de aguas residuales. Fuente: Von Sperling (1996). Modificado.

SISTEMAS DE TRATAMIENT

O

EFICACIA DE REMOCION (%) REQUERIMIENTO

DBO5 N P COLIF TERRENO(m2/hab)

POTENCIA(W/hab)

COSTOCONST.($us/hab)

TRH(días)

Preliminar 0 -5 0 0 0 ≤ 0,001 0 2 - 8 -

Primario 35 -40 10 - 25 10 - 20 30 - 40 0,03 – 0,05 0 20 - 30 0,1 – 0,5

Lag. Facultativa 75 -90 30 - 50 20 - 60 60 - 96 0,25 – 0,5 1,0 – 1,7 10 - 25 3 – 9

Lodos activados

85 -93 30 - 40 30 - 45 60 - 90 0,2 – 0,3 1,5 – 2,8 60 - 120 0,4 – 0,6

Biodiscos 85 -93 30 - 40 30 - 45 60 - 90 0,15 – 0,25 0,7 – 1,6 70 - 120 0,2 – 0,3

UASB 60 -80 10 - 35 10 - 25 60 - 90 0.05 – 0,10 0 20 - 40 0,3 – 0,5

Cámara Séptica

70 -90 10 - 25 10 - 20 60 - 90 0,2 – 0,4 0 30 - 80 1,0 – 2,0

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Puede observarse además en la Tabla 3 que los reactores UASB constituyen una tecnología altamente sustentable desde varios puntos de vista, ya que ofrece una alta eficiencia de remoción de materia orgánica, bajos costos de construcción, bajo requerimiento de espacio y funcionamiento sin una necesidad obligada de consumo eléctrico. Su desventaja más importante es la necesidad de un post – tratamiento debido a la baja eficiencia en la remoción de patógenos y nutrientes. Los sistemas ejemplificados en la Tabla 3 son comúnmente usados para el tratamiento de líquidos residuales, las características generales de los mismos son:

Laguna FacultativaLa DBO soluble y finamente particulada es estabilizada aeróbicamente por bacterias dispersas en el medio líquido, mientras que la DBO suspendida tiende a sedimentar, siendo estabilizada anaeróbicamente por bacterias en el fondo de la laguna. El oxígeno requerido por las bacterias aeróbicas es provisto por algas, mediante la fotosíntesis.

Lodos ActivadosLa concentración de biomasa en el reactor es bastante elevada, debido a la recirculación de los sólidos que sedimentan en el decantador secundario. La biomasa permanece más tiempo en el sistema que el líquido, lo que garantiza una elevada eficiencia de remoción de DQO. Se debe eliminar la misma cantidad de lodo que la que se reproduce. Este lodo removido debe ser estabilizado en una etapa posterior de tratamiento. El oxígeno se provee con aireadores mecánicos.

BiodiscosEs una variedad de tratamiento aerobio con biofilms. No son filtros biológicos, pero la biomasa crece adherida a un soporte físico que gira, exponiendo la superficie al aire y al líquido de manera alternada.

Cámara SépticaEs la variedad más simple de tratamiento anaeróbico. Se define como una unidad de sedimentación y digestión. La fracción sólida sedimenta y es digerida de manera anaeróbica en el fondo. El líquido se destina a un pozo absorbente.

1.4 CARACTERISTICAS DEL TRATAMIENTO ANAEROBICO

La degradación anaeróbica es un complejo proceso en el cual una gran variedad de microorganismos convierten de manera conjunta la materia orgánica en Metano, dióxido de carbono, agua, sulfuro de hidrógeno y amoníaco. Este proceso ocurre a través de una serie de reacciones paralelas e interrelacionadas (Gujer y Zehnder, 1983). La Figura 1, presenta un esquema con las reacciones fundamentales. Según McCarty (1981), tres grupos de bacterias están involucrados en la conversión anaeróbica de la materia orgánica en metano (Figura 2): el primer grupo está conformado por bacterias hidrolíticas y fermentativas, que convierten la materia orgánica compleja como los carbohidratos, proteínas y lípidos en ácidos grasos, alcohol, dióxido de carbono, amonio e hidrógeno. Un segundo grupo de bacterias Martín Alejandro Iribarnegaray 14

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acetogenéticas convierten los productos de la etapa anterior en hidrógeno, dióxido de carbono y ácido acético. En el tercer grupo formado por bacterias productoras de metano, se encuentran las bacterias que lo producen a partir de hidrógeno y dióxido de carbono y otro (más importante) que lo produce a partir de la descarboxilación del acetato.

Figura 1: Degradación anaeróbica de materiales orgánicos. Fuente: Seghezzo (2000).

Figura 2: Esquema de la degradación de la materia orgánica y distribución porcentual de la energía de la misma según McCarty (1981).

La degradación anaeróbica de la materia orgánica se puede dividir entonces en cuatro procesos básicos:

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Material orgánico complejo

hidrólisis - fermentación

AGV > 2

acetogénesis

reducción sulfatos

acetatoH2 + CO2

metanogénesis metanogénesis

CH4 + CO2

reducción sulfatosreducción sulfatos

H2S + CO2

Material orgánico complejo

hidrólisis - fermentación

AGV > 2AGV > 2

acetogénesis

reducción sulfatos

acetatoacetatoH2 + CO2H2 + CO2

metanogénesis metanogénesis

CH4 + CO2

reducción sulfatosreducción sulfatos

H2S + CO2H2S + CO2

Materiaorgánica

AcidosGrasos

H2

Acidoacético

CH4

4 %

20 %

76 %

52 %

24 %28 %

72 %

HIDRÓLISIS Y FERMENTACION

ACETOGENESIS Y DHIDROGENACION

MateriaorgánicaMateria

orgánicaAcidosGrasosAcidosGrasos

H2H2

AcidoacéticoAcido

acético

CH4CH4

4 %

20 %

76 %

52 %

24 %28 %

72 %

HIDRÓLISIS Y FERMENTACION

ACETOGENESIS Y DHIDROGENACION

METANOGENESIS

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1. HIDRÓLISIS: las sustancias poliméricas no disueltas son convertidas en monómeros o dímeros disueltos mediante exo-enzimas excretadas por bacterias fermentativas. En esta fase, se produce la degradación química de los hidratos de carbono, las proteínas y los lípidos presentes en la materia orgánica suspendida y coloidal. Este proceso depende de una serie de factores, entre los que se encuentran la temperatura, el TRH, composición, pH, entre otros. Esta etapa es considerada generalmente como la limitante del proceso mientras ocurre la degradación de las sustancias particuladas (Seghezzo, 2004). La tasa de hidrólisis se define por una cinética de primer orden:

xFKdtdF

h−=

donde F es la concentración de sustrato degradable no disuelto en g/L y Kh es la constante de hidrólisis.

2. FERMENTACION O ACIDOGENESIS: los compuestos orgánicos complejos que se encuentran en el medio son convertidos mayormente en ácidos grasos volátiles. Los compuestos disueltos son tomados por bacterias fermentativas que producen compuestos orgánicos simples (ácidos grasos volátiles, alcoholes, ácido láctico, además de CO2, H2, NH3, SH2). Los aminoácidos se oxidan a un ácido graso volátil (AGV) perdiendo un C y un grupo amino, mientras otros dos se reducen con los protones generados. La degradación anaeróbica de los AGV de cadena larga se desarrolla por el proceso de beta – oxidación, precedido de una hidrogenación (se libera acetato y propionato). Se generan protones durante este proceso, por lo que es necesario poder buffer en el sistema.

3. ACETOGENESIS: Formación de ácido acético a partir de los productos de la etapa anterior. Se forman también H2 y CO2. El hidrógeno producido por los microorganismos acetogénicos es consumido por los microorganismos metanogénicos hidrogenotróficos (consumen hidrógeno y producen metano). De esta manera se produce un fenómeno casi simbiótico conocido como “transferencia interespecífica de hidrógeno”, que es clave en los sistemas de tratamiento de alto rendimiento.

4. METANOGENESIS: donde el acetato, hidrógeno y dióxido de carbono, formiato y metanol se convierten en metano, dióxido de carbono y células. El metano puede producirse desde el acetato o desde la reducción de CO2 con H2 usando bacterias acetotróficas e hidrogenotróficas respectivamente. Las dos formas de producción de CH4 se resumen con las siguientes ecuaciones:

243

2422 24COCHCOOHCH

OHCHCOH+→

+→+

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La primera es posibilitada por las bacterias metanogénicas consumidoras de hidrógeno, y la segunda por las bacterias metanogénicas acetoclásticas.

Los factores que afectan la degradación anaeróbica de la materia orgánica son básicamente la temperatura, el pH, cantidad de materia particulada en el influente y el grado de mezcla (Seghezzo, 2004). La temperatura ejerce efectos en la velocidad de las reacciones enzimáticas, en el comportamiento de los gases y transferencia de los mismos en el sistema y en las características de sedimentación de los sólidos. Está comprobado que la eficiencia de un reactor anaeróbico está estrechamente relacionada con la temperatura del líquido dentro del reactor (Bogte, 1993; van Haandel y Lettinga, 1994). El valor y la estabilidad del pH en los procesos anaeróbicos tiene una vital importancia ya que la actividad metanogénica tiene su rango óptimo entre 6,3 y 7,8 (van Haandel y Lettinga, 1994; Seghezzo, 2004). El control del pH puede ser necesario en el tratamiento de líquidos industriales, pero en el caso de los cloacales, su composición es tal que el pH se mantiene en un rango óptimo. En cuanto al grado de mezcla, se sabe que cuanto más eficiente sea el contacto entre el líquido y el manto de lodo mayor será la eficiencia de tratamiento, por lo que es muy importante una distribución homogénea del líquido influente en la base del reactor, para que el mismo ascienda con una correcta distribución. La liberación del gas en las reacciones anaeróbicas y el impulso ascendente del influente también contribuyen al movimiento de la cama de lodos y a su homogenización, aumentando el contacto bacterias – materia orgánica. Este es un aspecto muy importante en el dimencionamiento de un UASB, muchas veces no tenido en cuenta. Las bacterias anaeróbicas pueden adaptarse moderadamente a bajas temperaturas y tolerar dentro de ciertos límites una gran variedad de tóxicos, con excepción de algunos hidrocarburos clorados alifáticos y alcoholes clorados, por lo que se puede decir que las mismas poseen cierta elasticidad.

1.5 EL REACTOR UASB

Como ya se mencionó anteriormente, existen numerosos sistemas de tratamiento anaeróbico que son utilizados para el tratamiento biológico de aguas residuales, los cuales son seleccionados dependiendo de las circunstancias específicas, como ser tipo de líquido a tratar, condiciones ambientales, condiciones económicas y sociales, etc. El tratamiento aeróbico de los líquidos residuales consume grandes cantidades de energía como también produce importantes volúmenes de lodo secundario de costoso tratamiento. (Zeeman y Lettinga; 1999). Este trabajo se centra en el tratamiento anaeróbico de líquidos cloacales utilizando reactores UASB (upflow anaerobic sludge blanket), cuyo significado es “Reactor Anaeróbico de flujo Ascendente y Manto de Lodos”. Este sistema fue desarrollado en los años 70 por Gatze Lettinga y sus colaboradores en la Universidad Agrícola de Wageningen, Holanda. El éxito del UASB se basa en el desarrollo de un lodo denso en el fondo del reactor, donde se producen los procesos biológicos de degradación de la materia orgánica. Este lodo se forma básicamente por acumulación de materia orgánica sólida suspendida que entra con el influente y por crecimiento bacteriano, que

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constituye casi la totalidad del mismo. Estas bacterias son cuantificadas mediante la medición de los Sólidos Suspendidos Volátiles (SSV). La característica fundamental de este lodo es que no necesita de un soporte de donde adherirse debido a sus propiedades de sedimentabilidad (Loyola Robles, 1994), lo que constituye una gran ventaja, debido a ganancias en volumen efectivo para el tratamiento, menor necesidad de mantenimiento, entre otras ventajas. Dependiendo de las condiciones, se forman en este lodo flóculos y gránulos bacterianos densos con excelentes propiedades de sedimentación que no son susceptibles de ser lavados fuera del reactor por el flujo ascendente del líquido dentro de un amplio rango de velocidades ascensionales aplicadas, siendo el límite de velocidad ascensional recomendado por diversos autores de 1 m/h. Entre las teorías que explican la formación de estos gránulos, la más aceptada propone que los mismos constituyen una estrategia para vencer la fuerza ascensional del líquido. También puede ser explicada esta estrategia como una forma de mantenerse donde la concentración de alimento (materia orgánica) es mayor. Los UASB constituyen un sistema aplicable en un amplio rango de concentración del líquido a tratar y en un amplio rango de temperaturas, aunque su aplicabilidad a líquidos cloacales de reducida concentración es discutida, en especial bajo condiciones climáticas subtropicales, donde la temperatura del líquido es inferior a los 25 ºC. La Figura 3 muestra un esquema de un UASB tipo.

Figura 3: Esquema de un reactor UASB.

Algunas características generales de este sistema son:

• La DBO se estabiliza anaeróbicamente por bacterias dispersas en el reactor.• La parte superior está dividida en zonas de sedimentación y de recolección de

gas.• La zona de sedimentación permite la salida del efluente clarificado y el retorno

de los sólidos (biomasa) al sistema.

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Influente

Colector de gas

Efluente

Deflector

de gas

Salida gas

Manto de lodo

Deflector

de gas

Salida gas

Manto de lodo

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• Se forma biogás como producto de la fermentación anaeróbica, compuesto por CH4, CO2 y H2S.

• No es necesaria sedimentación primaria.• La producción de lodo es baja y éste está ya estabilizado.• El flujo ascendente selecciona la biomasa con mayor densidad y puede

favorecer la aglomeración en flóculos o gránulos de bacterias, lo cual incrementa la eficiencia del sistema.

Los reactores UASB cuentan con un sistema de alimentación en su parte inferior que debe asegurar una distribución homogénea del líquido a tratar y así favorecer el contacto lodo – sustrato. Se usa en general un promedio de 1 a 2 m2/punto de salida para influentes de baja carga orgánica y de 2 a 5 m2/punto para influentes de alta carga orgánica. El líquido efluente sale por la parte superior. El lecho o manto de lodo se forma mayormente en la mitad inferior del reactor, no siendo recomendable una altura muy elevada del lodo debido a posibles perdidas del mismo por turbulencia al estar demasiado cerca de la salida. Estos reactores cuentan con deflectores que conducen el biogás producido en el manto hacia el interior de la campana de colección, evitando acumulación dentro del reactor o su salida junto con el líquido. Esta campana de colección de biogás tiene una función de separación de fases sólido – líquido - gaseoso, ya que los sólidos que hayan superado el nivel de la misma, sedimentan sobre sus paredes y descienden nuevamente al manto de lodo. El biogás puede ser acumulado para una posterior utilización como combustible o directamente quemados mediante mecheros ya que se compone mayormente de gases como CH4, SH2, entre otros, que son muy peligrosos para el ambiente.Generalmente, los reactores se construyen de forma rectangular (más común cuando tienen carácter modular) o circular (más común en las industrias). En cuanto a los materiales de construcción, debe tenerse sumo cuidado en la elección de los materiales, siendo conveniente utilizar plásticos, fibra de vidrio, sintéticos, madera, etc. en la fabricación de los colectores de gas. Los reactores en su mayor parte son fabricados utilizando hormigón finamente impermeabilizado y otros materiales usuales en la construcción. Es muy importante el correcto sellado del sistema para evitar malos olores.

1.6 ALGUNOS PARAMETROS IMPORTANTES

Tanto en el diseño como en la operación de reactores UASB es indispensable el cálculo de algunos parámetros que definirán las dimensiones necesarias de los reactores a utilizar, el tiempo de tratamiento, etc. Los parámetros más importantes son:

1.6.1 Carga HidráulicaLa carga hidráulica específica es la relación entre el caudal influente (o carga hidráulica total) y el volumen del reactor. Por lo tanto, la carga hidráulica específica será numéricamente igual a la inversa del tiempo de retención hidráulica.

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θ1==

VQL

L = carga hidráulica específica (m3influente /m3

reactor.d)Q = caudal (m3

influente / d)V = volumen del reactor (m3)Ө = tiempo de retención hidráulica (d)

1.6.2 Carga orgánicaLa cuantificación de los contaminantes orgánicos debe presentarse en términos de “carga orgánica”. La carga se expresa como masa por unidad de tiempo, pudiendo ser calculada por distintos métodos, dependiendo del tipo de problema bajo análisis, del origen de los contaminantes y de los datos disponibles. En general la carga orgánica se expresa en términos de algún indicador estandarizado de materia orgánica como DBO o DQO (Kg DBO/d). La carga orgánica específica que se aplica a un reactor puede ser calculada de la siguiente manera:

θC

VQxCB ==

B = carga orgánica específica (Kg DQO/m3. d)Q = caudal (m3

influente/ d)C = concentración influente (Kg DQO/ m3)Ө = tiempo de retención hidráulica (d)

La carga orgánica e hidráulica son importantes parámetros de diseño en la construcción de reactores UASB y son los que determinarán en gran medida el volumen final de los reactores. Cuando la carga orgánica es importante (en un influente muy concentrado) es posible que la población bacteriana no sea suficiente para el tratamiento de la materia orgánica, por lo que este factor será la limitante del proceso e influirá en el volumen, en cambio, en efluentes diluidos, la limitante del proceso será la carga hidráulica ya que la bacterias necesitarán un mayor volumen de líquido a tratar para satisfacer sus necesidades alimenticias, lo que tenderá a aumentar el volumen necesario del reactor u obligar a una Velocidad ascensional peligrosamente alta.

1.6.3 Tiempo de Retención Hidráulica (TRH)El TRH puede ser definido como el tiempo que tarda una gota de influente en recorrer el mismo y salir en el efluente. Este parámetro tiene una gran importancia en los reactores UASB ya que determinará el tiempo de contacto entre el contaminante y la comunidad bacteriana del lodo. El TRH óptimo puede variar mucho dependiendo del clima y tipo de influente, siendo el óptimo bajo las condiciones locales 6 horas (Gutierrez, M; et. al. 2002).

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QVTRH =

V = volumen reactor (m3)Q = caudal influente (m3/d)

1.6.4 Velocidad ascensionalJunto con la producción de gas es la manera de agitar el medio y favorecer el contacto lodo – sustrato mediante la expansión del manto de lodos. Si es demasiado alta (Vup ≥1 m/h), se puede producir el lavado del lodo, en cambio, si es demasiado baja, puede haber una compactación del lodo, lo que no es favorable. Para una carga orgánica alta, la agitación de la cama de lodo puede estar asegurada por la producción de gas, por lo que no es necesaria una velocidad ascensional alta.La velocidad ascensional puede calcularse mediante la siguiente fórmula:

TRHh

AQVup ==

Vup = velocidad ascensional (m/h)h = altura del reactor (m) A = área del reactor (m2)

1.6.5 EficienciaUno de los principales parámetros para la evaluación del funcionamiento de un sistema de tratamiento de aguas residuales es la Eficiencia (eficiencia de tratamiento), que representa la cantidad del contaminante en cuestión que es removido del líquido influente. La eficiencia se expresa de la siguiente forma:

100xC

CCEi

ei −=

E= Eficiencia de remoción (%)Ci = Concentración de contaminante en el influenteCe = Concentración de contaminante en el efluente

1.7 ¿PORQUE DOS ETAPAS?

Los sistemas anaeróbicos de dos etapas han sido propuestos como una de las maneras de retener y degradar los sólidos suspendidos provenientes de un líquido cloacal crudo en ambientes de bajas temperaturas (van Haandel y Lettinga, 1994; Wang, 1994; Elmitwalli, 2000). Se han realizado estudios para el tratamiento de Martín Alejandro Iribarnegaray 21

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líquidos cloacales pre – sedimentados en Salta usando reactores UASB (Castañeda, 2001; Gonzalez, 2000; Seghezzo, 2001). En este trabajo, se pretende reemplazar al sedimentador primario por un UASB. Existen evidencias de que un reactor UASB es superior a un sedimentador primario en la remoción de los sólidos suspendidos y materia orgánica (Wang, 1994). De esta forma, el tratamiento primario consistiría en rejas y desarenador y el tratamiento secundario se extiende a dos reactores UASB en serie. El primero tiene como objetivo primordial la remoción de los sólidos suspendidos y la hidrólisis y el segundo la remoción de los sólidos disueltos mediante la acidificación y la metanogénesis.En regiones de clima subtropical y templado, como el caso de la ciudad de Salta, la temperatura del líquido puede bajar a menos de 20 ºC durante parte del año. En estos casos, la fase de hidrólisis puede verse afectada, reduciéndose la eficiencia del tratamiento debido a que la descomposición de los sólidos suspendidos del influente puede volverse muy lenta, permitiendo que sólidos sin degradar se acumulen en el reactor reduciendo la actividad bacteriana del lodo anaeróbico y desmejorando la eficiencia global del tratamiento (Elmitwalli, 2000). Para minimizar este problema se ha propuesto someter a los líquidos cloacales crudos a un proceso de sedimentación previa a su tratamiento biológico o a la utilización de dos reactores UASB en serie (van Haandel y Lettinga, 1994; Wang, 1994). La utilización de una o dos etapas estará en relación con las características ambientales de cada caso, (condiciones climáticas locales, la temperatura y concentración de los líquidos cloacales, variaciones del caudal, etc.), ya que es posible que para temperaturas superiores a 15 ºC una sola etapa sea suficiente para cumplir con los objetivos del tratamiento, sin necesidad de recurrir a ningún tipo de pre - tratamiento, exceptuando el tratamiento primario (Zeeman y Lettinga, 1999).En los sistemas de una etapa todas las reacciones ocurren en un solo reactor, por lo que las condiciones deben ser óptimas para el desarrollo de las distintas etapas, de lo contrario se pueden producir entre otros fenómenos, acumulaciones de ácidos grasos volátiles (materia prima de la metanogenesis) que producen la acidificación del reactor, el descenso del pH y la virtual detención del proceso. En un sistema de dos etapas, la mayor parte de los sólidos son retenidos en el primer reactor, donde el proceso más importante es la hidrólisis de los sólidos suspendidos, además de producirse gran cantidad de ácidos grasos volátiles (acidificación), por lo que debe ser monitoreado el pH para que no baje a valores que puedan afectar la hidrólisis (≤ 6,3). El segundo reactor retiene los sólidos suspendidos restantes y degrada los compuestos solubles del influente más los que se generaron durante la hidrólisis parcial que tuvo lugar en el primer reactor.

1.8 ¿PORQUE LAS LAGUNAS DE ESTABILIZACION?

Para cumplir con la normativa de volcamiento a cuerpos de agua naturales, el efluente de un sistema anaeróbico requiere un post tratamiento o tratamiento terciario para la remoción de organismos patógenos y nutrientes, los cuales no son removidos adecuadamente en los reactores UASB. De esta forma, las lagunas de estabilización (LDE) son una alternativa eficiente y económica de post tratamiento de efluentes anaeróbicos (van Haandel y Lettinga, 1994), y constituyen una adecuada solución de post – tratamiento en los países en vías de desarrollo debido a que los mismos cuentan con suficiente disponibilidad de espacio (el mismo no es una limitante), tienen un clima

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favorable (temperatura y radiación elevada), y debido además a que este sistema se caracteriza por una simple operación y poca necesidad de equipamiento, lo que favorece a las economías en vías de desarrollo. Existen diversas variantes, con diferentes requerimientos operacionales y de espacio. Los tipos generales son:

• Lagunas Facultativas• Lagunas Anaeróbias – Lagunas Facultativas• Lagunas aireadas Facultativas• Lagunas aireadas de mezcla completa – Lagunas de Decantación.• Lagunas de Maduración.

Entre los tipos mencionados, las lagunas de maduración tienen como objetivo principal la remoción de gérmenes patógenos (coliformes, parásitos, etc). En las mismas, predominan condiciones adversas para estos microorganismos, como radiación ultravioleta, elevado pH, elevado oxígeno disuelto y predación por parte de otros microorganismos. Este tipo de laguna se diferencia frecuentemente por tener una profundidad menor, lo que asegura condiciones aeróbicas.La mortalidad de los coliformes (indicadores de contaminación fecal) sigue una cinética de primer orden (von Sperling, 1996), por lo que la tasa de mortalidad de estos organismos dentro de las lagunas será proporcional a su concentración.El régimen hidráulico del sistema de post – tratamiento es importante en la eficiencia del proceso. Está comprobado que el flujo pistón asegura los mejores resultados al respecto (von Sperling, 1996).Las bacterias, en un sistema de lagunas de maduración, utilizan la materia orgánica como fuente de energía mediante la oxidación de la misma (respiración). El oxígeno necesario para este proceso es provisto por las algas (fotosíntesis). De esta forma, se produce un equilibrio entre consumo y producción de oxígeno y CO2, este último consumido por las algas.

1.8.1 Influencia de las algasLas algas desempeñan un papel fundamental en el funcionamiento de las lagunas de estabilización, fundamentalmente modificando las condiciones del medio para perjuicio de los organismos patógenos y removiendo nutrientes. También son responsables de la correcta oxigenación del medio, ya que producen 15 veces más oxígeno del que consumen.

Tabla 4: Consecuencias fundamentales de la respiración y la fotosíntesis. Fuente: von Sperling, (1996).

FOTOSISTESISConsumo de CO2 El ión bicarbonato (HCO3) pasa a OH-

Se eleva el pH

RESPIRACIÓNProducción de CO2

El ión bicarbonato pasa a H+

El pH se reduce.

El pH de una laguna varía a lo largo del gradiente de profundidad y también a lo largo del día, dependiendo de la fotosíntesis y la respiración (Tabla 4). Durante el día,

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cuando se da la máxima intensidad lumínica, el pH puede llegar a valores cercanos a 9, momento en que se produce la mayor acción sobre los patógenos (Yanéz Cossío, 1993).

1.8.2 Remoción de nutrientesLos principales procesos por los cuales es eliminado el nitrógeno en las lagunas de estabilización son:

• Volatilización del amoniaco.• Asimilación del NH4

+ por las algas.

• Asimilación de NO3 por las algas.• Nitrificación – desnitrificación.• Sedimentación del nitrógeno orgánico particulado.

Un aspecto importante en la dinámica del nitrógeno es que a pH ≥ 11, todo el amonio es NH3 y a pH 9,5, la relación está en un 50 %.En cuanto al fósforo, los mecanismos de remoción son:

• Asimilación por algas y bacterias.• Precipitación (en condiciones de elevado pH).

A pH ≥ 8, el fósforo precipita como hidroxiapatita, entre otros procesos.

1.8.3 Otra alternativaLa alta concentración residual de nutrientes con los que cuenta el efluente de un reactor UASB es un recurso potencial para su uso en distintas ramas de la agricultura, especialmente en aquellos cultivos que no son consumidos directamente por la población humana (forestación, granos, pasturas, etc), ya que la alta concentración de patógenos puede ser peligrosa si se usa para la producción de alimentos frescos y que son consumidos crudos. El uso de aguas residuales tratadas en Agricultura, constituye una de las herramientas más valiosas que tienen los países en vías de desarrollo para controlar la contaminación y hacer frente al reto de incrementar la producción agrícola con un recurso hídrico escaso (Paroni, 1997). El alto precio de los fertilizantes químicos es uno de los aspectos que mas alientan este tipo de soluciones para los líquidos tratados anaeróbicamente. La decisión entre LDE o reuso dependerá de una serie de factores a considerar en cada caso, aunque por supuesto, también pueden utilizarse productivamente los efluentes de las LDE con muy buenos resultados, sin riesgos de patógenos, aunque con una menor concentración de nutrientes. De todas formas, antes de tomar una decisión debe realizarse un completo análisis de las distintas alternativas teniendo en cuenta los aspectos económicos, sociales y ambientales.

1.9 INOCULACION Y PUESTA EN MARCHA

Una vez que el reactor ha sido adecuadamente diseñado y construido, la puesta en marcha es un factor determinante en el funcionamiento de la unidad. Puede

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considerarse que la puesta en marcha comienza con la inoculación del reactor con lodo activo y termina cuando se ha producido una cantidad suficiente de lodo nuevo, con buenas características de sedimentabilidad y cuando se alcanza además una cierta estabilidad en la eficiencia de remoción. En este periodo la biomasa se reproduce y se adapta al agua residual, por lo que es un proceso inestable y de transición (Noyola Robles, 1994). La duración de la puesta en marcha depende de parámetros biológicos, químicos y físicos (composición y concentración del líquido influente, características del inóculo, parámetros ambientales, de operación, geometría y tamaño del reactor). Frecuentemente, durante las primeras etapas de la puesta en marcha, se producen lavados intermitentes de inóculo y sólidos debido a la poca cantidad de lodo formado y falta de sedimentabilidad, fenómeno que debe ir disminuyendo durante el proceso. Finalizada esta etapa el sistema puede ser sometido a las cargas orgánicas de diseño y a altas velocidades ascensionales (evitando superiores a 1 m/h) sin una disminución de la eficiencia. Los distintos tipos de inóculo pueden tener distintos orígenes:

• Sedimentos de ríos o lagunas.• Estiércol.• Barros digeridos o semidigeridos de digestores anaeróbicos de barros.• Lodo floculento o granular de reactores anaeróbicos.

Cuanto mayor sea la cantidad y calidad del lodo de inóculo utilizado, más rápida será la etapa de puesta en marcha. Se ha demostrado que cuando se tratan líquidos cloacales, la adición de inóculo no es un requisito indispensable para el funcionamiento del reactor ya que el influente cuenta ya con una cierta concentración de bacterias anaeróbicas que sirven de semilla. La mejor herramienta para evaluar un material que será utilizado como inóculo es la determinación de la actividad metanogénica específica (AME), expresada como la cantidad de CH4 que puede producir un lodo por unidad de tiempo. Cuanto mayor sea la AME, mejor será el inóculo.

1.10 EL TRATAMIENTO ANAEROBICO EN AMERICA LATINA

Los sistemas UASB representan hoy en América latina más del 50 % de las plantas compactas de tratamiento en poblaciones de tamaño medio, entre 5000 y 50000 habitantes, con eficiencias de remoción del 75 al 80%. (Conil, 2000)La tecnología UASB fue desarrollada comercialmente durante los años 80 en Europa para el tratamiento de efluentes industriales, cuyas temperaturas normalmente son tibias, propias de las fermentaciones anaeróbicas y en concentraciones de DBO superiores a 1000 ppm. (a mayor concentración de DBO, mayor competitividad económica, versus las tecnologías tradicionales de lodos activados).El tratamiento anaeróbico es una opción interesante en América latina por una serie de factores. Los países de esta región se encuentran en su mayor porcentaje dentro de un clima tropical y donde las condiciones de temperatura de los líquidos cloacales son óptimas para el tratamiento anaeróbico. En cuanto al aspecto económico, esta tecnología muestra los mejores balances entre eficiencia y costo, ya que los costos de construcción de estos reactores están entre los más bajos del mercado (generalmente solo las lagunas de estabilización son una opción más barata), además de tener un costo de mantenimiento de sólo centavos de dólar por habitante al año. Estos

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reactores no requieren grandes gastos de energía para homogenización o aireación, además de no ser necesaria la utilización de bombas ya que mientras sea posible el flujo del líquido en el sistema puede ser posibilitado por gravedad, este es un factor importante teniendo en cuenta las dificultades energéticas con las que cuenta la región (nuestro país es un buen ejemplo). La construcción y diseño de estos sistemas poseen un alto grado de simplicidad, por lo que no es necesario depender de grandes empresas que tengan monopolizada una tecnología y a las cuales haya que comprarles repuestos costosos. Gracias a esta simplicidad, es posible la construcción de sistemas de tratamiento anaeróbicos basados en los reactores UASB para una vivienda, un hotel, un grupo de casas de un barrio y una ciudad. Además, para el funcionamiento no necesitan erogaciones de dinero para la adición de productos químicos, ni nutrientes, etc. El primer reactor a escala real en América latina se desarrolló en Colombia (Cañavaralejo), de 60 m3 que se monitorio durante 4 años. La empresa que introdujo la tecnología fue BIOTEC (Empresa Belga de Ingeniería del Agua y de la Materia Orgánica), fundada en Bélgica en 1984. Luego de una primera fase de experimentación, se realizaron otros proyectos con el apoyo de la Cooperación Holandesa (Conil, Phillipe; 2000)Los ejemplos de tratamiento a escala real de aguas residuales domésticas con reactores UASB en América Latina son numerosos, muchos problemas recurrentes en el diseño de estas plantas es el escape de olores, especialmente en las etapas de tratamiento anaeróbico, generalmente atribuidas a inexperiencias de los ingenieros que las diseñan. Estos problemas son resueltos frecuentemente con la participación de empresas como Biotec y otras, que son contratadas para remediar los errores de diseño.

1.11 EXPERIENCIAS EN CLIMA TROPICAL Las experiencias de tratamiento anaeróbico de efluentes cloacales en climas tropicales son innumerables, por lo que solo se presentan tres casos de plantas a escala real (Tabla 5) para evaluar las características y eficiencias de remoción generales de las mismas en climas tropicales, que luego serán utilizados para comparar y sacar conclusiones con los resultados del presente trabajo (clima subtropical).

Tabla 5: 3 ejemplos reales de tratamiento con reactores UASB en climas tropicales.

CASO V(m3)

T(ªC)

Concentración influente (mg/L)

DQO DBO SST

TRH(h)

Eficiencia de remoción (%)

DQO DBO SST

PM(meses

)

Seguimiento

(meses)

1 1200 20 - 30 563 214 418 6 74 75 75 2,5 12

2 67,5 16 - 23 402 515 379 7 74 80 87 - 14

3 810 30,8 549 - 196 9.4 75 - 51 3 30

1. En India, mediante una cooperación bilateral con Holanda, se diseñó y construyó en 1985 un reactor UASB a escala real para el tratamiento de líquido cloacal

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municipal en el distrito de Kanpur, reactor que aún esta en funcionamiento. El reactor fue diseñado para el tratamiento de 5000 m3 de líquido cloacal crudo por día. El monitoreo durante 12 meses fue efectuado por Draaijer et al, (1992). La puesta en marcha fue realizada sin inóculo. El periodo de puesta en marcha duró aproximadamente 10 semanas.

2. En Brasil, luego de promisorios resultados a escala de laboratorio (106L), fue diseñado un UASB de 120 m3 para el tratamiento de líquido cloacal municipal (Vieira et al; 1986). Se realizó durante dos años el seguimiento del mismo.

3. Florencio et al; 2001) realizaron un seguimiento del funcionamiento de un reactor UASB para el tratamiento de líquido cloacal municipal en Recife, Brasil. Este reactor sufrió una serie de problemas de operación y fluctuaciones del caudal influente.

1.12 LA EXPERIENCIA ANTERIOR EN SALTA

En la ciudad de Salta, se ha experimentado el tratamiento de líquidos cloacales pre – sedimentados mediante un reactor UASB de 500 litros (denominado R500) con resultados promisorios (Guerra et al; 1999; Gonzalez et al; 2002; Castañeda et al; 2000; Seghezzo et al; 1995; Gutierrez et al; 2002). Esta planta piloto (la primera en nuestro país) estaba instalada en la Planta de Tratamiento de Líquidos Cloacales de la Ciudad de Salta, al igual que el actual sistema piloto que se utilizó para realizar este trabajo.

Breve descripción del sistemaLas características de esta planta piloto fueron ya detalladas en los trabajos anteriores arriba mencionados, por lo que solo se presenta una descripción general. El reactor UASB a escala piloto estaba ubicado a la salida de la cámara partidora de los lechos percoladores. Esta cámara recibía los líquidos provenientes de los sedimentadotes primarios.Este sistema operó desde 1995 continuamente durante 7 años. Las dimensiones del reactor se presentan en la Tabla 6 y en la Figura 4 se presenta un esquema de la misma.

Tabla 6: Dimensiones del reactor UASB del sistema SP – UASB.

DIAMETRO 0,50 mALTURA 2,55 m

VOLUMEN UTIL 500 LAREA TRANSVERSAL 0,196 m2

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Figura 4: Esquema de planta piloto conformada por un reactor UASB tratando líquido pre-sedimentado. De Gonzalez et al; (2002)

El sistema estaba constituido entonces por un Sedimentador Primario (SP) y un UASB (R500), por lo que este reactor trataba un líquido cloacal pre-sedimentado. El SP removía la mayor parte de la DQO suspendida, culminando el tratamiento primario del líquido cloacal, siendo en tratamiento secundario realizado por el UASB. De esta forma, la carga orgánica ingresante al mismo era baja, con una DQO inferior a los 300 mg/L y predominando las fracciones de sólidos coloidales y disueltos. El líquido crudo ingresante al SP era tratado previamente mediante rejas y desarenador. El líquido cloacal pre – sedimentado puede favorecer el tratamiento secundario mediante un UASB, ya que al contener menor cantidad de sólidos en suspensión, se facilita la etapa de hidrólisis y son menores los riesgos de acumulación de material particulado sin degradar.El reactor estaba construido con poliéster reforzado con fibra de vidrio (PRFV) y era alimentado mediante una bomba peristáltica Watson Marlow 601 F/R.

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Influente

BombaPeristaltica

Efluente

Canillasmuestre

o

Biogas

Retentionvalve

UASB Líquido

Pre – sedimentado

Medidorcaudal

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Tratamiento Anaeróbico – Aeróbico con Reactores UASB en serie y LDE.

2 OBJETIVOS

• Poner en marcha un sistema piloto combinado (anaeróbico – aeróbico) de tratamiento de líquidos cloacales a escala piloto en clima subtropical.

• Comprobar la utilidad de un segundo reactor UASB para el tratamiento de líquido cloacal crudo bajo estas condiciones climáticas

• Evaluar el funcionamiento general del mismo y su eficiencia en términos de remoción de materia orgánica, sólidos, microorganismos patógenos, entre otros parámetros de seguimiento.

• Comparar el sistema propuesto (UASB – UASB – Lagunas) con otro conformado por SP – UASB.

• Evaluar los resultados en condiciones subtropicales y compararlos con experiencias en climas tropicales.

Martín Alejandro Iribarnegaray 29

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3 MATERIALES Y METODOS3.1 EL SISTEMA

El trabajo se desarrolló en la ciudad de Salta, a 24º de latitud Sur, cuyo clima está definido como subtropical con estación seca. La temperatura ambiente media anual es de 16,5 °C (Arias y Bianchi, 1996). El sistema estudiado consiste en 2 reactores UASB en serie (R3000 y R800), seguidos de un sistema de 5 lagunas de estabilización (LDE) funcionando en flujo pistón (Figura 5).El sistema piloto se encuentra instalado en la planta depuradora de líquidos cloacales (PDLC) de la ciudad de Salta, dependiente de la empresa Aguas de Salta S.A., y ubicada junto a la cámara partidora del sector de sedimentadores primarios (CPSP).

R800

P800

Efluente R800

Desarenador

Rejas

Líquido cloacal crudo

R3000

P3000

Biogas

G3000

Mantode lodo

Mantode lodo

PLDE

M3000

Efluentefinal

1 2 3 4 5

LDE(Vista enplanta)

Efluente R3000

Biogas

G800M800

Cámarapartidora

Exceso Exceso

Filtro

C3000 C800

SeparadorGSL

Figura 5: Diagrama de flujo del sistema. R3000: primer reactor UASB. Dimensiones: altura (h) = 3.95 m; diámetro (d) = 1 m; volumen (V) = 3.102 m3; R800: segundo reactor UASB; P = bombas peristálticas; C = contenedores intermediarios (V = 10 L); G = gasómetros; M = medidores de gas; GSL = Gas-Sólido-Líquido.

3.1.1 Reactores UASB En la Tabla 7 se detallan las dimensiones de los reactores UASB.

Tabla 7: Dimensiones reactores UASB

Dimensiones Reactor 1 Reactor 2Diámetro (m) = 1.00 0.50

Altura (m) = 3.90 3.90Volumen (m3) = 3.063 0.766

Área basal (m2) = 0.785 0.196

Martín Alejandro Iribarnegaray 30

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La Figura 6 ofrece una vista de los reactores. El diseño de los mismos posibilita la aplicación de un amplio rango de Tiempos de Retención Hidráulica (TRH) en ambos reactores, lo cual permitirá estudiar el efecto de esta variable sobre la eficiencia de remoción de materia orgánica y sólidos suspendidos. La velocidad ascensional (Vup) se mantendrá en general por debajo de 1 m/h, recomendada para evitar la pérdida de lodo por arrastre, previéndose picos ocasionales de hasta 2 m/h en casos especiales (Seghezzo, 2001). Los colectores de gas, o sistemas de separación de fases sólida-líquida-gaseosa poseen un área para la liberación de gases diseñada para una carga superficial de 1m3 de gas/m2.h. En el área de pasaje de líquido ubicada entre los colectores de gas y la pared del reactor se acepta una Velocidad ascensional máxima de 3 m/h.

Figura 6: Vista de Reactores UASB.

El líquido influente al sistema fue previamente sometido al tratamiento primario realizado por la Planta Depuradora de Líquidos Cloacales consistente en rejas para la retención de sólidos gruesos y desarenador para la remoción de arenas y luego fue transportado a la Cámara Partidora del sedimentador primario (CPSP). En ésta el influente al primer reactor del sistema (R3000) pasa primero por un filtro constituido por una doble malla de plástico (para mayor durabilidad) de 5 mm, a fin de evitar taponamiento en la bomba de dicho reactor (Haskoning, 1994). (Figura 7). Este filtro fue lavado mediante agua a presión una vez por semana aproximadamente para evitar la acumulación de materiales gruesos que puedan haber sorteado el tratamiento primario. El líquido influente se distribuyó a través de un caño invertido a 5 cm. del

Martín Alejandro Iribarnegaray 31

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fondo de cada reactor. El mismo estaba constituido por cuatro brazos para asegurar un vertido homogéneo del líquido en la base del reactor.

Figura 7: Vista del líquido cloacal crudo en la Cámara partidora y del filtro utilizado (a punto de ser lavado). 3.1.2 Bombas peristálticasLa alimentación del R3000, el R800 y las lagunas fue realizada con bombas peristálticas Watson Marlow 701 I/R, 621 I/R y 313 S respectivamente (Figura 8). Estas bombas fueron elegidas por su precisión y durabilidad. Sus caudales pueden ser variados en un amplio rango, permitiendo experimentar con distintos TRH en las diferentes partes del sistema.

Figura 8:Vista de la bomba del R3000.

El biogás producido por los reactores fue acumulado en dos gasómetros (G3000 y G800), ambos con una capacidad de 300 litros. La medición del mismo fue automática, Martín Alejandro Iribarnegaray 32

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mediante llaves de apertura y cierre (Neumann CB 130), válvulas eléctricas (Jefferson) y medidores de gas natural domésticos (Schlumberger Gallus 2000 y ABB ELSTER Sistema Krom Schroder) (Figura 9).

Figura 9: Vista de los medidores de gas y vista del G 3000.

Los reactores UASB, las lagunas de estabilización, los gasómetros y los sedimentadores fueron construidos de Poliéster Reforzado con Fibra de Vidrio (PRFV) por la empresa JJS Instalaciones Plásticas y Mecánicas de Salta. Los reactores se inocularon con lodo digerido de los digestores de barros de la PDLC (R3000) y con lodo anaeróbico procedente de un reactor UASB más pequeño alimentado con líquido cloacal pre-sedimentado, ubicado en otro sector de la Planta Depuradora. El volumen de inoculación fue 5% del volumen útil de cada reactor. Si bien la cantidad de inóculo utilizado no fue grande, su calidad fue muy elevada, pues el reactor pequeño trataba un líquido con menos concentración (pre–sedimentado) pero de las mismas características generales.La temperatura ambiente y del líquido se midió en distintas partes del sistema con un termómetro digital marca Keithley (Figura 10; Figura 11).El incremento del manto de lodos se midió de forma visual a través de 13 canillas de muestreo ubicadas a lo largo de cada reactor.

3.1.3 Lagunas de estabilización El diseño de las lagunas de estabilización, en este caso de maduración, se realizó considerando que el efluente debe cumplir con el límite máximo de 1000 NMP/100 mL, recomendado por la Organización Mundial de la Salud (OMS) para riego irrestricto (WHO, 1989), valor que se considera aceptable para volcamiento de líquidos cloacales tratados en cursos de agua de la Provincia de Salta, aunque la legislación local establece un máximo de 2000 NMP/100 mL (SeMADeS, 2001). Los valores de las constantes cinéticas para el dimensionamiento fueron tomados de von Sperling (1996) y Liberal et al. (1998).Para el dimensionamiento de las lagunas se consideró que la tasa de muerte bacteriana de Escherichia coli, tomada como indicador de contaminación bacteriológica en líquidos cloacales sigue una cinética de primer orden, de acuerdo a lo originalmente propuesto por Marais (1974):

Martín Alejandro Iribarnegaray 33

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NKdtdN

b−=

donde N = concentración de E.coli expresada como Número Más Probable (NMP) en 100 mL de muestra y Kb = constante de muerte celular (d-1). El valor de Kb está influenciado por la temperatura según la siguiente ecuación de Arrhenius modificada:

( )2020,

−⋅= Tbb KK θ

en la cual Kb,20 = constante de muerte celular a 20 ºC, θ = constante cinética o “coeficiente de temperatura”, y T = temperatura media esperada de operación. La fórmula para calcular el TRH requerido en el sistema para cumplir con la eficiencia deseada de remoción de patógenos, se derivó de un balance de masa sobre la concentración de microorganismos, considerando que se trata de un sistema de varias lagunas en serie con régimen hidráulico de mezcla completa (Seghezzo, 2001):

b

n

ntotal K

NN

nTRH1

1

0 −

∗=

donde TRHtotal = Tiempo de Retención Hidráulica en todo el sistema, n = número de lagunas en serie y los subíndices 0 y n indican las situaciones en el influente y a la salida de la enésima laguna, respectivamente. A partir del TRH calculado, el caudal que aporta la bomba peristáltica y una profundidad adoptada de 1.00 m, se calculó el área total requerida de lagunas (Seghezzo, 2001). Los valores considerados para el dimensionamiento, tomados de von Sperling (1996) y Liberal et al; (1999), se presentan en la Tabla 8:

Tabla 8: Valores de las constantes cinéticas y otros parámetros utilizados para el dimensionamiento de las lagunas.

Parámetro Valores utilizados

Kb,20 (d-1) = 1.5T (ºC) = 21.0

θ (-) = 1.17N0 (NMP/100 mL) = 1*107

Nn (NMP/100 mL) = 1*103

n (-) = 5Kb (d-1) = 1.75

Todas las dimensiones de las LDE se presentan en la Tabla 9.Martín Alejandro Iribarnegaray 34

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Tabla 9: Dimensiones de las lagunas de estabilización.

Parámetro ValoresLargo (m) = 3,2

Ancho por laguna (m) = 0,5Profundidad (m) = 1

Número de lagunas (-) = 5Area por laguna (m2) = 1,6

Volumen por laguna (m3) = 1,6Area total (m2) = 8

Volumen total (m3) = 8TRH planeado total (d) = 15

3.1.4 Los análisisLos análisis fueron realizados en el Laboratorio de Estudios Ambientales (LEA) ubicado en el Departamento de Física, dependiente del Consejo de Investigación de la Universidad Nacional de Salta (CIUNSa) y del Instituto de Investigación en Energía No Convencional (INENCO).

Figura 10: Medición de la temperatura en las LDE.

Martín Alejandro Iribarnegaray 35

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Figura 11: Vista del termómetro digital utilizado para la medición de la temperatura del aire y del líquido.

Los análisis se realizaron de acuerdo al Standard Methods for the Examination of Water and Wastewater (1995) y mediante micro-métodos HACH®.

Tabla 10: Rutina de análisis físico-químicos, biológicos y bacteriológicos a realizar para el seguimiento de la planta piloto.

Parámetros FrecuenciapH 2 veces por semanaDemanda Química de Oxígeno (DQO) total (mg/L) 2 veces por semanaDQO filtrada en papel de filtro (mg/L) 1 vez por semanaDQO filtrada en membrana (mg/L) 1 vez por semanaSólidos sedimentables (10 min, 1 h y 2 h) (mL/L) 1 vez por semanaSólidos totales y volátiles sin filtrar (g/L) 1 vez por semanaSólidos totales y volátiles filtrados en papel de filtro (g/L) 1 vez por semanaSólidos totales y volátiles filtrados en membrana (g/L) 1 vez por semanaSólidos suspendidos (g/L) 1 vez por semanaSólidos suspendidos totales y volátiles (g/L) 1 vez por semanaAlcalinidad (mgCaCO3/L a pH 4) 1 vez por semanaÁcidos grasos volátiles (mg/L) 1 vez por semanaConductividad (µS/cm) 1vez por semanaTotal de sólidos disueltos (g/L) 1 vez por semanaDemanda Biológica de Oxígeno (DBO5) total (mg/L) eventualOxígeno disuelto en las lagunas (mg/L) eventualAnálisis bacteriológicos 1 vez por semanaAnálisis de parásitos (huevos y larvas de helmintos) 1 vez por semanaNitrógeno total (Kjeldahl) y amoniacal, nitritos y nitratos eventualFósforo total eventual

Martín Alejandro Iribarnegaray 36

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En las muestras se determinó la Demanda Química de Oxígeno total (DQOt), filtrada en papel de filtro Schleicher & Schuell 595½ de 4.4 µm de poro (DQOf) y filtrada en membrana Schleicher & Schuell ME 25 de 0.45 µm de poro (DQO disuelta, o DQOd). La DQO suspendida (DQOs) se calculó como DQOt - DQOf, mientras que la DQO coloidal (DQOc) fue calculada como DQOf – DQOd. El efluente de las lagunas también fue filtrado a través de filtros de fibra de vidrio Whatman GF/C de 1.2 µm de poro para retener algas. Sobre la muestra así filtrada se determinó la DQO (DQOf1.2). Para la determinación de los Coliformes Fecales (CF) se utilizó la técnica de tubos múltiples en medio líquido. El recuento de huevos de parásitos se realizó mediante la técnica de Bailenger, aprobada por la Organización Mundial de la Salud (WHO, 1989).Los análisis realizados a lo largo del trabajo se muestran en la Tabla 10.Dos veces por semana, personal de Aguas de Salta S.A. extrajo muestras compuestas (500 mL cada 3 h durante 24 h) de los líquidos de entrada y salida de cada unidad para su análisis físico-químico, biológico y bacteriológico en laboratorio. Para esto las mismas fueron transportadas desde la planta de tratamiento hasta la universidad por la misma empresa. Las muestras se mantuvieron a 4°C hasta el momento del análisis.

3.2 PERIODOS

La investigación se dividió en cuatro periodos operativos, definidos en función del Tiempo de Retención Hidráulica (TRH) (Tabla 11) aplicado a las diferentes etapas del sistema.

Tabla 11: Tiempos de Retención Hidráulica teóricos aplicados en cada período.

PeríodoTiempo de Retención Hidráulica

R3000 R800 LDEI 8 hs 4 hs 15 díasII 8 hs 4 hs 15 díasIII 6 hs 4 hs 15 díasIV 6 hs 6 hs 15 días

Martín Alejandro Iribarnegaray 37

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4 RESULTADOS Y DISCUSION

4.1 PUESTA EN MARCHA

El inóculo utilizado para la puesta en marcha del R3000 fue completamente perdido (lavado) del sistema durante los primeros días de operación debido probablemente a la tendencia del mismo a la flotación y a la fuerte turbulencia producida por la producción de gas, de todas formas la puesta en marcha siguió su curso de forma satisfactoria a pesar que el reactor no fue nuevamente inoculado, por lo que se puede decir que prácticamente este proceso ocurrió sin inóculo. En el R800 el inóculo no fue lavado, a pesar de que el líquido tuvo una velocidad ascensional superior, probablemente debido a una mejor calidad del inóculo en cuanto a la sedimentación y a una menor producción de gas en el reactor. En el R3000, considerado el punto más crítico de todo el sistema, todas las condiciones propuestas por Noyola Robles (1994) para indicar operación estable, o para decidir por un aumento de carga, se cumplieron al cabo de un mes de operación, a saber:

a) Remoción constante de DQO al final del primer mes de operación, donde la misma se equilibró alrededor del 80 %.

b) Relación de Alcalinidades (entre la alcalinidad medida a pH 5.75 y pH 4.3) mayor a 0.7, con bajos niveles de Ácidos Grasos Volátiles (AGV). La concentración de AGV a lo largo del sistema se mantiene sin muchas variaciones, probablemente debido a una escasa biodegradabilidad anaeróbica de los mismos, aunque nunca se acumularon en ninguna etapa del sistema, lo que indica que la metanogénesis nunca fue excedida.

c) Producción de biogás de 0.1 Nm3/kg de DQO removida, con un contenido estable de CH4 de 90%.

Por tal motivo, se puede decir que el R3000 fue puesto en marcha en sólo un mes de operación (33 días). Este criterio se basa únicamente en los parámetros de funcionamiento y no analiza las características del lodo anaeróbico, el cual al final del primer mes de operación no estaba probablemente totalmente estabilizado (Seghezzo, 2004). De todas formas, este criterio es muy aceptado al proveer herramientas relativamente sencillas para sacar conclusiones del estado de un reactor anaeróbico en sus fases iniciales.La puesta en marcha del R800 fue mucho más lenta, debido a que este reactor recibió un influente con una baja carga orgánica. La misma fue muy difícil de definir debido a que los datos obtenidos no fueron muy claros para describirla. Es posible que, bajo las condiciones a las que estaba sometido este reactor, haya finalizado entre el segundo y el tercer mes de operación, ya que luego de este tiempo mostró un funcionamiento promedio algo más estable (aunque con periódicas variaciones bruscas), y una remoción promedio cercana al 40 %.

Martín Alejandro Iribarnegaray 38

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4.2 RESULTADOS GENERALES

En la Tabla 12 se muestran los resultados obtenidos para los diferentes parámetros analizados, sin considerar el Período I (puesta en marcha).

Tabla 12: Resultados promedios de la operación del sistema durante todo el período experimental.

ParámetroPunto de muestreo

Influente R3000 (Media ± IC)

Efluente R3000 (Media ± IC)

Efluente R800 (Media ± IC)

Efluente LDE (Media ± IC)

Temp. (ºC) (Líquido) 22,1 ± 0,3 22,0 ± 0,5 22,5 ± 0,6 21,6 ± 0,9Ph 7,58 ± 0,07 7,68 ± 0,08 7,79 ± 0,10 8,65 ± 0,18AlK. (mg CaCO3/L) 182,0 ± 7,4 188,2 ± 6,2 193,6 ± 6,0 111,3 ± 8,1VFA (mg CaCO3/L) 20,2 ± 2,3 18,6 ± 2,4 18,5 ± 2,0 17,9 ± 2,4SS (mg/L) 319,7 ± 39,3 45,5 ± 3,8 29,2 ± 2,9 52,5 ± 5,6CND (µS/cm) 0,70 ± 0,02 0,50 ± 0,02 0,60 ± 0,02 0,70 ± 0,02TDS (g/L) 0,30 ± 0,01 0,30 ± 0,01 0,30 ± 0,01 0,30 ± 0,01

DQO (mg/L) 441,4 ± 41,0 79,7 ± 5,3 53,0 ± 5,0 92,3 ± 7,7(44,2 ± 5,1)

DBO (mg/L) 226 ± 80 62 ± 62 40 ± 26 (28 ± 18)ST (g/L) 0,818 ± 0,076 0,369 ± 0,019 0,371 ± 0,025 0,402 ± 0,033SV (g/L) 0,391 ± 0,049 0,153 ± 0,027 0,167 ± 0,026 0,190 ± 0,026SST (mg/L) 391± 68 22,0 ± 4,4 7,7 ± 2,1 24,0 ± 4,7SSV(mg/L) 190 ± 41 9,1± 1,3 2,4 ± 0,7 4,2 ± 1,0Parásitos (Huevos/L) 1422 ± 336 238 ± 206 45 ± 11 10 ± 4 CF (NMP/100 mL) 3,60 x 108 9,30 x 107 3,60 x 105 2,30 x 102

Amonio (mg NH3/L) 24,48 ± 7,02 38,29 ± 16,39 34,97 ± 12,15 1,06 ± 2,09Sulfuros (mg S2-/L) 0,184 ± 0,129 0,080 ± 0.050 0,019 ± 0,037 n.s.d.Sulfatos(mg SO4

2-/L) 40,5 ± 6,9 16,5 ± 1.0 11,0 ± 13,7 30,0 ± 3,9Fósforo (mg P/L) 3,57 ± 3,47 3,925 ± 3,283 4,29 ± 2,92 2,555 ± 2,068Nitratos (mg NO3

-/L) 3,52 ± 1,72 3,3 ± 2,2 1,32 ± 0,86 11,88 ± 14,66Nitritos (mg NO2

-/L) 0,049 ± 0,097 0,033 ± 0,065 0,034 ± 0,042 0,011 ± 0,023

AGV = Ácidos Grasos Volátiles; SS = Sólidos Suspendidos; CND = Conductividad; TDS = Total de Sólidos Disueltos; DQO = Demanda Química de Oxígeno; DBO = Demanda Biológica de Oxígeno; ST = Sólidos Totales; SV = Sólidos Volátiles; SST = Sólidos Suspendidos Totales; SSV = Sólidos Suspendidos Volátiles; CF = Coliformes Fecales; NMP = Número Más Probable; n.s.d.= no se detecta; IC = Intervalos de Confianza (α = 0.05). Entre paréntesis muestras filtradas para la extracción de algas.

4.2.1 TemperaturaExisten evidencias de que los reactores UASB sufren una sustancial reducción en la remoción de materia orgánica cuando la temperatura del líquido influente es inferior a los 18 ºC (Haskoning, 1996). La temperatura promedio del aire fue de 23,3 ± 1,0 °C (basada en determinaciones puntuales). La temperatura promedio del líquido a lo largo de todo el sistema fue levemente superior a los 20 ºC, exceptuando la época invernal, en donde descendió de este valor un breve período de tiempo. El comportamiento de la temperatura del líquido a lo largo de la investigación se detalla en la Figura 12.

Martín Alejandro Iribarnegaray 39

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0.0

5.0

10.0

15.0

20.0

25.0

30.0

1 6 11 18 24 32 38 43 55 62 70 74 86 101

112

127

153

162

174

183

192

202

210

225

236

253

265

277

292

301

310

320

DIAS

T ºC

Invierno

Figura 12: Evolución de la temperatura del influente al sistema durante todo el trabajo.

4.2.2 SólidosLa remoción promedio de Sólidos Totales y Volátiles fue de 54,6 y 57,3 respectivamente en la etapa anaeróbica (R3000 + R800) y de 50,9 y 51,4 respectivamente en el sistema total (R3000 + R800 + LDE). La disminución de la remoción del sistema completo se debe a la formación de algas en las LDE. La remoción de Sólidos Suspendidos Totales y Sólidos Suspendidos Volátiles fue prácticamente nula en el R800 durante todos los periodos considerados, lo que indica que el lodo de este reactor, alimentado con bajas concentraciones de materia orgánica, no tuvo capacidad de retención de este tipo de sólidos por lo que la misma concentración que entraba era la que salía. La eficiencia de remoción de Sólidos Suspendidos Totales (SST) y Volátiles (SSV) de los reactores UASB (R3000 + R800) fue de 98,1 y 99,1%, respectivamente. Los SST y SSV fueron intensamente removidos gracias a dos procesos básicos: a) la fuerza de la gravedad en contra del movimiento ascensional del líquido; y b) la acción de filtro ejercida por el lodo anaeróbico.

4.2.3 Alcalinidad, Acidos Grasos, pHEl pH se mantuvo en valores estables a lo largo de la investigación y en ningún momento hubo necesidad de modificarlo artificialmente mediante la adición de químicos. Esta es una cualidad de los líquidos cloacales (van Haandel y Lettinga, 1994). En las LDE, el mismo sufrió un aumento considerable debido al consumo de CO2 del sistema por la fotosíntesis, con un valor promedio de 8,65 ± 0,18.Los Acidos Grasos mostraron una concentración estable en las distintas etapas, posiblemente a causa de un equilibrio entre producción y consumo y una baja biodegradabilidad anaeróbica de los mismos (Seghezzo, 2004). La alcalinidad en las LDE mostró un descenso promedio de 82,3 mg CaCO3/L. Según Yanéz Cossío (1993), se destruyen dos miliequivalentes de alcalinidad por cada mol de NH4 oxidada. Según la siguiente ecuación:

Martín Alejandro Iribarnegaray 40

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Si se destruyen 2 miliequivalentes de alcalinidad, esto equivale a 7,14 mg de la misma perdidos por cada mg de NH4 nitrificado. Como se observa en la Tabla 12 en las LDE son removidos 33,91 mg NH3/L y se generan 10,56 mg NO3/L, lo que indica que aproximadamente el 30 % del NH4 ingresante a las LDE es nitrificado, de esta forma se perdería lo equivalente a 75,4 mg de alcalinidad, valor cercano a la pérdida registrada en las LDE. Los valores promedios de Alcalinidad y pH en cada etapa se detallan en la Figura 13.

0

50

100

150

200

250

ER3000 SR3000 SR800 LDE

Alk

(mg

CaC

O3/

L)

77.27.47.67.888.28.48.68.8

pH

Alk pH

Figura 13: Comportamiento de la Alcalinidad y el pH en las diferentes partes del sistema.

4.2.4 Coliformes y ParásitosLa remoción de Coliformes Fecales en el sistema completo (R3000 + R800 + LDE) fue 99.9999%, con lo que la concentración del efluente fue menor de 1000 NMP/100mL, cumpliendo con las normas de volcamiento vigentes y con el límite recomendado por la OMS para riego irrestricto. La remoción total promedio de parásitos fue de 99.3%.

4.2.5 NutrientesSolo se realizaron tres análisis físico-químico durante la experiencia lo que limita un análisis profundo de los resultados, de todas formas los mismos muestra una alta remoción de nutrientes, fundamentalmente en las LDE, cumpliéndose con los límites permitidos para descarga a cuerpos de agua superficiales.

Martín Alejandro Iribarnegaray

2H2O + 2NO

3 + 4H2NH

4+ 4O

2 →

41

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05

101520

2530354045

ER3000 R3000 R800 LDE

mg

NO

3/L

mg

NH3/

L

AMONIO NITRATOS

Nitrificación

Figura 14: Concentración promedio de Amonio y Nitrato en cada etapa del sistema.

El amonio tuvo un aumento en su concentración en los reactores UASB, fundamentalmente debido a la reducción del nitrógeno orgánico (Yánez Cossío, 1993) para luego prácticamente desaparecer en las LDE (Figura 14). Las causas de la remoción del Amonio deben buscarse en la liberación del mismo a la atmósfera, la nitrificación y el consumo por parte de las algas. Gracias a esta remoción,el efluente de las LDE cumple holgadamente con la norma provincial de volcamiento a ríos, que establece un máximo de 20 mg/L (SeMaDeS, 2001). La concentración de nitratos fue muy baja tanto en el influente al sistema como en la salida de los reactores anaeróbicos, aumentando su concentración en las LDE a causa de la oxidación del amonio. Los nitritos tuvieron una baja concentración a lo largo del sistema, fundamentalmente en la LDE, debido a los procesos oxidativos.El Fósforo experimentó una remoción promedio de 40,6 % en las LDE, siendo la concentración del efluente del sistema de 2,55 mg P/L. De todas formas, la concentración de Fósforo total siempre fue baja y la concentración más alta dentro del sistema se presentó en el R800 (4,29 mg P/L), siendo este valor muy inferior al máximo permitido (10 mg P/L) (SeMaDeS,2001).

4.2.6 BiogásA lo largo del trabajo, se presentaron algunos problemas con el funcionamiento de los medidores de gas, relacionados a la corrosión interna de los mismos a causa de la naturaleza del gas. Por lo tanto, los valores obtenidos para este parámetro no son totalmente confiables, aunque igualmente serán analizados.La producción de biogás fue algo irregular, especialmente en el reactor R800, donde sólo en el período IV se evidenció un aumento de la producción como consecuencia del aumento en el TRH de 4 a 6 hs. La escasa producción en este reactor se debió a la baja carga orgánica de su influente. En el R3000, luego de la puesta en marcha, la producción fue en aumento proporcionalmente al aumento en la concentración de su influente.La producción promedio de Biogás fue de aproximadamente 9 m3/mes en el R3000 y algo más de 1 m3/mes en el R800.

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4.3 MATERIA ORGANICA

La concentración promedio del líquido cloacal crudo de la Ciudad de Salta durante la experiencia fue de 441,1 ± 41,0, con una relación DBO/DQO = 48 %.El detalle de la eficiencia de remoción en las distintas etapas, junto con la duración de los distintos períodos de investigación, los TRH en cada etapa y la velocidad ascensional, se detalla en la Tabla 13.

Tabla 13:Resultados generales de remoción de DQO. Los intervalos de confianza tienen un 5 % de significación. Los porcentajes están calculados a partir de concentraciones medias. Los valores entre paréntesis están calculados a partir de muestras filtradas para la extracción de algas. (Seghezzo, 2004). Modificado.

Período

Días EtapaCond. Hidráulicas

TRH (h) Vasc

(m/h)

Conc. Prom.

Influente (mg/L)

Eficiencia de Remoción (%)

Total R3000 R800 LDE

I 1 -3333

R3000R800LDE

8,2 ± 0,14,0 ± 0,114,5 ± 1,4

0,48 ± 0,010,99 ± 0,01 367,1 78,5 62,2 27,2 21,7

II 33 – 9663

R3000R800LDE

8,1 ± 0,14,2 ± 0,115,0 ± 1,2

0,49 ± 0,010,93 ± 0,02 354,1 77,7

(86,1)80,4 8,1 - 23,7

(22,6)

III 96 - 16670

R3000R800LDE

6,1 ± 0,14,1 ± 0,115,7 ± 2,2

0,65 ± 0,010,96 ± 0,02 420,8 78,0

(89,0)80,0 39,7 - 82,5

(8,6)

IV 166-324158

R3000R800LDE

6,4 ± 0,25,6 ± 0,115,6 ± 0,8

0,62 ± 0,020,70 ± 0,01 472,5 79,8

(91,3)83,0 36,1 - 86,3

(19,7)

La precisión de las bombas peristálticas fue alta, por lo que los TRH reales fueron casi exactamente a los de proyecto. En los períodos III y IV el TRH en las lagunas fue algo superior a causa de una depositación de precipitados de naturaleza no muy bien conocida (probablemente sulfuros de hierro) y la formación de algas en partes con alguna incidencia de radiación solar.

4.3.1 Evaluación de la remociónLa Tabla 13 se observa que la eficiencia de remoción en el R3000 se mantuvo alrededor del 80 %, sin incluir el período de la puesta en marcha, mostrando un funcionamiento aceptablemente estable. La remoción en el R800, en cambio, fue notablemente inferior y muy inestable, con pronunciados cambios en corto tiempo.

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La remoción en las lagunas fue negativa debido a la producción de algas como resultado de la significativa concentración de nutrientes y la acción de la radiación solar (indispensable para la eliminación de los organismos patógenos). Como muestran los valores entre paréntesis, las muestras del efluente de las LDE libres de algas evidenciaron incluso remoción de materia orgánica, mostrando que en las LDE siguió degradándose la misma. Existen métodos muy simples y eficientes para eliminar las algas del efluente final de una LDE. Generalmente, los mismos consisten en la utilización de sistemas de filtrado constituidos por materiales de distinta granulometría (gravas, canto rodados, arena, etc.), por los cuales pasa el efluente antes de su vertido al cuerpo receptor. La concentración promedio del líquido cloacal crudo fue aumentando a lo largo de la investigación como consecuencia de una recirculación de lodos efectuada por la PDLC, siendo el promedio de concentración de entrada en el Periodo I de 367,1 mg/L de DQO y en el Periodo IV de 472,5. Esta recirculación era netamente intermitente, lo que causaba oscilaciones en la concentración de entrada, igualmente el sistema (especialmente el R3000) amortiguó sin problemas estos cambios aumentando levemente en la última etapa la eficiencia de remoción. Este aumento de la concentración en el líquido influente también es posible que haya tenido cierta incidencia en el aumento en la remoción del R800 en los períodos III y IV, ya que la carga orgánica que llegaba a este reactor también aumentó, en especial las fracciones coloidal y disuelta, aumentando la actividad del lodo del mismo. Como puede verse en la Figura 15, la eficiencia de remoción del R3000 siempre fluctuó cercana al 80% luego de la puesta en marcha. En dicha figura también se evidencia que la remoción del R800 siempre se mostró inversamente proporcional a la del R3000, indicando que este reactor estuvo trabajando con una carga orgánica insuficiente. En el periodo I rápidamente la eficiencia de remoción del R3000 comienza a aumentar y en el periodo II ya se estabiliza. Las bruscas caídas de la eficiencia en los periodos II y III (estos periodos abarcaron gran parte de la época estival) se deben a fuertes lluvias, que diluían apreciablemente el influente al sistema. Durante el Período III se observó una leve disminución en la remoción debido a la reducción en el TRH (de 8 a 6 h), aunque el reactor recuperó los niveles anteriores de manera rápida. Durante el Período lV, que incluye la época invernal, a pesar de que no se realizaron cambios en el TRH las bajas temperaturas del líquido influente originaron una drástica disminución en la remoción. Este período es muy interesante porque fue donde hubo una apreciable mejora en la eficiencia de remoción del R800, mostrando que los sistemas conformados por dos UASB en serie tienen un buen funcionamiento cuando las condiciones de temperatura son bajas y a causa de esto, la tasa de hidrólisis en el primer reactor de ve afectada. La temperatura media del influente en este período fue la mas baja (20,3 ± 0,4 ºC), siendo 4 ºC menor que la de el período II (verano), con mínimas de 18,0 ºC. Sin embargo, restablecidas las temperaturas anteriores, se produjo una recuperación inmediata en la eficiencia de remoción del R3000, disminuyendo nuevamente la del R800.La leve mejora en el funcionamiento general del R800 en los períodos III y IV se debió entonces a tres causas generales:

1. Culminación aparente de la puesta en marcha.2. Descenso de la temperatura del líquido en época invernal (lo que afectó el

funcionamiento del R3000).3. Aumento en la concentración del influente al sistema.

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4.3.2 Remoción de las fraccionesEn la Figura 16, se presenta la evolución de la concentración de las distintas fracciones de la DQO a lo largo del sistema. Como puede observarse, el efluente del R3000 cumple holgadamente con la normativa provincial (SeMADeS, 2001) y municipal en vigencia (Ordenanza 10.438/00 de la Municipalidad de Salta), la cual establece un máximo permitido de 125 mg/L de DQO para volcamiento en cursos de agua naturales,

0

20

40

60

80

100

0 50 100 150 200 250 300

Tiempo (d)

Rem

oció

n de

DQ

O to

tal (

%)

R3000 R800

I II III IV

Frio

Lluvia

Figura 15: Evolución de la eficiencia de remoción de DQOt en las etapas anaeróbicas del sistema, para los diferentes períodos.

El R3000 no solamente efectuó una fuerte remoción de la fracción suspendida (lo que es fundamental) sino que además removió considerablemente la fracción coloidal y también (aunque en menor medida) la disuelta. El efluente del R800 mejora aun más la calidad del líquido, fundamentalmente en la fracción suspendida ya que en las fracciones coloidal y disuelta la remoción es baja, posiblemente por tratarse ya de compuestos con una biodegradabilidad baja. En las LDE hay un aumento considerable en la concentración de la fracción suspendida como consecuencia de la producción de algas a causa de los motivos ya descriptos. Las fracciones coloidal y disuelta en esta etapa también aumentan aunque levemente, siendo las causas principales la incidencia de polvo ambiental y contaminaciones de este tipo debido a que las LDE se encuentran a la intemperie. Igualmente, a pesar del aumento en la concentración de DQO, el efluente de las LDE cumplió holgadamente con las exigencias de la legislación local si necesidad de un filtrado de las algas antes del volcamiento final. El efluente del R3000 solo en 3 ocasiones en 68 muestreos no cumplió con la norma encontrándose levemente por encima de los 125 mg/L exigidos (130; 135; 138 mg DQO/L) lo que demuestra un funcionamiento muy confiable del mismo. En función de estos resultados, puede considerarse que la función del segundo reactor anaeróbico Martín Alejandro Iribarnegaray 45

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(R800) fue intrascendente dentro del sistema completo, ya que la función de un segundo reactor anaeróbico tiene dos objetivos principales:

1. Remoción biológica de la DQO disuelta, además de la DQO suspendida y coloidal remanente de la fase anaeróbica anterior, con el objetivo de cumplir con las normas de volcamiento.

2. Ser un sistema “buffer” para amortiguar los eventuales problemas en el primer reactor anaeróbico y asegurar un efluente final de calidad.

En cuanto al primer objetivo, el R800 a lo largo de toda la experiencia siempre recibió un líquido influente ya muy diluído, con una carga orgánica muy baja como consecuencia de un muy buen funcionamiento del primer reactor, esto provocó un funcionamiento errático del mismo. En cuanto al segundo objetivo, en un sistema que cuenta con LDE para el tratamiento terciario, un segundo reactor anaeróbico también pierde utilidad ya que las mismas son capaces de amortiguar posibles cambios en el efluente del sistema anaeróbico. En base a estas evidencias, un segundo reactor anaeróbico parece innecesario bajo las condiciones climáticas locales para el tratamiento de líquidos cloacales crudos de estas características.

46.3

35.6

47.9

35.0

317.8

29.4 16.0

13.29.8

10.6 27.0

30.6

92.3

53.079.7

441.4

0

100

200

300

400

500

CRUDO SR3000 SR800 SLDE

DQ

O (m

g/L)

Suspendida Coloidal Disuelta Total

Límite de descarga(125 mg DQO/L)

Figura 16: Fracciones de DQO en el sistema a lo largo de todo el período de estudio. En los valores de las lagunas se incluyen las algas. SR3000 = salida R3000; SR800 = Salida R800; SLDE = Salida LDE.

4.3.3 Comparación con sistema piloto anteriorEs importante mencionar que el influente al R3000 es similar al tratado por el Sedimentador Primario (SP) del sistema piloto anterior (SP – UASB), ya que se trata de un líquido cloacal crudo sometido solo a un tratamiento primario constituido por rejas y

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desarenador, lo que permite realizar comparaciones de funcionamiento entre los mismos de una forma segura. Un resumen del funcionamiento general del sistema piloto anterior se muestra en la Tabla 14.Durante esta experiencia se obtuvieron remociones de DQO cercanas al 55 % en el UASB (R500) y de 70 % en todo el sistema (SP + UASB). La eficiencia de remoción del SP fue algo superior al 30 %.La remoción en el R3000 (80%) fue muy superior a la registrada para el SP, lo que confirma en las condiciones locales, lo expresado por algunos investigadores en cuanto a la superioridad de un UASB sobre un SP para el tratamiento de un líquido cloacal crudo (Wang, 1994; van Haandel y Lettinga, 1994). Las causas fundamentales de estos resultados deben buscarse en el hecho de que un SP se basa en procesos fundamentalmente físicos y en un reactor UASB se combinan procesos físicos (sedimentación y filtrado) con procesos biológicos, lo que da como resultado una eficiencia superior. Esto es muy importante si se tienen en cuenta los ahorros significativos en energía y equipamiento de un UASB. Tabla 14: Resultados generales del funcionamiento del sistema SP - UASB. Gonzalez (2000) y Gonzalez (2002).

Parámetro Entrada SP Entrada R500 Salida R500pH 7,67 ± 0,072 7,66 ± 0,051 7,69 ± 0,061DQO (mg/L) 227,52 ± 11,85 152,10 ± 7,49 71,62 ± 4,61S T (mg/L) 535 418 345Alcalinidad 164,88 ± 21,75 162,67 ± 21,07 173,88 ± 21,55AGV 28,39 ± 3,90 27,85 ± 3,94 25,54 ± 2,84

ST = Sólidos Totales; AGV = Ácidos Grasos Volátiles; DQO = Demanda Química de Oxígeno.

La concentración de DQO del influente al SP fue algo inferior al influente al R3000 debido a que en la época en que funcionó el sistema piloto anterior la Planta de tratamiento de Aguas de Salta no efectuó recirculaciones de lodo.La concentración promedio de DQO del efluente del R3000 fue de 79 mg/L, levemente superior a la registrada para el sistema conjunto SP – R500, que fue de 70 mg/L. Este hecho permite inferir que en el anterior sistema, la eliminación del SP no hubiese producido efectos negativos en el tratamiento ya que el R500 recibiendo el líquido cloacal crudo habría aumentado su eficiencia de remoción hasta un valor cercano al 80%, lo que demuestra también que este reactor trabajó con una carga orgánica insuficiente, al igual que el R800. La concentración de entrada al R500 fue de 152,1 mgDQO/L, apreciablemente superior a los 79 mgDQO/L que recibió el R800, lo que explica su mayor eficiencia de remoción. La Figura 17 grafica la concentración de DQO en las etapas de ambos sistemas. A la Etapa 1 pertenecen el SP y el R3000 (ambos tratan líquido cloacal crudo) y a la Etapa 2 pertenecen el R500 y el R800.

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050

100150200250300350400450500

CRUDO ETAPA 1 ETAPA 2

mg

DQO

/L

SP + R500 R3000+ R800

Figura 17: Concentración de DQO en cada etapa de ambos sistemas.

La comparación entre ambos sistemas permite afirmar que bajo las condiciones locales es innecesario un SP, lo que vuelve a la tecnología una opción muy competitiva si a esto le agregamos que también es innecesario un segundo reactor UASB, como quedó demostrado en el presente trabajo. Es posible que el umbral de concentración, debajo del cual un UASB comienza un funcionamiento errático, se encuentra por debajo de los 100 - 150 mg/L de DQO, aunque para poder establecer algún parámetro más exacto hacen falta estudios más especializados en este aspecto, mediante experimentos que permitan una manipulación intensa de la carga orgánica influente al reactor y evaluar así el comportamiento según esta variable.

4.3.4 Comparación con experiencias en clima tropicalEn esta experiencia no se evidenciaron diferencias sustanciales en el funcionamiento general del sistema y en especial, en el comportamiento de la remoción de DQO en comparación con los resultados obtenidos en plantas a escala real bajo climas netamente tropicales (Tabla 5), lo que demuestra que las condiciones climáticas locales, si bien son algo mas templadas, no afectan considerablemente los procesos anaeróbicos ni el funcionamiento de los reactores UASB.Solo bajo condiciones netamente invernales se evidenció una pérdida en la eficiencia de remoción, por lo que con temperaturas promedios entre 2 y 4 ºC más bajas puede ser necesaria la utilización de dos UASB en serie para mantener las eficiencias de remoción mostradas en esta experiencia. En cuanto a la puesta en marcha, la del sistema piloto estudiado fue notablemente más rápida, debido posiblemente a que tratándose de una planta piloto, el volumen es menor, lo que puede favorecer el proceso. De todas formas, los resultados obtenidos en este trabajo demuestran la alta factibilidad de esta tecnología para el tratamiento de líquidos cloacales crudos a escala real bajo nuestras condiciones climáticas.

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5 COMENTARIOS FINALES

La crisis energética mundial que se está produciendo debe ser tenida en cuenta cuando se toman decisiones en cuanto al tipo de tecnología que se implementará para la solución de los problemas de una comunidad. Los líquidos cloacales son un problema en crecimiento a nivel global que debe ser solucionado dado la creciente limitación en cuanto al agua dulce disponible para el consumo. Por esta razón, es indispensable incrementar la implementación de sistemas de tratamiento sustentables tanto técnica, económica, como ambientalmente.El presente trabajo demuestra la factibilidad de la implementación de reactores UASB bajo las condiciones climáticas locales. Los reactores UASB pueden considerarse una tecnología conveniente para el tratamiento de líquidos cloacales al requerir bajos costos de instalación y mantenimiento, ser altamente eficientes en la remoción de sólidos y materia orgánica y posibilitar el reciclado del agua y la obtención de biogás.Los dos sistemas piloto utilizados para experimentación en la Ciudad de Salta, han funcionado satisfactoriamente, cumpliendo con las normas de volcamiento de líquidos a cuerpos de agua naturales. Gracias a estas experiencias, se pudo comprobar que para el tratamiento de líquidos cloacales crudos bajo las condiciones climáticas locales es suficiente un UASB, obteniendose una eficiencia de remoción de 80 %, no siendo necesario un SP previo ni otro UASB posterior. Debido a que los reactores UASB requieren un post-tratamiento para complementar la eliminación de organismos patógenos y nutrientes, la configuración propuesta para el tratamiento de líquidos cloacales a escala real consiste en un UASB + Lagunas de Estabilización (de tipo Maduración). De todas formas, la decisión debe ser tomada según las condiciones de cada caso.Es importante que se continúe con la investigación del tratamiento con este tipo de sistemas, ya que existen muchos aspectos no bien conocidos todavía, como la composición específica de las algas producidas en las lagunas, la carga orgánica mínima y máxima soportada por los reactores, temperatura límite para la decisión entre una o dos etapas de reactores, etc.

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6 CONCLUSIONES

• La puesta en marcha del sistema anaeróbico en dos etapas de reactores UASB en condiciones de clima subtropical fue realizada en aproximadamente un mes de operación, tiempo en el cual se cumplieron las condiciones propuestas por Loyola Robles (1994) para indicar operación estable. La misma fue posible sin necesidad de inóculo. La puesta en marcha del R800 fue mucho más gradual debido a tener una carga orgánica baja y la misma finalizó probablemente en el periodo II.

• Con líquidos cloacales similares a los de la Ciudad de Salta y bajo estas condiciones climáticas un solo reactor UASB es suficiente para el tratamiento secundario de líquido cloacal crudo, no siendo necesaria una segunda etapa anaeróbica, especialmente cuando se cuenta con LDE como post – tratamiento.

• El sistema de tratamiento con reactores UASB tuvo a lo largo de toda la experiencia un funcionamiento considerablemente estable, especialmente en el R3000, con una remoción promedio de materia orgánica en términos de DQO de 80 % en este reactor y de hasta 90 % si consideramos los dos reactores anaeróbicos. La eficiencia en la remoción de sólidos suspendidos fue de 94,4% en el R3000 y de 98 % considerando ambos reactores, aunque los sólidos totales fueron sólo removidos en un 50 %.

• El R800 siempre trabajó con una carga orgánica demasiado baja, como consecuencia de una alta remoción en el R3000, por lo que su funcionamiento fue errático, especialmente en los períodos I y II (puesta en marcha). En los periodos III y IV, la eficiencia de remoción promedio de este reactor se estabilizó en valores cercanos al 40 %, con concentraciones medias de salida de 50 mg/L de DQO, debido fundamentalmente a una disminución en la temperatura y un aumento de la concentración del líquido influente al sistema.

• El paso de 8 a 6 horas en el TRH del R3000 en el período III no produjo efectos aparentes en la remoción de este reactor. El paso de 4 a 6 horas en el TRH del R800 en el período IV tampoco produjo efectos aparentes en el funcionamiento del mismo.

• Las Lagunas de Estabilización tuvieron un funcionamiento óptimo, cumpliendo con todos los objetivos de un tratamiento terciario, mostrando una remoción de Coliformes Fecales de 99,93 %, permitiendo una remoción total (R3000 + R800 + LDE) de 99,9999 %. La remoción de parásitos fue de 78 %, siendo de 99,3 % en el sistema total, por lo que el efluente final se mostró dentro de las condiciones impuestas por la legislación vigente para la Provincia de Salta.

• El R3000 mostró un rendimiento netamente superior en el tratamiento de líquido cloacal crudo en comparación al SP de la planta piloto anterior. Un sistema UASB – Lagunas de Estabilización se muestra como una alternativa sustentable en los aspectos técnicos, económicos y ambientales.

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• Una comparación del funcionamiento general del sistema bajo un clima subtropical, con experiencias con reactores UASB en climas netamente tropicales (Tabla 3), demuestra que no hay marcadas diferencias entre los mismos, siendo esta tecnología altamente factible a escala real para el tratamiento de líquidos cloacales en el sector norte de nuestro país.

Martín Alejandro Iribarnegaray 51

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Martín Alejandro Iribarnegaray 54

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Tratamiento Anaeróbico – Aeróbico con Reactores UASB en serie y LDE.

8 ANEXOSTrabajos Publicados Durante la Investigación

Martín Alejandro Iribarnegaray 55

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Tratamiento Anaeróbico – Aeróbico con Reactores UASB en serie y LDE.

PUESTA EN MARCHA Y OPERACIÓN DE UN SISTEMA COMBINADO DE TRATAMIENTO DE LÍQUIDOS CLOACALES CON REACTORES UASB Y LAGUNAS DE ESTABILIZACIÓN

M.A. Iribarnegaray, M.E. Figueroa, A.N. Arena, J.D. Cabral, W.A. Tejerina, M.A. Gutiérrez, A.C. Da Silva Wilches, P.G. Todd, A.P. Trupiano, V. Liberal, L. Seghezzo1 y C.M. Cuevas.

Universidad Nacional de Salta, Consejo de Investigación-INENCO, Laboratorio de Estudios Ambientales, A4402FDC Salta. Tel.: 0387-4255516; Fax: 0387-4255483; Email: [email protected]

RESUMEN: Se presenta la puesta en marcha y operación de una planta piloto para el tratamiento de líquidos cloacales, consistente en dos reactores UASB (reactores anaeróbicos de flujo ascendente y manto de lodos) seguidos de cinco lagunas de estabilización (LDE) en serie. La puesta en marcha del sistema fue realizada en aproximadamente un mes. La eficiencia de remoción de Demanda Química de Oxígeno (DQO) en las etapas anaeróbicas alcanzó el 90%, con Tiempos de Retención Hidráulica (TRH) de 6 + 6 h, mientras que la eficiencia de remoción de Sólidos Suspendidos Totales y Volátiles fue 98,1 y 99,1%, respectivamente. La remoción de Coliformes Fecales (CF) en el sistema completo fue 99.9999%, con 15 d de TRH en las LDE. La remoción total de huevos de helmintos fue 99.3%. El sistema estudiado es una opción atractiva para el tratamiento de líquidos cloacales en regiones subtropicales.

Palabras clave: cloacales, lagunas de estabilización, tratamiento anaeróbico, UASB.

INTRODUCCION

El tratamiento de líquidos cloacales en reactores UASB (reactores anaeróbicos de flujo ascendente y manto de lodos) es una práctica habitual en zonas de clima tropical, estando todavía en estudio su utilización en regiones subtropicales y templadas (van Haandel y Lettinga, 1994; Seghezzo et al., 1998). Cuando la temperatura del líquido cloacal es menor a 20ºC, la fase de hidrólisis puede verse afectada, reduciéndose la eficiencia del tratamiento (Elmitwalli, 2000). Para minimizar este problema, se ha propuesto someter a los líquidos cloacales crudos a un proceso de sedimentación previa a su tratamiento biológico, o la utilización de dos reactores UASB en serie (van Haandel y Lettinga, 1994; Wang, 1994). La utilización de una o dos etapas estará en relación con las características ambientales de cada caso, ya que es posible que para temperaturas superiores a 15ºC una sola etapa sea suficiente (Zeeman y Lettinga, 1999).

Para cumplir con la normativa de volcamiento a cursos de agua, el efluente de un sistema anaeróbico requiere un post-tratamiento para remoción de organismos patógenos y nutrientes, los cuales no son eliminados suficientemente en los reactores UASB. Las lagunas de estabilización son una alternativa eficiente y económica de post-tratamiento de efluentes anaeróbicos (van Haandel y Lettinga, 1994). La presencia de huevos y larvas de nemátodos y helmintos en los líquidos cloacales constituye un riesgo potencial para la salud pública, por lo que se debe prever su eliminación. En la ciudad de Salta se han realizado experiencias exitosas de tratamiento de líquidos cloacales en reactores UASB a escala piloto (Castañeda et al., 2000; Seghezzo et al., 2002; Trupiano et al., 2002), aunque todavía no se utiliza el sistema en escala real.

Los objetivos del presente trabajo fueron los siguientes: a) poner en marcha una planta combinada (anaeróbica-aeróbica) de tratamiento de líquidos cloacales a escala piloto, b) estudiar la eficiencia del sistema en términos de remoción de materia orgánica, sólidos totales y suspendidos y microorganismos patógenos, y c) establecer parámetros operativos óptimos para la operación de reactores UASB y lagunas de estabilización bajo las condiciones locales.

MATERIALES Y MÉTODOS

El trabajo se desarrolló en la ciudad de Salta, a 24º de latitud Sur, cuyo clima está definido como subtropical con estación seca. La temperatura ambiente media anual es de 16,5°C (Arias y Bianchi, 1996). El sistema estudiado consiste en 2 reactores UASB en serie (R3000 y R800), seguidos de un sistema de 5 lagunas de estabilización (LDE) en serie, y se encuentra instalado en la planta depuradora de líquidos clocales (PDLC) de la ciudad de Salta, dependiente de la empresa Aguas de Salta S.A.. La Figura 1 muestra un esquema de la planta piloto, que fue descripta en detalle en trabajos anteriores (Seghezzo et al., 2001, Trupiano et al., 2002; Seghezzo et al., 2002b). El líquido influente al sistema fue sometido a un tratamiento primario consistente en rejas para la retención de sólidos gruesos y desarenador para la remoción de arenas. Los reactores UASB, las lagunas de estabilización y los gasómetros fueron construidos de Poliéster Reforzado con Fibra de Vidrio (PRFV) por la empresa JJS Instalaciones Plásticas y Mecánicas. El gas se midió en medidores domésticos de gas natural (Schlumberger Gallus 2000 y ABB ELSTER Sistema Krom Schroder). La medición del gas acumulado se realizó automáticamente a través de electroválvulas que se accionan cuando el

1 Autor a quien debe enviarse la correspondencia.Martín Alejandro Iribarnegaray 56

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gasómetro se llena o se vacía. Los reactores se inocularon con lodo digerido de los digestores de barros de la PDLC (Reactor R3000) y con lodo anaeróbico procedente de un reactor UASB alimentado con líquido cloacal pre-sedimentado (Reactor R800).El volumen de inoculación fue 5% del volumen útil de cada reactor. El diseño de las lagunas de estabilización, en este caso de maduración, se realizó considerando que el efluente debe cumplir con el límite máximo recomendado por la Organización Mundial de la Salud (OMS) para riego irrestricto (WHO, 1989), valor que se considera aceptable para volcamiento de líquidos cloacales tratados en cursos de agua de la Provincia de Salta (SeMADeS, 2001). Los valores de las constantes cinéticas para el dimensionamiento fueron tomados de von Sperling (1996) y Liberal et al. (1998). La alimentación de los reactores y las lagunas se realizó con bombas peristálticas Watson Marlow (modelos 313 S, 621 I/R y 701 I/R). La investigación se dividió en cuatro periodos operativos, definidos en función del Tiempo de Retención Hidraulica (TRH) aplicado a las diferentes etapas del sistema, según se detalla en la Tabla 1.

R800

P800

Efluente R800

Desarenador

Rejas

Líquido cloacal crudo

R3000

P3000

Biogas

G3000

Manto de lodo

Mantode lodo

PLDE

M3000

Efluentefinal

1 2 3 4 5

LDE(Vista enplanta)

Efluente R3000

Biogas

G800M800

Cámarapartidora

Exceso Exceso

Filtro

C3000 C800

SeparadorGSL

Figura 1. Diagrama de flujo del sistema. R3000: primer reactor UASB. Dimensiones: altura (h) = 3.95 m; diámetro (d) = 1 m; volumen (V) = 3.102 m3; R800: segundo reactor UASB. Dimensiones: h = 3.95 m; d = 0.5 m; V = 0.766 m3; LDE = Lagunas de Estabilización (1-5). Dimensiones: largo = 3 m; ancho = 0.5 m; profundidad = 0.94 m; V = 1.4 m3 cada una; P = bombas peristálticas; C = contenedores intermediarios (V = 10 L); G = gasómetros; M = medidores de gas; GSL = Gas-Sólido-Líquido.

Período Días R3000 R800 LDEMedia (h) ± IC Media (h) ± IC Media (d) ± IC

I 0-28 8.2 ± 0.04 4.0 ± 0.06 15.2 ± 1.0II 28-91 8.1 ± 0.10 4.2 ± 0.09 15.2 ± 1.0III 92-161 6.1 ± 0.10 4.1 ± 0.12 15.2 ± 1.0IV 162-266 6.5 ± 0.35 5.6 ± 0.10 15.2 ± 1.0

Tabla 1. Períodos experimentales y Tiempo de Retención Hidráulica (TRH) aplicados al sistema. IC = Intervalos de Confianza (α = 0.05); LDE = Lagunas de Estabilización.

La temperatura ambiente y del líquido se midió en distintas partes del sistema con un termómetro digital marca Keithley. Dos veces por semana, personal de Aguas de Salta S.A. extrajo muestras compuestas (500 mL cada 3 h durante 24 h) de los líquidos de entrada y salida de cada unidad para su análisis físico-químico, biológico y bacteriológico. Los análisis se realizaron de acuerdo al Standard Methods for the Examination of Water and Wastewater (1995) y mediante micro-métodos HACH®. Los análisis fueron realizados en el Laboratorio de Estudios Ambientales (LEA) ubicado en el Departamento de Física, dependiente del Consejo de Investigación de la Universidad Nacional de Salta (CIUNSa) y del Instituto de Investigación en Energía No Convencional (INENCO). En las muestras se determinó la Demanda Química de Oxígeno total (DQOt), filtrada en papel de filtro Schleicher & Schuell 595½ de 4.4 µm de poro (DQOf) y filtrada en membrana Schleicher & Schuell ME 25 de 0.45 µm de poro (DQO disuelta, o DQOd). La DQO suspendida (DQOs) se calculó como DQOt - DQOf, mientras que la DQO coloidal (DQOc) fue

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calculada como DQOf – DQOd. El efluente de las lagunas también fue filtrado a través de filtros de fibra de vidrio Whatman GF/C de 1.2 µm de poro para retener algas. Sobre la muestra así filtrada se determinó la DQO (DQOf1.2). Las muestras se mantuvieron a 4ºC hasta su análisis. El incremento del manto de lodos se midió a través de una serie de canillas de muestreo ubicadas a lo largo del reactor. Para la determinación de los Coliformes Fecales (CF) se utilizó la técnica de tubos múltiples en medio líquido. El recuento de huevos de parásitos se realizó mediante la técnica de Bailenger, aprobada por la Organización Mundial de la Salud (WHO, 1989). Una vez por semana, se analizaron muestras compuestas de distintos puntos del sistema (4 muestras en total).

RESULTADOS

La temperatura del aire durante el período considerado (noviembre 2001 – agosto 2002) fue de 20.4 ± 1.2 °C (basada en determinaciones puntuales). La Figura 2 muestra la remoción de DQOt en los reactores UASB, para todos los períodos considerados. En el R3000, considerado el punto más crítico de todo el sistema, todas las condiciones propuestas por Noyola Robles (1994) para indicar operación estable, o para decidir por un aumento de carga, se cumplieron al cabo de un mes de operación, a saber: a) Remoción constante de DQO al fin del primer mes (alrededor de 80%); b) Relación de Alcalinidades (entre la alcalinidad medida a pH 5.75 y pH 4.3) mayor a 0.7, con bajos niveles de Ácidos Grasos Volátiles (AGV), y c) producción de biogas de 0.1 Nm3/kg DQO removida, con un contenido estable de CH4 de 90%. Por tal motivo, se puede decir que el R3000 fue puesto en marcha en sólo un mes de operación. Como puede verse en la Figura 2, la eficiencia de remoción del R3000 se mantuvo cercana al 80% luego de la puesta en marcha. Durante el Período III se observó una leve disminución en la remoción debido a la reducción en el TRH (de 8 a 6 h), aunque el reactor recuperó los niveles anteriores de manera rápida. Durante el Período lV, a pesar de que no se realizaron cambios en el TRH, las bajas temperaturas del líquido influente originaron una drástica disminución en la remoción. Sin embargo, restablecidas las temperaturas anteriores, se produjo una recuperación inmediata de la eficiencia. En todos los casos, la remoción del R800 se mostró inversamente proporcional a la del R3000, indicando que este reactor se encuentra trabajando con una carga orgánica insuficiente.

0

20

40

60

80

100

0 50 100 150 200 250 300

Tiempo (d)

Rem

oció

n de

DQ

O to

tal (

%)

R3000 R800

I II III IV

Figura 2. Eficiencia de remoción de DQOt en las etapas anaeróbicas del sistema, para los diferentes períodos.

En la Figura 3 se presenta la evolución de la concentración de las distintas fracciones de la DQO a lo largo del sistema. El efluente del R3000 ya cumple con la normativa provincial (SeMADeS, 2001) y municipal en vigencia (Ordenanza 10.438/00 de la Municipalidad de Salta). El límite máximo de volcamiento a cursos de agua en el Municipio de Salta es de 125 mgDQO/L. En función de estos resultados, se podría inferir que un segundo reactor UASB sería innecesario para el tratamiento de líquidos cloacales bajo las condiciones climáticas locales. La concentración del efluente de las lagunas aumenta debido a la formación de algas, aunque se mantiene dentro de la norma para DQO. La remoción promedio de DQO por fracciones se muestra en la Tabla 2. Se observó una muy alta remoción de la fracción suspendida en el R3000 (90.7%). La remoción total del sistema, incluyendo la etapa de post-tratamiento aeróbico, fue siempre mayor al 70%. En la Tabla 3 se muestran los resultados obtenidos para los diferentes parámetros analizados, sin considerar el Período I (puesta en marcha). En el R3000, la remoción promedio de Sólidos Totales y Volátiles fue de 53 y 59%, respectivamente. La eficiencia de remoción de Sólidos Totales y Volátiles fue baja en el R800 durante todos los periodos considerados. La eficiencia de remoción de Sólidos Suspendidos Totales (SST) y Volátiles (SSV) de los reactores UASB (R3000 + R800) fue de 98,1 y 99,1%, respectivamente. La remoción de Coliformes Fecales en el sistema completo (R3000 + R800 + LDE) fue 99.9999%, con lo que la concentración del efluente fue menor de 1000 NMP/100mL, cumpliendo con las normas de volcamiento vigentes y con el límite recomendado por la OMS para riego

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irrestricto. La remoción total promedio de parásitos fue de 99.3%. Los análisis físico-químicos muestran una alta remoción de nutrientes en las LDE, cumpliéndose con los límites permitidos para descarga a cuerpos de agua superficiales.

413,8

78,651,5

92,3

0

100

200

300

400

500

Crudo Efluente R3000 Efluente R800 Efluente LDE

Con

cent

raci

ón d

e D

QO

(mg/

L)

DisueltaColoidalSuspendidaTotal

Norma de volcamiento (125 mgDQO/L)

Figura 3. Fracciones de DQO a lo largo del sistema. LDE = Lagunas de Estabilización.

Fracciones Eficiencia de remoción (%)R3000 R800 R3000 + R800 R3000 + R800+ LDE

Total 81,0 34,4 87,5 71,7Suspendida 90,7 43,7 94,7 85,3Coloidal 69,7 4,4 71,0 63,1Disuelta 26,4 22,5 42,9 36,0

Tabla 2. Eficiencia promedio de remoción de las fracciones de DQO a través del sistema durante todo el tiempo de estudio. No se informan intervalos de confianza, porque los valores fueron calculados a partir de concentraciones promedio. LDE = Lagunas de Estabilización.

ParámetroPunto de muestreo

Influente R3000 (Media ± IC)

Efluente R3000 (Media ± IC)

Efluente R800 (Media ± IC)

Efluente LDE (Media ± IC)

Temperatura (ºC) 22.4 ± 0.4 22.2 ± 0.5 22.4 ± 0.6 21.6 ± 1.1pH 7,56 ± 0,05 7,67 ± 0,07 7,73 ± 0,09 8,64 ± 0,21Alcalinidad (mg CaCO3/L) 175,9 ± 5,3 183,1 ± 4,7 188,9 ± 5,0 108,9 ± 7,2

AGV (mg CaCO3/L) 19,8 ± 2,7 17,4 ± 1,9 17,5 ± 1,6 16,6 ± 2,4SS (mg/L) 325,2 ± 53,4 45,5 ± 4,1 30,3 ± 4,1 49,3 ± 6,3CND (µS/cm) 0,63 ± 0,02 0,65 ± 0,02 0,64 ± 0,02 0,48 ± 0,03TDS (g/L) 0,32 ± 0,01 0,33 ± 0,01 0,32 ± 0,01 0,25 ± 0,02DQO (mg/L) 428,9 ± 46,1 79,0 ± 5,5 50,0 ± 4,4 94,1 ± 10,5DBO (mg/L) 226 ± 80 62 ± 62 40 ± 26 28 ± 18ST (g/L) 0,790 ± 0,078 0,365 ± 0,031 0,394 ± 0,067 0,402 ± 0,035SV (g/L) 0,391 ± 0,058 0,148 ± 0,030 0,190 ± 0,064 0,202 ± 0,038SST (mg/L) 391± 68 22,0 ± 4,4 7,7 ± 2,1 24,0 ± 4,7SSV(mg/L) 190 ± 41 9,1± 1,3 2,4 ± 0,7 4,2 ± 1,0Parásitos (Huevos/L) 1422 ± 336 238 ± 206 45 ± 11 10 ± 4 CF (NMP/100 mL) 3,60 x 108 9,30 x 107 3,60 x 105 2,30 x 102

Amonio (mg NH3/L) 24,48 ± 7,02 38,29 ± 16,39 34,97 ± 12,15 1,06 ± 2,09Martín Alejandro Iribarnegaray 59

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Tratamiento Anaeróbico – Aeróbico con Reactores UASB en serie y LDE.

Sulfuros (mg S2-/L) 0,184 ± 0,129 0,080 ± 0.050 0,019 ± 0,037 n.s.d.Sulfatos(mg SO4

2-/L) 40,5 ± 6,9 16,5 ± 1.0 11,0 ± 13,7 30,0 ± 3,9Fósforo (mg P/L) 3,57 ± 3,47 3,925 ± 3,283 4,29 ± 2,92 2,555 ± 2,068Nitratos (mg NO3

-/L) 3,52 ± 1,72 3,3 ± 2,2 1,32 ± 0,86 11,88 ± 14,66Nitritos (mg NO2

-/L) 0,049 ± 0,097 0,033 ± 0,065 0,034 ± 0,042 0,011 ± 0,023

Tabla 3. Resultados promedios de la operación del sistema durante todo el período experimental. LDE = Lagunas de Estabilización; AGV = Ácidos Grasos Volátiles; SS = Sólidos Suspendidos; CND = Conductividad; TDS = Total de Sólidos Disueltos; DQO = Demanda Química de Oxígeno; DBO = Demanda Biológica de Oxígeno; ST = Sólidos Totales; SV = Sólidos Volátiles; SST = Sólidos Suspendidos Totales; SSV = Sólidos Suspendidos Volátiles; CF = Coliformes Fecales; NMP = Número Más Probable; n.s.d.= no se detecta; IC = Intervalos de Confianza (α = 0.05).

CONCLUSIONES

La puesta en marcha de un sistema UASB de dos etapas para tratamiento de líquidos cloacales en condiciones de clima subtropical, con post-tratamiento en LDE, fue realizada exitosamente en sólo un mes de operación.

Eficiencias de remoción de DQO de hasta 90% se alcanzaron en los reactores anaeróbicos con TRH de 6 + 6 h. El primer reactor elimina aproximadamente 80% de la DQO del líquido cloacal crudo. La eficiencia de remoción de sólidos suspendidos de los dos reactores sumados fue siempre superior al 95%. La formación de algas en las lagunas aumentó la concentración de DQO y sólidos en el efluente final. La remoción de CF y huevos de helmintos en todo el sistema fue 99.9999 y 99.3% respectivamente, con un TRH de 15 d en

las lagunas. El sistema cumplió con las normas de volcamiento para DQO y CF. El efluente de la primera etapa anaeróbica ya cumplió

con la norma de volcamiento para DQO, por lo que la segunda etapa anaeróbica es innecesaria bajo las condiciones climáticas locales.

El sistema estudiado combinó alta remoción de DQO y CF, con concentraciones de efluente final extremadamente bajas, haciéndolo una opción atractiva para el tratamiento de líquidos cloacales en regiones subtropicales.

AGRADECIMIENTOS

Este trabajo fue financiado por la Universidad de Wageningen (Holanda), la Fundación Holandesa para el Fomento de la Investigación Tropical (WOTRO), la Fundación Internacional para la Ciencia (IFS, Suecia), Aguas de Salta S.A., y el Consejo de Investigación de la Universidad Nacional de Salta (CIUNSa). Los medidores de gas fueron provistos por Gasnor S.A.. Los análisis se realizaron en el Laboratorio de Estudios Ambientales (LEA) del CIUNSa y del INENCO (Instituto de Investigación en Energía No Convencional).

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ABSTRACT

In this work, the start-up and operation of a pilot-scale sewage treatment plant are described. The plant consists of two UASB (upflow anaerobic sludge blanket) reactors in series followed by five waste stabilization ponds (WSP), also in series. The start-up was accomplished in approximately one month. Chemical oxygen demand (COD) removal efficiency in the anaerobic steps reached 90%, with hydraulic retention times (HRT) of 6 + 6 h, while total and volatile suspended solids (TSS/VSS) removal was 98,1 and 99,1%, respectively. Faecal Coliforms (FC) removal in the entire system was 99.9999%, with 15 d HRT in the WSP. Total removal of helminth eggs was 99.3%. The studied system is an attractive option for sewage treatment in subtropical regions.

Keywords: anaerobic treatment, sewage, UASB, waste stabilization ponds.

Publicado en “Avances en energías renovables y Medio Ambiente”, 6 (1) 329 – 5184. (2002).

Martín Alejandro Iribarnegaray 61

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Tratamiento Anaeróbico – Aeróbico con Reactores UASB en serie y LDE.

TRATAMIENTO DE LÍQUIDOS CLOACALES EN REACTORES UASB Y LAGUNAS DE ESTABILIZACIÓN

ANÍBAL P. TRUPIANO. Ing. Mecánico. Ing. Sanitario. Auditor de la Secretaría de Medio Ambiente y Desarrollo Sustentable de la Provincia de Salta. Dirección: Consejo de Investigación, Universidad Nacional de Salta (UNSa), Laboratorio de Estudios Ambientales (CIUNSa – INENCO), Buenos Aires 177, A4402FDC Salta, Argentina, Teléfono: +54 – (0)387 – 4255516, Fax: +54 – (0)387 – 4255483, Correo electrónico: [email protected].

LUCAS SEGHEZZO. Lic. en Recursos Naturales. Master en Ciencias Ambientales, especialidad Tecnología Ambiental. Doctorado en realización en la Universidad de Wageningen, Holanda. Co-Director Proyecto 1047 CIUNSa.

VIVIANA LIBERAL. Ing. Química. Ing. Sanitaria. Prof. Adjunta Saneamiento Ambiental, Facultad de Ingeniería, UNSa. Profesional Área Control de Calidad del Ente Regulador de los Servicios Públicos de la Provincia de Salta.

PATRICK G. TODD. Estudiante Ing. Ambiental de la Universidad de Wageningen, Holanda. Tesis en realización Proyecto 1047.

MARÍA E. FIGUEROA. Bioquímica. Especialista en Enfermedades Tropicales Transmisibles. Auxiliar de Investigación Proyecto 1047.

MARCELO A. GUTIÉRREZ. Estudiante Ing. en Recursos Naturales y Medio Ambiente, UNSa. Pasante en Aguas de Salta S.A..

ANA C. DA SILVA WILCHES. Ing. en Recursos Naturales y Medio Ambiente.

MARTÍN IRIBARNEGARAY. Estudiante Ing. en Recursos Naturales y Medio Ambiente. Tesis en realización en Proyecto 1047.

RAQUEL G. GUERRA. Estudiante Ing. en Recursos Naturales y Medio Ambiente. Tesis en realización en Proyecto 1047.

ANGÉLICA ARENA. Ing. Química. Docente Fundamentos de las Operaciones Industriales, Álgebra y Geometría Analítica, e Higiene y Seguridad Industrial, Facultad de Ingeniería, UNSa. Maestría en realización en Recursos Naturales y Medio Ambiente, Facultad de Ciencias Naturales, UNSa.

CARLOS M. CUEVAS. Ing. Químico. Doctor en Química. Prof. titular Microbiología Industrial, Facultad de Ingeniería, UNSa. Director Proyecto 1047.

GRIETJE ZEEMAN. Ing. Ambiental. Ph.D. en Tecnología Ambiental. Docente Universidad de Wageningen, Holanda. Consultor Lettinga Associates Foundation.

GATZE LETTINGA. Ing. Ambiental. Ph.D. en Tecnología Ambiental. Profesor Universidad de Wageningen, Holanda. Director Lettinga Associates Foundation.

Palabras claves

Tratamiento anaeróbico; líquidos cloacales; reactores UASB; post-tratamiento; lagunas de estabilización.

RESUMEN

Un sistema de tratamiento de líquidos cloacales consistente en dos reactores anaeróbicos de flujo ascendente y manto de lodos (UASB) seguidos de cinco lagunas de estabilización (LDE) se estudió en

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clima subtropical. El sistema fue puesto en marcha en sólo un mes. La remoción de DQO en las etapas anaeróbicas fue de hasta 90%, con tiempos de retención hidráulica (TRH) de 6+4 h. La remoción de coliformes fecales (CF) en el sistema fue 99.9999% (99.94% en las etapas anaeróbicas y 99.98% en las LDE). El TRH en las LDE fue 15 d. El efluente final cumplió con las normas de descarga para DQO y CF.

INTRODUCCIÓN

El tratamiento anaeróbico de líquidos cloacales mediante reactores anaeróbicos de flujo ascendente y manto de lodos (UASB, de Upflow Anaerobic Sludge Blanket) es ya una práctica común en países tropicales (Seghezzo et al., 1998). En climas moderados y subtropicales, especialmente cuando la temperatura del líquido cloacal es menor de 20ºC, la hidrólisis de los sólidos suspendidos es lenta, el lodo anaeróbico es de mala calidad, y se verifican bajas eficiencias en remoción de materia orgánica (Elmitwalli, 2000). Wang (1994) y van Haandel y Lettinga (1994) propusieron la utilización de sistemas anaeróbicos de dos etapas para reducir el efecto negativo de los sólidos suspendidos en el influente. Estudios previos han demostrado que el líquido cloacal pre-sedimentado puede ser tratado de manera eficiente en reactores UASB a temperaturas moderadas, a pesar de su baja concentración (Seghezzo et al., 2000). Los balances de DQO (Demanda Química de Oxígeno) pueden ser una herramienta útil para entender el flujo de materia orgánica en el reactor, evaluar el rendimiento del proceso, detectar fugas, validar métodos, y predecir resultados (van Haandel y Lettinga, 1994). No existe hasta la fecha una metodología estandarizada para la realización de balances de DQO en reactores UASB. Se han reportado balances realizados en reactores de laboratorio (Kalogo, 2000), pero no se han encontrado referencias a balances acoplados en sistemas UASB de dos etapas. El efluente de un proceso anaeróbico requiere algún tipo de post-tratamiento para reducir el contenido de microorganismos patógenos, para lo cual las Lagunas de Estabilización (LDE) son una alternativa eficiente y económica (van Haandel y Lettinga, 1994). Cuando se conocen las constantes cinéticas locales, las LDE pueden ser dimensionadas de manera precisa. Los objetivos de este trabajo fueron: a) evaluar la puesta en marcha y consiguiente operación de un sistema de tratamiento de líquidos cloacales consistente en dos reactores UASB seguidos de cinco LDE en serie, en condiciones de clima subtropical, y b) construir y contribuir a la estandarización de los balances de DQO para reactores UASB.

MATERIALES Y MÉTODOS

Los experimentos fueron desarrollados en Salta, Argentina, donde la temperatura media ambiente, medida en una estación meteorológica ubicada a 12 km de la ciudad, durante un período de 22 años (1972-1992), es 16.5 ± 0.2 ºC (Arias y Bianchi, 1996). Comparaciones estadísticas e intervalos de confianza (IC) se construyeron a un nivel de significación (α) de 0.05 (5%). En la Figura 1 y Figura 2 puede verse el sistema utilizado. Las muestras de lodo y líquido se tomaron de trece canillas de muestreo ubicadas a lo largo de los reactores. El influente del reactor UASB Nº1 (R3000) fue filtrado por doble malla de 5 mm, para evitar taponamiento de bombas, según lo sugerido por Haskoning y WAU (1994). La alimentación del R3000, del R800 (reactor UASB Nº2) y las LDE se realizó con bombas peristálticas Watson Marlow 701 I/R, 621 I/R y 313 S, respectivamente, equipadas con tubería de Marprene. Los caudales pueden ser cambiados independientemente en un amplio rango en todas las unidades. El biogas se acumuló en gasómetros de 0.3 m3 y se midió automáticamente utilizando llaves de apertura y cierre (Neumann CB 130), válvulas eléctricas (Jefferson), y medidores de gas natural (ABB ELSTER y Schlumberger Gallus 2000). Los reactores UASB, las LDE y los gasómetros fueron construidos en Poliéster Reforzado con Fibra de Vidrio (PRFV) por JJS Industrias Plásticas y Mecánicas. El líquido cloacal crudo fue sometido a tratamiento preliminar (rejas y desarenador) antes de ingresar al sistema. En los reactores, el influente se distribuye a través de un caño invertido ubicado a 5 cm del fondo. El R3000 se inoculó con lodo semi-digerido de digestores anaeróbicos de barros y el R800 con lodo anaeróbico granular de un reactor UASB en funcionamiento. Los análisis se realizaron de acuerdo a Standard Methods for the Examination of Water and Wastewater (1995) y siguiendo micrométodos HACH®. La Actividad Metanogénica Específica (AME) de los inóculos y el lodo se determinó según DET (1994). Dos veces por semana se tomaron muestras compuestas antes y después de cada unidad (500 mL cada 3 h durante 24 h). Las muestras se mantuvieron a 4ºC hasta el momento del análisis. En las muestras se determinaron DQO total (DQOt), DQO filtrada en papel de filtro (DQOf) (papel de filtro Schleicher & Schuell 595½ de 4.4 µm de poro), y DQO filtrada en membrana, o DQO disuelta (DQOd) Martín Alejandro Iribarnegaray 63

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(membrana Schleicher & Schuell ME 25 de 0.45 µm de poro). DQO suspendida (DQOs) y coloidal (DQOc) fueron calculadas como (DQOt – DQOf) y (DQOf – DQOd), respectivamente. El efluente de las LDE fue también filtrado a través de filtros de microfibra de vidrio (Whatman GF/C 1.2 µm de poro) para retener algas, y se determinó la DQO del líquido filtrado (DQOf1.2). La DQO del lodo fue medida en muestras licuadas y diluidas. Los Sólidos Suspendidos Totales (SST) y Volátiles (SSV) del lodo fueron determinadas en muestras centrifugadas. El sobrenadante se filtró a través de papel de filtro sin cenizas (Schleicher & Schuell 589, de 4.4 µm de poro), y los sólidos retenidos en el filtro fueron sumados a la medición de SST/SSV. El contenido de metano se determinó inyectando una muestra de biogas en una solución de NaOH al 5% y recolectando el exceso de líquido en una probeta. El líquido recolectado representa el contenido de CH4, ya que el CO2 es retenido en la solución. Se desprecia el contenido de otros gases presentes en el biogas, tales como el sulfuro de hidrógeno. El metano disuelto en el líquido se caculó de acuerdo a la ley de Henry. La presión atmosférica en la planta, ubicada a unos 1200 m.s.n.m. es de 0.866 atm. El crecimiento del lodo fue seguido de manera visual a través de las canillas de muestreo. El dimensionamiento de las LDE fue realizado asumiendo que la tasa de muerte de microorganismos patógenos sigue una cinética de primer orden (Marais, 1974). Los valores de Kb,20

(constante de muerte celular a 20ºC) y θ (coeficiente de temperatura) fueron obtenidos de von Sperling (1996) y Liberal et al. (1998).

R800UASBNº2

P800

Efluente R800

Desarenador

Rejas

Líquidocloacal

R3000UASBNº1

P3000

Biogas

G3000

PLagunas

M3000

Efluentefinal

L1 L2 L3 L4 L5LAGUNAS

Efluente R3000Biogas

G800M800

Cámarapartidora

Exceso Exceso Filtro de

aspiración

(Vista enplanta)

Figura 1. Diagrama de flujo del sistema. R3000: altura (h) = 3.95 m; diámetro (d) = 1 m; volumen (V) = 3.102 m3; R800: h = 3.95 m; d = 0.5 m; V = 0.766 m3; L1 a L5 (Lagunas de Estabilización): largo = 3 m; ancho = 0.5 m; profundidad = 0.94 m; V = 1.4 m3; P = bombas; G = gasómetros; M = medidores de gas.

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Figura 2. Vista de la planta piloto. Izquierda: lagunas de estabilización; centro: casilla de bombeo y control; derecha: gasómetros; detrás de la casilla: reactores UASB (R3000 a la derecha y R800 a la izquierda). Las instalaciones se encuentran en la Planta Depuradora de Líquidos Cloacales de la ciudad de Salta (Concesionada a Aguas de Salta S.A.)

RESULTADOS Y DISCUSIÓN

Durante el período considerado (noviembre 2001 – marzo 2002), la temperatura del aire fue 24.9 ± 1.37ºC. La composición básica del líquido cloacal se muestra en la Tabla 1. La AME de los inóculos fue 0.078 y 0.033 gDQO-CH4/gSSV.d, para R3000 y R800, respectivamente. El inóculo del R3000 fue completamente eliminado del reactor después de una semana de operación, probablemente debido a su baja sedimentabilidad en condiciones de flujo ascendente. Desde ese momento, comenzó a formarse un manto de lodo a una velocidad de aproximadamente 10% del volumen del reactor por mes. El inóculo del R800 no fué eliminado, a pesar de que la velocidad ascensional aplicada fue mayor. Esto se debió a que, por provenir de un reactor UASB, la sedimentabilidad del inóculo fue mayor (medida a través del Índice Volumétrico de Lodos, IVL). Por otra parte, la producción de biogas en R800 fue menor, reduciendo la agitación interna y minimizando la posibilidad de lavado de lodo.

Tabla 1. Composición básica del líquido cloacal crudo desde el primer día de operación.

Parámetro Valores Medios ± ICTemperatura (ºC) 23,6 ± 0.10pH 7,77 ± 0.18Demanda Química de Oxígeno (mg/L) 370.8 ± 34.2Sólidos Totales (g/L) 0.75 ± 0.08Sólidos Volátiles (g/L) 0.34 ± 0.01Sólidos Sedimentables (mL/L) 4.85 ± 1.8Alcalinidad (mgCaCO3/L a pH 4.3) 176.0 ± 6.5Ácidos Grasos Volátiles (mg/L) 19.0 ± 3.9

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Puesta en marcha

En el R3000, considerado el punto más crítico de todo el sistema, todas las condiciones propuestas por Noyola Robles (1994) para indicar operación estable, o para decidir por un aumento de carga, se cumplieron al cabo de un mes de operación, a saber: a) Remoción constante de DQO al fin del primer mes (alrededor de 80%); b) Relación de Alcalinidades (entre la alcalinidad medida a pH 5.75 y pH 4.3) mayor a 0.7, con bajos niveles de Ácidos Grasos Volátiles (AGV), y c) producción de biogas de 0.1 Nm3/kg DQOremovida, con un contenido estable de CH4 de 90%. Por tal motivo, se puede decir que el R3000 fue puesto en marcha en sólo un mes de operación, sin necesidad de reponer el inóculo perdido en la primera semana.

Operación

En la Figura 3 se muestran las fracciones de DQO a través del sistema durante todo el período experimental, sin incluir la puesta en marcha. Luego del R3000, el efluente ya cumple con las normas de emisión establecidas por la autoridad provincial (SeMADeS, 2001), y podría cumplir también con la Directiva 91/271 del Consejo de Europa (Consejo de Europa, 1991) (125 mgDQO/L en ambos casos). Concentraciones extremadamente bajas fueron siempre observadas en el efluente del R800. Algas desarrolladas en las LDE son responsables del incremento en DQOs en el efluente final, aunque éste continúa cumpliendo las normas de emisión, haciendo innecesaria una etapa final de clarificación. Luego del primer paso aneróbico, DQOc y DQOm se mantuvieron relativamente constantes. La Tabla 2 muestra los Tiempos de Retención Hidráulica (TRH) aplicados y la eficiencia de remoción del sistema para tres períodos distintos: Período I (puesta en marcha), Período II (luego de la puesta en marcha, manteniendo las condiciones hidráulicas en todas las unidades), y Período III (TRH en el R3000 reducido a 6 h). La remoción de DQOt llegó al 80% en el R3000 al fin del primer mes (Período I), y se mantuvo constante durante el Período II. En el Período III, a un TRH menor, la remoción de DQOt no fue significativamente menor. La remoción de DQOt se incrementó durante el Período III debido a una mayor concentración en el influente. La remoción de DQOc y DQOd aumentó en R3000 desde el comienzo de la experiencia. En R800 no se observó una tendencia clara para estas fracciones. En el Período III, la remoción de DQOs

decreció en R3000 debido a lavado de lodo, pero se incrementó acentuadamente en R800. El contenido de metano del biogas fue siempre 90% en R3000 y 95% en R800. Remoción negativa de DQOS en R800 durante el Período II se atribuye a lavado de lodo/sólidos. Una segunda etapa anaeróbica parece superflua cuando la primera etapa es operada a alto TRH (8 h), y con una temperatura de líquido cloacal relativamente alta, típica de época de verano. Sin embargo, puede ser más útil en invierno, cuando se espera menor degradación de los sólidos suspendidos retenidos en el lodo del primer reactor, o cuando éste es operado a un TRH menor.

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85.451.374.1

359.3

0

150

300

450

Cloacalcrudo

EfluenteR3000

EfluenteR800

EfluenteLDE

DQ

O (m

g/L) Disuelta

ColoidalSuspendidaTotal

Norma de emisión

Figura 3. Fracciones de DQO a través del sistema. El período de puesta en marcha no está incluido. Intervalos de confianza indicados como barras de error Y (α = 0.05). La suma de DQO suspendida, coloidal y disuelta es levemente diferente del valor de DQO total porque éste último proviene de un conjunto mayor de datos.

Tabla 2. Tiempo de Retención Hidráulica (TRH) y eficiencia de remoción en el sistema. Subíndices t, s, c, y d significan total, suspendida, coloidal, y disuelta, respectivamente. Las eficiencias de remoción fueron calculadas a partir de los promedios de las concentraciones en cada período. Los valores entre paréntesis se basaron en efluentes libres de algas. DQO = Demanda Química de Oxígeno; LDE = Lagunas de Estabilización; R3000 = primer reactor UASB; R800 = segundo reactor UASB.

Período Días TRH DQO

Eficiencia de remoción de DQO (%)

Total R3000 R800 Anaeróbica LDE

I 0-28R3000: 8 hR800: 4 hLDE: 15 d

DQOt 78.5 62.2 27.2 72.5 21.7DQOs 88.1 85.0 5.9 85.9 15.2DQOc 42.1 -1.6 18.8 17.5 29.8DQOd 50.6 13.0 29.0 38.2 20.0

II 28-91R3000: 8 hR800: 4 hLDE: 15 d

DQOt 77.7 (86.1) 80.4 8.1 82.0 -23.7 (22.6)DQOs 85.4 94.5 -18.2 93.5 -126.1DQOc 37.7 16.8 32.6 43.9 -10.9DQOd 35.1 26.9 3.5 29.5 8.0

III 91-126R3000: 6 hR800: 4 hLDE: 15 d

DQOt 74.6 (89.8) 78.3 52.6 89.7 -146.5 (0.7)DQOs 82.5 76.5 72.8 93.6 -174.2DQOc 73.3 94.5 -334.8 76.0 -11.0DQOd 13.7 44.7 38.9 66.2 -155.3

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Remoción de Coliformes Fecales (CF)

La remoción de CF (indicadores de la presencia de microorganismos patógenos) en el sistema fue de 99.9999% (99.94% en las etapas anaeróbicas y 99.98% en las LDE). La remoción observada en las LDE fue similar a la calculada en el dimensionamiento. Las LDE han sido diseñadas para remover CF, y están sobredimensionadas con respecto a la remoción de la DQO remanente luego del tratamiento anaeróbico. La remoción de CF alcanzada en las etapas anaeróbicas fue indispensable para alcanzar la concentración recomendada por la Organización Mundial de la Salud para riego irrestricto (1000 NMP/100 mL) (WHO, 1989), y la norma de emisión a cuerpos de agua en la Provincia de Salta (2000 NMP/100 mL) (SeMADes, 2001). Datos de las LDE proveerán valores precisos y confiables para recalcular las constantes cinéticas, que servirán para el diseño de sistemas en escala real.

Balances de DQO

En este estudio, los balances de DQO se basaron en la siguiente ecuación:

0=−−−−−− SWBDGEI

donde I = influente, E = efluente, G = metano gaseoso, D = metano disuelto, B = manto de lodo, W = lavado de lodo/sólidos, y S = reducción de sulfatos. Los términos del balance se indican para los dos reactores en la Figura 4.

Primeraetapa

(R3000)

G3000

B3000

E3000 + D3000

LDEI3000

Segundaetapa

(R800)

W3000

S3000

G800

B800

E800 + D800

I800

W800

S800

Rebose Rebose

Figura 4. Balances de DQO en los reactores UASB. I = influente, E = efluente, G = metano gaseoso, D = metano disuelto (valor neto en R800), B = manto de lodo, W = lavado de lodo (valor neto en R800), y S = reducción de sulfatos. LDE = lagunas de estabilización.

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En R800, los términos D y W han sido calculados como valores netos, ya que parte del metano disuelto y del lodo lavado del R3000 entran en el R800. Se consideró que el influente del R800 estaba saturado con metano producido en el R3000. Disolución adicional de metano en R800 sólo tiene lugar cuando la temperatura es más baja. Cuando la temperatura es mayor en R800 que en R3000, algo de metano deja la fase líquida y es recolectado como gas, hasta que se alcanza un nuevo equilibrio. Se consideró también que el metano disuelto no se detectó como DQO en los análisis de laboratorio, porque abandonó la fase líquida durante el tiempo entre el muestreo y las mediciones. Las variables básicas utilizadas para los balances de DQO fueron las siguientes: 1) caudal, 2) temperatura, 3) concentración de DQO influente, 4) concentración de DQO efluente, 5) producción de biogas, 6) composición del biogas, y 7) crecimiento del lodo. Reducción de sulfatos, lodo extraído para análisis, formación de capas de espuma y sobrenadantes, y días sin operación (cortes de luz, mantenimiento, etc.) fueron también tenidos en cuenta en los balances, para obtener mayor precisión. Durante los períodos de operación normal (Períodos II y III) se observó cierta acumulación de lodo en los recipientes intermediarios de bombeo (puntos de rebose entre unidades). También se detectó lodo en algunas muestras puntuales tomadas ocasionalmente. Los balances de DQO parecen confirmar la existencia de lavado de lodo en los reactores UASB, fenómeno que parece ser de carácter intermitente, ya que no fue detectado en las muestras compuestas de rutina. En efecto, se detectó un déficit mensual persistente de DQO en R3000 y, algunos meses, superávit de DQO en R800. La causa más probable es la existencia de lavado intermitente de lodos. El lodo lavado podría provenir de sólidos del influente que no son retenidos en el manto (sólidos primarios), o del propio manto de lodo anaeróbico (sólidos secundarios). El hecho de que sea intermitente parece indicar que son sólidos secundarios. Es importante destacar que ésto no hubiera podido ser detectado si no se hubieran hecho balances de DQO acoplados en los dos reactores UASB. En la Figura 5 pueden verse, a modo de ejemplo, los balances de DQO para el segundo mes de operación (primera mitad del Período II). Durante ese mes, no se observó superávit en R800, aunque el déficit en R3000 (atribuido a lavado de lodo) fue considerable. Tampoco se detectaron sulfatos en el influente de R800.

E24%

G 19%

D20%

B12%

W20%

S5%

E91%

B2%G

6%

D1%

Figura 5. Balances de DQO para el segundo mes de operación en R3000 (izquierda) y R800 (derecha). Las porciones representan los términos del balance como porcentaje de la DQO influente. No se observó lavado de lodo y reducción de sulfatos en R800 durante este período.

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Las características del lodo en ambos reactores se presentan en la Tabla 3. Al finalizar el Período II, la AME del lodo en R3000 fue 0.050 gDQO-CH4/gSSV.d. El lodo del R800, sometido a una baja carga orgánica y una alta velocidad ascensional, casi no mostró AME al finalizar el Período II. Se espera un incremento de la AME en R800 si se aplica una reducción adicional en el TRH en R3000.

Tabla 3. Características del lodo. ST = sólidos totales; SV = sólidos volátiles; SST = sólidos suspendidos totales; SSV = sólidos suspendidos volátiles; IVL = índice volumétrico de lodos; DQO = demanda química de oxígeno.

Reactor Parámetros (media ± IC)ST (g/L) SV (g/L) SST (g/L) SSV (g/L) IVL (mL/g ST) DQO (g/L)

R3000 66.3 ± 16.9 31.8 ± 10.5 32.3 ± 9.3 14.6 ± 4.8 16.7 ± 6.2 55.2 ± 3.8R800 91.0 ± 48.6 43.4 ± 23.7 87.6 ± 44.6 40.8 ± 22.1 10.7 ± 5.0 97.4 ± 48.6

CONCLUSIONES Y RECOMENDACIONES

La puesta en marcha de un sistema UASB de dos etapas para tratamiento de líquidos cloacales en condiciones de clima subtropical, con post-tratamiento en LDE, fue realizada exitosamente en sólo un mes de operación. El TRH en las etapas anaeróbicas durante la puesta en marcha fue de 8+4 h. El TRH en las LDE fue 15 d. Eficiencias de remoción de DQO de hasta el 90% se alcanzaron a TRH de 6+4 h (aproximadamente 80% en la primera etapa). La eficiencia en la segunda etapa podría mejorar en invierno, cuando la degradación de sólidos en la primera etapa se espera que sea menor. El uso de balances acoplados de DQO fue importante para detectar y explicar la existencia de déficits y superávits en los reactores, atribuibles a pérdidas intermitentes de lodo, las cuales no fueron observadas en los muestreos de rutina. Se propone un número mínimo de datos necesarios para construir balances de DQO en reactores UASB. La remoción de CF en el sistema fue 99.9999% (99.94% en las etapas anaeróbicas y 99.98% en las LDE). El sistema cumplió con las normas de emisión para DQO y CF. El lavado de lodo debe ser monitoreado y minimizado para evitar pérdida de valiosa biomasa y asegurar el cumplimiento de los valores de descarga, especialmente en reactores UASB de una sola etapa, y/o cuando no se realiza post-tratamiento. El sistema estudiado combinó alta remoción de DQO y CF, con concentraciones de efluente final extremadamente bajas, haciéndolo una opción atractiva para el tratamiento de líquidos cloacales en regiones subtropicales.

AGRADECIMIENTOS

Este trabajo fue financiado por la Universidad de Wageningen (Holanda), la Fundación Holandesa para el Fomento de la Investigación Tropical (WOTRO), la Fundación Internacional para la Ciencia (IFS, Suecia), Aguas de Salta S.A., y el Consejo de Investigación de la Universidad Nacional de Salta (CIUNSa). Gasnor S.A. facilitó los medidores de gas. Los análisis se realizaron en el Laboratorio de Estudios Ambientales (LEA) del CIUNSa y del INENCO (Instituto de Investigación en Energía No Convencional).

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Martín Alejandro Iribarnegaray 71

Page 72: PUESTA EN MARCHA Y OPERACIÓN

Tratamiento Anaeróbico – Aeróbico con Reactores UASB en serie y LDE.

Two-Step UASB System for Sewage Treatment under Sub-Tropical Conditions with Post-

Treatment in Waste Stabilisation Ponds

LUCAS SEGHEZZO∗, ANÍBAL P. TRUPIANO, VIVIANA LIBERAL, PATRICK G. TODD∗∗,

MARÍA E. FIGUEROA, MARCELO A. GUTIÉRREZ, ANA C. DA SILVA WILCHES,

MARTÍN IRIBARNEGARAY, RAQUEL G. GUERRA, ANGÉLICA ARENA, CARLOS M.

CUEVAS, GRIETJE ZEEMAN,∗∗ AND GATZE LETTINGA∗∗

Universidad Nacional de Salta, Laboratorio de Estudios Ambientales (CIUNSa – INENCO),

Buenos Aires 177, A4402FDC Salta, Argentina.

Phone: +54-387-4255516. Fax: +54-387-4255483. Email: [email protected].

∗∗Wageningen University, Department of Agrotechnology and Food Sciences,

Sub-Department of Environmental Technology,

Bomenweg 2, 6703 EV Wageningen, The Netherlands.

Abstract

A pilot-scale sewage treatment system consisting of two Upflow Anaerobic Sludge Bed (UASB)

reactors followed by five Waste Stabilisation Ponds (WSP) in series was studied under sub-

tropical conditions. The first UASB reactor started up in only one month (stable operation, high

removal efficiency in terms of Chemical Oxygen Demand (COD), low Volatile Fatty Acids

(VFA) concentration in the effluent, alkalinity ratio above 0.7, biogas production above 0.1

Nm3/kg CODremoved). Removal efficiencies up to 90% were obtained in the anaerobic steps at

Hydraulic Retention Times (HRT) of 6+4 h (80% in the first step). Faecal coliforms removal in Author to whom all correspondence and reprint requests should be addressed.Martín Alejandro Iribarnegaray 72

Page 73: PUESTA EN MARCHA Y OPERACIÓN

Tratamiento Anaeróbico – Aeróbico con Reactores UASB en serie y LDE.

the whole system was 99.9999% (99.94% in anaerobic steps and 99.98% in WSP). COD

balances over UASB reactors are provided. A minimum set of data necessary to build COD

balances is proposed. Intermittent sludge wash-out was observed in the reactors, and detected in

the COD balances. Wash-out from single-step UASB reactors should be monitored and

minimised in order to ensure constant compliance with discharge standards, especially when no

post-treatment is provided. The system combined high COD and faecal coliforms removal

efficiency with an extremely low effluent concentration, complying with discharge standards,

and making it an attractive option for sewage treatment in sub-tropical regions.

Index Entries: Anaerobic treatment; sewage; sub-tropical regions; UASB reactors; waste

stabilisation ponds.

Introduction

The full-scale application of Upflow Anaerobic Sludge Blanket (UASB) reactors for sewage

treatment at moderate temperatures seems within reach (1,2,3). In temperate and subtropical

climates, low hydrolysis of suspended solids, bad sludge quality and lower removal efficiencies

are expected, particularly at temperatures below 20ºC (2). Pre-settling of sewage, two-stage

systems, and hybrid reactors have been proposed to improve the retention and degradation of

suspended solids under these conditions (2,4,5). In previous experiences, low-strength pre-settled

sewage was efficiently treated in a UASB reactor at mean sewage temperature of 21.6ºC, with

short periods at around 13ºC (6). Chemical Oxygen Demand (COD) balances over UASB

reactors might be a useful tool to get insight on the flow of organic matter through the reactor,

assess the process performance, validate methods and assumptions, and predict outputs (4). COD

balances in UASB reactors treating sewage have been scarcely reported, especially at pilot and

Martín Alejandro Iribarnegaray 73

Page 74: PUESTA EN MARCHA Y OPERACIÓN

Tratamiento Anaeróbico – Aeróbico con Reactores UASB en serie y LDE.

full-scale level (7). No references have been found for coupled COD balances in two-step UASB

systems. A standardised methodology to build COD balances over UASB reactors is still

lacking. The effluent of anaerobic reactors has to be further treated in order to remove

macronutrients (nitrogen and phosphorus) and pathogenic micro-organisms. Waste Stabilisation

Ponds (WSP) are among the most efficient and cost-effective post-treatment methods (4). When

local kinetic constants are known, WSP can be accurately designed. The objectives of this work

were: a) assess the start-up and subsequent operation of a two-step UASB system for sewage

treatment under sub-tropical conditions, followed by five WSP in series, and b) build and

contribute to the standardisation of COD balances over UASB reactors.

Materials and Methods

Experiments were performed in a pilot plant located in Salta, Argentina. Mean ambient

temperature, measured over a 22-year period (1971-1992) at a meteorological station 12 km

from Salta, was 16.5 ± 0.2 ºC (8). Statistical comparisons and Confidence Intervals (CI) have

been built at a level of significance (α) of 0.05 (5%). The flow sheet and dimensions of the pilot

plant are presented in Figure 1. Thirteen sampling ports allowed liquid and sludge sampling in

the reactors. The influent of R3000 was screened through a double 5-mm filter to prevent

clogging, as suggested by (9). Watson Marlow 701 I/R, 621 I/R and 313 S peristaltic pumps

equipped with Marprene tubing were used to feed R3000, R800, and WSP. Flow rates could be

freely changed between a wide range in all units. Biogas was accumulated in 0.3 m3 gas

collectors and automatically measured using opening and closing switches (Neumann CB 130),

electric valves (Jefferson), and domestic natural gas meters (ABB ELSTER and Schlumberger

Gallus 2000). Reactors, ponds, and gas collectors were made of polyester reinforced with glass

fibre. Raw sewage was submitted to preliminary treatment (screens and sand trap) before being

Martín Alejandro Iribarnegaray 74

Page 75: PUESTA EN MARCHA Y OPERACIÓN

Tratamiento Anaeróbico – Aeróbico con Reactores UASB en serie y LDE.

fed into the system. In the reactors, influent was distributed through one inverted inlet pipe

located 5 cm from the bottom. Partially digested sewage sludge from conventional anaerobic

digesters, and anaerobic granular sludge from a UASB reactor treating pre-settled sewage were

used as inoculum for R3000 and R800, respectively (15% v/v).

R800

P800

Effluent R800

Sandtrap

Screens

Sewage

R3000

P3000

Biogas

G3000

Sludge bed

Sludge bed

PPonds

M3000

Finaleffluent

L1 L2 L3 L4 L5WSP

Effluent R3000Biogas

G800M800

DistributionTank

Overflow Overflow

Filter

Figure 1. Schematic diagram of the pilot plant. Not to scale. R3000: first UASB reactor (height

= 3.95 m; diameter = 1 m; volume = 3.10 m3); R800: second UASB reactor (height = 3.95 m;

diameter = 0.5 m; volume = 0.766 m3); WSP = Waste Stabilisation Ponds; L1 to L5: top view of

WSP (length = 3 m; width = 0.5 m; mean depth = 0.94 m; mean volume = 1.39 m3; total volume

= 6.97 m3). P3000, P800 and PPonds: peristaltic pumps; G3000 and G800: gas collectors

(collection volume = 0.3 m3); M3000 and M800: gas meters.

Specific Methanogenic Activity (SMA) of the inocula was determined according to (10).

Analyses were performed according to (11) and HACH® micro-methods. Two times a week, 24-

Martín Alejandro Iribarnegaray 75

Page 76: PUESTA EN MARCHA Y OPERACIÓN

Tratamiento Anaeróbico – Aeróbico con Reactores UASB en serie y LDE.

h composite samples were taken before and after each unit (0.5 L every three hours). Samples

were kept at 4ºC until analyzed. Total COD (CODt), paper-filtered COD (CODf) (Schleicher &

Schuell 595½ 4.4 µm paper filters) and membrane-filtered (dissolved) COD (CODm) (Schleicher

& Schuell ME 25 0.45 µm membrane) were determined in the samples. Suspended and colloidal

COD (CODs and CODc) were calculated as (CODt - CODf) and (CODf - CODm), respectively.

The effluent of WSP was also filtered through Whatman GF/C 1.2 µm glass microfibre filters to

retain algae, and COD of the filtered sample was measured (CODf1.2). Sludge COD was

measured in crushed and diluted samples. Total Suspended Solids (TSS) and Volatile Suspended

Solids (VSS) of the sludge were determined on centrifuged samples. The supernatant was

filtered through Schleicher & Schuell 589 4.4 µm ashless paper filter and the retained solids

were added to the measured TSS/VSS. Methane content in the biogas was determined by

stripping CO2 in a closed, up side down, serum bottle with a 5% NaOH solution, and collecting

the displaced liquid in a graduated cylinder. Dissolved methane in the effluent was calculated

according to Henry’s law. Atmospheric pressure at the site (1200 m.a.s.l) was 0.866 atm. Sludge

growth was visually followed through the sampling ports. Dimensioning of the ponds was based

on the assumption that the death rate of pathogenic micro-organisms follows first-order kinetics

(12). Values for Kb,20 (die-off constant at 20ºC) and θ (temperature coefficient) were obtained

from (13), and (14).

Results and Discussion

During the period under consideration (summer), air temperature was 24.9 ± 1.37ºC. Basic

sewage composition is shown in Table 1. SMA of the inocula was 0.078 and 0.033 gCOD-

CH4/gVSS.d for R3000 and R800, respectively. The inoculum of R3000 was completely washed

out after one week of operation. From then on, the amount of sludge increased about 10% of

Martín Alejandro Iribarnegaray 76

Page 77: PUESTA EN MARCHA Y OPERACIÓN

Tratamiento Anaeróbico – Aeróbico con Reactores UASB en serie y LDE.

reactor volume per month. The inoculum of R800 was not washed out, though the applied

upflow velocity was higher, probably because settleability of the inoculum, measured through

the Sludge Volume Index (SVI), was better, and biogas production was lower.

Table 1. Basic sewage composition since the first day of operation.

Parameter Mean values ± CITemperature (ºC) 23,6 ± 0.10pH 7,77 ± 0.18Total Chemical Oxygen Demand (CODt) (mg/L) 370.8 ± 34.2Total Solids (TS) (g/L) 0.75 ± 0.08Volatile Solids (VS) (g/L) 0.34 ± 0.01Settleable Solids (SSem) (mL/L) 4.85 ± 1.8Alkalinity (mgCaCO3/L at pH 4.3) 176.0 ± 6.5Volatile Fatty Acids (mg/L) 19.0 ± 3.9

Start up

In R3000, considered to be the most critical step of the system, all conditions proposed by (15) to

indicate stable operation and/or to decide for an increase in organic load, have been met within

only one month of operation, namely: a) COD removal efficiency reached 80% at the end of the

month, and stayed around this value afterwards; b) the ratio between alkalinity measured at pH

5.75 and pH 4.3 was higher than 0.7 in the effluent, while Volatile Fatty Acids (VFA) remained

low, and c) biogas production was higher than 0.1 Nm3/kg CODremoved, with a stable CH4 content

of 90%.

Operation

In Figure 2, COD fractions through the system are shown (start-up period not included). The

effluent of R3000 already complied with local CODt discharge standards (16), and could also

comply with Directive 91/271 of the Council of Europe (17) (125 mgCODt/L in both cases). Martín Alejandro Iribarnegaray 77

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Tratamiento Anaeróbico – Aeróbico con Reactores UASB en serie y LDE.

Extremely low concentrations were always observed in the effluent of R800. Algae grown in the

ponds are responsible for the increase in CODs in the final effluent, but it still complies with

discharge standards, making a final clarification step unnecessary. After the first anaerobic step,

CODc and CODm remain rather constant. Table 2 shows Hydraulic Retention Time (HRT)

applied, and removal efficiency in the system for three different periods: Period I (start up),

Period II (after start up, same hydraulic conditions in all units), and Period III (HRT in R3000

decreased to 6 h).

85.451.374.1

359.3

0

150

300

450

Rawsewage

EffluentR3000

EffluentR800

EffluentWSP

CO

D c

once

ntra

tion

(mg/

L)

DissolvedColloidalSuspendedTotal

Discharge standard

Figure 2. COD fractions through the system. The start-up period was not included. Confidence intervals (α = 0.05)

are shown as error bars. The sum of suspended, colloidal and dissolved COD is slightly different than total COD

values because the latter come from a larger set of data.

Table 2. Hydraulic Retention Time (HRT) and removal efficiency in the system. Subscripts t, s, c, and d stand for

total, suspended, colloidal, and dissolved, respectively. Removal efficiencies were calculated from average

concentrations in each period. Values between brackets were calculated based on algae-free final effluent.

Martín Alejandro Iribarnegaray 78

Page 79: PUESTA EN MARCHA Y OPERACIÓN

Tratamiento Anaeróbico – Aeróbico con Reactores UASB en serie y LDE.

Perio

dDays HRT COD

Mean removal efficiency (%)

Total R3000 R800 Anaerobic WSP

I 0-28

R3000: 8 h

R800: 4 h

WSP: 15 d

CODt 78.5 62.2 27.2 72.5 21.7CODs 88.1 85.0 5.9 85.9 15.2CODc 42.1 -1.6 18.8 17.5 29.8

CODd 50.6 13.0 29.0 38.2 20.0

II 28-91

R3000: 8 h

R800: 4 h

WSP: 15 d

CODt 77.7 (86.1) 80.4 8.1 82.0 -23.7 (22.6)CODs 85.4 94.5 -18.2 93.5 -126.1CODc 37.7 16.8 32.6 43.9 -10.9

CODd 35.1 26.9 3.5 29.5 8.0

III 91-126

R3000: 6 h

R800: 4 h

WSP: 15 d

CODt 74.6 (89.8) 78.3 52.6 89.7 -146.5 (0.7)CODs 82.5 76.5 72.8 93.6 -174.2CODc 73.3 94.5 -334.8 76.0 -11.0

CODd 13.7 44.7 38.9 66.2 -155.3

CODt removal in R3000 reached 80% at the end of the first month (Period I), and stayed

constant during Period II. In Period III, at a lower HRT, CODt removal was not significantly

lower in R3000. CODt removal increased during this period in R800, due to a higher CODt

concentration in the influent. CODc and CODd removal efficiency increased steadily in R3000

since the beginning of the experience. A clear trend was not observed in R800 for these

fractions. In Period III, CODs removal efficiency decreased in R3000 due to sludge wash-out, but

increased sharply in R800. Methane content in the biogas was 90% in R3000 and 95% in R800.

Negative removal of suspended COD in R800 during Period II is attributed to wash-out of seed

sludge. In terms of COD removal, a second anaerobic step seems unnecessary when the first step

is operated at high HRT (8 h), and with relatively high sewage temperature. However, it could be

more useful in winter time (when slower conversion of entrapped suspended solids is expected in

the first step), or when the first step operates at lower HRT´s.

Faecal coliforms removal

Martín Alejandro Iribarnegaray 79

Page 80: PUESTA EN MARCHA Y OPERACIÓN

Tratamiento Anaeróbico – Aeróbico con Reactores UASB en serie y LDE.

Faecal coliforms (indicators of pathogenic micro-organisms) removal in the system was

99.9999% (99.94% in the anaerobic steps and 99.98% in the WSP). Removal achieved in WSP

was similar to that expected from kinetic calculations. WSP, designed for faecal coliforms

removal, are sub-utilised with respect to COD removal. Removal in the anaerobic steps was

indispensable to reach the final effluent concentration, which remained below 300 MPN/100 mL,

complying with discharge standards (1000 MPN/100 mL) (16). Data from the WSP will provide

accurate and reliable values to recalculate kinetic constants for the design of full-scale systems.

COD balances

In this study, COD balances were based on the following equation:

0=−−−−−− SWBDGEI

where I = influent, E = effluent, G = gaseous methane, D = dissolved methane, B = sludge bed,

W = sludge/solids wash-out, and S = sulphate reduction. The terms of the balance are indicated

for both reactors in Figure 3.

Martín Alejandro Iribarnegaray 80

Page 81: PUESTA EN MARCHA Y OPERACIÓN

Tratamiento Anaeróbico – Aeróbico con Reactores UASB en serie y LDE.

First step(R3000)

G3000

B3000

E3000 + D3000

WSPI3000

Second step(R800)

W3000

S3000

G800

B800

E800 + D800

I800

W800

S800

Overflow Overflow

Figure 3. COD balances over two-step UASB reactors. I = influent, E = effluent, G = gaseous methane, D =

dissolved methane (net value in R800), B = sludge bed, W = sludge wash-out (net value in R800), and S = sulphate

reduction, WSP = waste stabilisation ponds.

In R800, terms D and W have been calculated as net values, as long as part of the dissolved

methane and sludge washed-out from R3000 enter into R800. It was assumed that the influent of

R800 was saturated with methane produced in R3000. Additional dissolution of methane in

R800 only occurs when temperature is lower. When temperature is higher in R800 than in

R3000, some methane leaves the liquid phase and is collected as gas, until a new equilibrium is

reached. It was also assumed that dissolved methane was not found as COD in laboratory

analyses, because it leaves the composite samples during the time between sampling and

measuring. Flow rate, temperature, influent and effluent COD concentration, biogas production

and composition, and sludge growth rate, were the basic variables used to build the COD

balances. Sulphate concentration, sludge withdrew for analysis, the formation of scum layers and

supernatants, and days without operation (power cuts, maintenance, etc.) have also been

Martín Alejandro Iribarnegaray 81

Page 82: PUESTA EN MARCHA Y OPERACIÓN

Tratamiento Anaeróbico – Aeróbico con Reactores UASB en serie y LDE.

accounted for in the balances. During normal operation (Periods II and III), some sludge

accumulated in the bottom of intermediate pumping containers and was also observed in a

couple of grab samples. However, sludge was not detected in composite samples. COD balances

seem to confirm that some wash out really occurred. In fact, missing COD accounted for a

significant part of influent CODt in R3000, without other explanation than intermittent

sludge/solids wash-out. On the other hand, excess COD was sometimes detected in R800. The

exact amount of sludge from R3000 that actually enters R800 is subject to discussion. In Figure

4, COD balances for the second month of operation (first half of Period II) are presented as en

example. Wash-out of sludge and sulphate reduction were not detected in R800 in that month.

E24%

G 19%

D20%

B12%

W20%

S5%

E91%

B2%G

6%

D1%

Figure 4. COD balances for the second month of operation in R3000 (left pie) and R800 (right pie). Slices represent

the terms of the balance as percentage of influent COD. Sludge wash-out and sulphate reduction were not observed

in R800 during this period.

Martín Alejandro Iribarnegaray 82

Page 83: PUESTA EN MARCHA Y OPERACIÓN

Tratamiento Anaeróbico – Aeróbico con Reactores UASB en serie y LDE.

At the end of Period II, sludge SMA in R3000 was 0.050 gCOD-CH4/gVSS.d. Sludge from

R800, subjected to very low organic loading rate and high upflow velocity, showed almost no

activity at the end of Period II. Sludge characteristics are shown in Table 3.

Table 3. Sludge characteristics. TS = total solids; VS = volatile solids; TSS = total suspended solids; VSS = volatile

suspended solids; SVI = sludge volume index; COD = chemical oxygen demand.

Reactor Parameters (mean values ± CI)TS (g/L) VS (g/L) TSS (g/L) VSS (g/L) SVI (mL/g TS) COD (g/L)

R3000 66.3 ± 16.9 31.8 ± 10.5 32.3 ± 9.3 14.6 ± 4.8 16.7 ± 6.2 55.2 ± 3.8R800 91.0 ± 48.6 43.4 ± 23.7 87.6 ± 44.6 40.8 ± 22.1 10.7 ± 5.0 97.4 ± 48.6

Conclusions

The start-up of a two-step UASB system for sewage treatment under sub-tropical conditions,

with post-treatment in five WSP in series, was successfully achieved in only one month. HRT in

the anaerobic steps during start-up was 8+4 h. Removal efficiencies up to 90% have been

observed at HRT of 6+4 h (about 80% in the first step). Efficiency in the second step might

improve in winter time, when solids degradation in the first step is expected to be lower. The use

of coupled COD balances allowed a better understanding of the process, and was important to

detect intermittent sludge/solids wash-out, which was not observed in routine sampling. A

minimum set of data needed to build COD balances over UASB reactors is proposed. Faecal

coliforms removal in the whole system was 99.9999% (99.94% in the anaerobic steps and

99.98% in the WSP). The system complied with discharge standards for COD and faecal

coliforms. Wash-out from single-step UASB reactors should be monitored and minimised in

order to avoid loses of valuable biomass, and ensure constant compliance with discharge Martín Alejandro Iribarnegaray 83

Page 84: PUESTA EN MARCHA Y OPERACIÓN

Tratamiento Anaeróbico – Aeróbico con Reactores UASB en serie y LDE.

standards, especially when no post-treatment is provided. The system combined high COD and

faecal coliforms removal efficiency with extremely low effluent concentration, making it an

attractive option for sewage treatment in sub-tropical regions.

Acknowledgements

Wageningen University (The Netherlands), the Netherlands Foundation for the Advancement of

Tropical Research (WOTRO), the International Foundation for Science (IFS), Aguas de Salta

S.A. and the Research Council of the National University of Salta (CIUNSa) funded this work.

Gasnor S.A. is acknowledged for the gas meters. Analyses were performed at the Laboratorio de

Estudios Ambientales (LEA) from CIUNSa and INENCO (Research Institute on Non

Conventional Energy Sources).

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Tratamiento Anaeróbico – Aeróbico con Reactores UASB en serie y LDE.

Aceptado en el “7th FAO/SREN Workshop on Anaerobic Digestion for

Sustainability in Waste (Water) Treatment and Re - use.” Moscu, Rusia. 19 –

22 de Mayo de 2002.

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Tratamiento Anaeróbico – Aeróbico con Reactores UASB en serie y LDE.

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