Tesis Ximena Carrasco_ing_amb_utfsm_ Dic_2011.doc.docx

Universidad Técnica Federico Santa María DEPARTAMENTO DE PROCESOS QUÍMICOS, BIOTECNOLÓGICOS Y AMBIENTALES

VALPARAÍSO-CHILE

Remoción de Materia Orgánica y Nutrientes de Aguas Residuales de la Industria Láctea a través de Tratamientos Biológicos.

XIMENA ANDREA CARRASCO ROMERO Memoria para optar al Título de INGENIERO AMBIENTAL

Profesor Guía Dr. Knud Henrik Hansen Kirsten Profesor Correferente Dra. Lorna Elena Guerrero Saldes

Diciembre de 2011

Agradecimientos Gracias a Dios por ayudarme a terminar este ciclo que esperó un largo tiempo por cerrar.

A mis padres, Margarita y Pablo porque, aunque a veces perdieron las esperanzas de verme finalizando este capítulo en mi vida volvieron a recuperarlas y a confiar en mí y yo se la felicidad que los embarga, sentir que por fin cumplieron un sueño… A mis hermanos, Pablo y Lorena que con su insistencia y “gran” sentido del humor siempre quisieron que terminara mi tesis, espero que sigan mis pasos…

A mi hermosa Familia, a mi marido Iván por su paciencia y amor inagotable y confianza de que esto sucedería algún día, a mis hijos Vania y Julián porque siempre me recordarán mi paso por la Universidad, ya que estuvieron conmigo en ese proceso.

A mis suegros, María Soledad y Osvaldo por su apoyo incondicional, lo mismo para mis cuñados, Katherine, Emilio, Javier, María y Gabriela.

A toda mi familia en general, tías, tíos, primos, todos, que siempre me instaron a terminar la Universidad y convertirme en Profesional.

A mis amigos, Tatiana, Germán, Jorge, María Paz, Diego, Susana, Jaime, Rocío, Javier, Natalia, Christian, Aracelly, Gonzalo entre muchos otros por sus formas tan especiales de insistir en mi deber de terminar los ciclos.

Y finalmente a los profesores Gerardo Guzmán, Lorna Guerrero y Henrik Hansen por su paciencia y compromiso.

Dedicatoria

Les dedico esta tesis a mis padres, Margarita y Pablo por su amor infinito y a mi preciosa familia Iván, Vania y Julián porque los amo…siempre…

RESUMEN La presente tesis se enmarca en la necesidad de conocer y estudiar los sistemas de remoción biológica de materia orgánica y nutrientes de la industria láctea en Chile. A continuación se detallarán los contenidos principales de cada uno de los capítulos de la presente tesis. El capítulo I da a conocer los alcances y objetivos realizando una breve introducción a lo que se desarrollará en el trabajo. En el capítulo II, se presenta el marco teórico general de la industria alimentaria y de la industria láctea, la generación de residuos de estas industrias y la legislación ambiental aplicable a los contaminantes asociados a la descarga de efluentes líquidos. También se presenta un resumen de aspectos y conceptos importantes a conocer para entender de forma clara los objetivos propuestos en esta tesis, dentro de los cuales se pueden destacar: la eutrofización; los parámetros que caracterizan los RILes de la industria láctea (físicos, químicos y biológicos); los sistemas de tratamiento de los residuos líquidos y el ciclo del nitrógeno. En el capítulo III se ahonda definitivamente en los tratamientos de residuos líquidos, comenzando con los sistemas de remoción de la materia orgánica, con los procesos aerobios convencionales como lodos activados, contacto – estabilización y reactores batch secuenciales (SBR) y con los procesos biológicos aerobios con biomasa adherida como filtros percoladores (biofiltros) y contactores biológicos rotatorios (CBR). Continuando con este capítulo se investigan los procesos biológicos anaerobios de remoción de materia como los reactores con biomasa granular (UASB, EGSB e IC), siguiendo con los reactores de biomasa adherida (RALF) y por último el sistema de lombrifiltros. Finalmente, se realizan conclusiones para la remoción biológica de materia orgánica en la industria láctea. Con respecto a la remoción de nutrientes, se dan a conocer los sistemas de tratamiento de remoción de nitrógeno y fósforo de la industria láctea, para el nitrógeno con los procesos de nitrificación – desnitrificación; nitrificación – desnitrificación vía nitrito; nitrificación – desnitrificación autotrófica; nitrificación – desnitrificación parcial; nitrificación – desnitrificación simultánea; oxidación anaerobia de amonio (Anammox) y otros donde se combinan los procesos de remoción de nitrógeno (nitrificación parcial – Anammox;

SHARON; CANON y Stripping); para el fósforo con los procesos generales de remoción biológicas de éste y con las nuevas aplicaciones e investigaciones con estruvita. Finalmente, se realizan conclusiones para la remoción biológica de nutrientes en la industria láctea. Y para finalizar el capítulo III se realiza un estudio general de los procesos o sistemas de tratamiento conjunto de materia orgánica y nutrientes como: procesos PhoStrip, Bardenpho, A2O, Bardenpho modificado; otras con plantas acuáticas y biofiltros dinámicos.

Índice Contenido CAPÍTULO 1 : INTRODUCCIÓN Y OBJETIVOS ............................................................................. 1 1.1 INTRODUCCIÓN ....................................................................................................................... 2 1.2 OBJETIVOS .............................................................................................................................. 3 1.2.1

Objetivo General ........................................................................................................... 3

1.2.2

Objetivos Específicos..................................................................................................... 3

CAPÍTULO 2 : MARCO TEÓRICO .................................................................................................... 5 2.1.

LA INDUSTRIA ALIMENTARIA ............................................................................................ 6

2.2.

ANTECEDENTES DE LA INDUSTRIA LÁCTEA ...................................................................... 6

2.3.

GENERACIÓN DE RESIDUOS Y ASPECTOS AMBIENTALES DE LA INDUSTRIA LÁCTEA. ...... 9

2.4.

CONCEPTOS IMPORTANTES .............................................................................................. 14

2.4.1.

Eutrofización ............................................................................................................... 14

2.4.2.

Parámetros .................................................................................................................. 15

2.5.

TRATAMIENTO DE EFLUENTES LÍQUIDOS. ........................................................................ 18

2.6.

CICLO DEL NITRÓGENO. ................................................................................................... 21

2.7.

NORMATIVA AMBIENTAL CHILENA. ................................................................................ 23

CAPÍTULO 3 : TRATAMIENTO BIOLÓGICO DE RESIDUOS: REMOCIÓN DE MATERIA ORGÁNICA Y NUTRIENTES DE LA INDUSTRIA LÁCTEA. .......................................................... 25 3.1.

REMOCIÓN DE MATERIA ORGÁNICA................................................................................. 26

3.1.1.

Procesos biológicos aerobios convencionales ............................................................ 26

3.1.2.

Procesos biológicos aerobios con biomasa adherida ................................................. 37

3.1.3.

Procesos biológicos anaerobios .................................................................................. 39

3.1.4.

Conclusiones para la remoción de materia orgánica y aplicación en lácteos ............ 55

3.2.

REMOCIÓN DE NUTRIENTES ............................................................................................. 57

3.2.1.

Remoción de nitrógenos de aguas residuales lácteas ................................................. 57

3.2.3.

Remoción de Fósforo de aguas residuales lácteas ...................................................... 76

3.2.4.

Conclusiones para la remoción de nutrientes y aplicación en lácteos. ...................... 83

3.3.

REMOCIÓN CONJUNTA DE MATERIA ORGÁNICA Y NUTRIENTES ...................................... 85

CAPÍTULO 4 : CONCLUSIONES Y RECOMENDACIONES .......................................................... 90 4.1.

CONCLUSIONES ................................................................................................................ 91

4.2.

RECOMENDACIONES ........................................................................................................ 92

CAPÍTULO 5 : BIBLIOGRAFÍA ....................................................................................................... 93

Índice Figuras Figura 2.1 Esquema general de los procesos en una planta de productos Lácteos (Consorcio Lechero Chile, 2010). ........................................................................................................................................ 8 Figura 2.2: Diagrama de Flujo “Generación de RILes Proceso Productivo”. (DIA Planta de Tratamiento de RILes mediante sistema Tohá® Lácteos San Ignacio Ltda, Santiago Noviembre 2010). ................................................................................................................................................ 12 Figura 2.3: Tratamientos para efluentes industriales. (Mery Camila, Marzo 2011) ......................... 20 Figura 2.4: Esquema de ciclo del nitrógeno. (Bonete et al., 2008). .................................................. 22 Figura 2.5: Contaminación por nitrógeno de cauces receptores (Guerrero, Lorna UTFSM. 2011) .. 23 Figura 3.1: Proceso de lodos activados (REMA, México 2011) ....................................................... 26 Figura 3.2: Diagrama de lodos activados convencional (Elaboración propia) ................................. 28 Figura 3.3: Proceso biológico de contacto-estabilización (Prats D.; Lloret L., 2007) ...................... 33 Figura 3.4: Etapas de un ciclo de operación de un reactor SBR. (Aguado Alonso, 2006)................ 35 Figura 3.5: Diagrama de operación típico de un filtro percolador. ................................................... 38 Figura 3.6: Producción de metano en la anaerobiosis de sustratos complejos (Guerrero L.; Montalvo S., 2003) ............................................................................................................................................ 41 Figura 3.7: Esquema simplificado de las etapas metabólicas de la anaerobiosis (Guerrero L.; Montalvo S., 2003) ............................................................................................................................ 42 Figura 3.8: Etapas metabólicas de la anaerobiosis (Guerrero L.; Montalvo S., 2003) ...................... 43 Figura 3.9: Reactor UASB (Bolle W.L. et al.,1986) ......................................................................... 44 Figura 3.10: Diagrama EGSB (Méndez Ramón et al., 2007)............................................................ 46 Figura 3.11: RALF con flujo ascendente .......................................................................................... 48 Figura 3.12: RALF con flujo descendente ........................................................................................ 49 Figura 3.13: RALF con flujo horizontal (Bermúdez J. J. et al, 1988). .............................................. 49 Figura 3.14: (a) Perfil de ubicación de microorganismos (Bermúdez J. J. et al, 1988). (b) Estratificación de los microorganismos de la biopelícula (Bermúdez J. J. et al, 1988). ................... 50 Figura 3.15: Biofiltro, relación Afluente- Efluente (Revista EcoAmérica, Abril 2007) ................... 55 Figura 3.16: Esquema del ciclo del nitrógeno (Wiesmann, 1994). ................................................... 57 Figura 3.17: Proceso de Nitrificación (Guerrero Saldes Lorna, UTFSM 2011) ............................... 59 Figura 3.18: Proceso de Nitrificación (Guerrero Saldes Lorna, UTFSM 2011) ............................... 61

Figura 3.19: Esquema del proceso de nitrificación y desnitrificación. ............................................. 63 Figura 3.20: Ciclo catabólico del proceso (Schalk et al, 1998). ........................................................ 68 Figura 3.21: Influencias de la temperatura y el pH en la velocidad máxima de consumo de amonio y nitrito y producción de nitrato (Guerrero Saldes, L., Fondecyt 2009) .............................................. 69 Figura 3.22: Proceso SHARON – Anammox para el tratamiento de aguas residuales ..................... 72 Figura 3.23: Proceso CANON (Rosenwinkel and Cornelius, 2005). ................................................ 73 Figura 3.24: Stripping o desorción (Guerrero Saldes, Lorna Fondecyt 2009) .................................. 74 Figura 3.25: Planta de tratamiento con proceso Stripping o desorción (Guerrero Saldes, Lorna Fondecyt 2009).................................................................................................................................. 74 Figura 3.26: Diagrama de flujo de una planta de tratamiento de aguas residuales con eliminación biológica de fósforo, a) sin tratamiento de la corriente procedente de la deshidratación del lodo, b) con tratamiento mediante un proceso de cristalización de estruvita (Pastor Laura, 2006) ............... 77 Figura 3.27: Concentración de fósforo durante el proceso de eliminación biológica. ...................... 79 Figura 3.28: Planta de tratamiento de RILes y cristales de estruvita

(Guerrero Lorna, UTFSM,

2011). ................................................................................................................................................ 81 Figura 3.29: Planta para la recuperación de estruvita de aguas industriales en Ube Industries Sakai, Japón. Construida por Unitika Ltd, Osaka (48 m3/d). En operación desde 1995. ........................... 83 Figura 3.30: Proceso biológico Bardenpho modificado. ................................................................... 85 Figura 3.31: Jacinto acuático (Eichhornia crassipes) ........................................................................ 87 Figura 3.32: Potamogeton pectinatus ................................................................................................ 87 Figura 3.33: Eisenia foetida .............................................................................................................. 88 Figura 3.34: Biofiltro Soprole. .......................................................................................................... 89

Índice Tablas Tabla 2.1: Antecedentes generales de empresas lácteas (Corvalán C., 2009). .................................... 9 Tabla 2.2: Parámetros de Diseño de Planta de Tratamiento de RILes. (DIA Planta de Tratamiento de RILes mediante sistema Tohá® Lácteos San Ignacio Ltda, Santiago Noviembre 2010). ................ 11 Tabla 2.3: Parámetros de Diseño de Planta de Tratamiento de RILes. (Tratamiento preliminar de RILes, Quesos Chile Sur, Loncoche Memoria Descriptiva, rev. B, Santiago Agosto 2008) ............ 11 Tabla 2.4: Concentraciones típicas de amonio y nitrato en aguas residuales (Wiesmann, 1994; Dapena-Mora, 2002). ........................................................................................................................ 20

Tabla 2.5: Normativa ambiental chilena aplicable que regulan las descargas líquidas (Elaboración propia) ............................................................................................................................................... 24 Tabla 2.6: Parámetros máximos para la descargas de efluentes líquidos a aguas superficiales, subterránea, alcantarillado y riego. (Mery Camila, 2011 a partir de DS 90 (2001), DS 46 (2003), DS 609 (1998)) ........................................................................................................................................ 24 Tabla 3.1: Requerimientos ambientales de las bacterias aerobias. (Elaboración propia).................. 27 Tabla 3.2: Cuadro resumen parámetros de procesos aerobios (Elaboración propia) ........................ 34 Tabla 3.3: Remoción de principales parámetros (Revista EcoAmérica, Abril 2007). ...................... 54 Tabla 3.4: Parámetros operacionales de reactores aerobios y anaerobios. ........................................ 56 Tabla 3.5: Comparación teórica de los procesos de remoción biológica de nitrógeno (Volcke et al., 2004). ................................................................................................................................................ 71

Capítulo 1 : Introducción y Objetivos

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1.1Introducción Los recientes niveles de contaminación como consecuencia del acelerado desarrollo industrial y la conciencia pública del problema han permitido la adopción de medidas legales para la emisión industrial de contaminantes. El problema de la contaminación de las aguas por residuos líquidos industriales, más conocidos como RILes, no fue tan grave sino hasta principios del siglo XX, cuando la población de la capital comenzó a crecer, producto, en gran medida, de las migraciones campo-ciudad que comenzaron a registrarse en ese entonces. El tratamiento final de los RILes involucra la reducción de carga contaminante previo a su disposición final. El tratamiento de RILes se pueden dividir en 4 grupos: tratamiento preliminar, tratamiento primario, tratamiento secundario y tratamiento terciario. Las nuevas legislaciones, cada vez más estrictas y punitivas, junto con un aumento de la conciencia ecológica de la ciudadanía, han generado en los últimos años un creciente interés por implementar tecnologías destinadas al tratamiento de efluentes de alta carga orgánica, especialmente aquellos provenientes del sector industrial. Sin embargo, al establecer una estrategia para el control de esta polución, no existen soluciones estándar, ya que dentro de lo general, cada problema posee soluciones particulares (Equipos y Servicios O&G, 2011). La industria alimentaria es uno de los sectores productivos que mayor impacto tiene sobre el medio ambiente, genera una gran cantidad de residuos y consume una gran cantidad de agua, tanto en sus procesos productivos como en los diferentes productos que salen al mercado. La principal características de las aguas residuales generadas en la industria láctea es el alto contenido en materia orgánica y nutrientes (N y P principalmente), donde las variaciones en la producción provocan grandes variaciones en las características del efluente total. Asimismo este tipo de industrias generan un elevado caudal de aguas residuales. La Industria láctea en particular realiza una gran variedad de productos y procesos, lo que genera cantidades significativas de residuos líquidos, mayormente leche diluida, leche separada, crema y suero, incluyendo grasas, aceites, sólidos suspendidos y nitrógeno, lo que implica un gran volumen de RILes con elevado aporte contaminante. La descarga de éstos sin tratamiento previo se convierte en un foco contaminante. Los lavados contienen residuos alcalinos y químicos utilizados para remover la leche y los productos lácteos. En España, el Instituto Tecnológico Agroalimentario (AINIA) ha estimado que la relación de litros de agua 2

residual por litro de leche procesada es de 1 a 4. Los vertidos procedentes de restos de leche, lactosuero (contiene el 50% de nutrientes del producto inicial) y salmueras aumentan considerablemente la carga contaminante del vertido final. Se debe considerar que posiblemente en Chile la relación sea mayor por la menor tecnificación que se tiene en la producción de derivados lácteos y, de igual manera, las pérdidas de leche sean mayores. El Consorcio Lechero hace unos años logró reunirse, a pesar de que no existía apertura al tema de RILes por parte de la industria, debido a que éste ha sido por siempre un tema muy sensible, por cuanto durante mucho tiempo se le asumió equívocamente como “control punitivo”; así la visión ha cambiado y gracias a la intervención de varios proyectos se ha observado un fluido y abierto intercambio de experiencias, sin que ello provoque la pérdida de confidencialidad, propia de algunas empresas, esto conlleva a generar grandes cambios con respecto al uso de nuevas tecnologías y procesos para el tratamiento de residuos líquidos que generan este tipo de industrias. Por ello, la presente tesis busca abordar ésta temática haciendo un catastro de las tecnologías convencionales, las nuevas tecnologías e innovaciones, con respecto a la remoción de carga orgánica y nutrientes de éste tipo de industria, todo esto en el marco legislativo pertinente.

1.2Objetivos 1.2.1 Objetivo General El objetivo de este estudio es dar a conocer los sistemas de remoción de materia orgánica y nutrientes en los RILes de la Industria Láctea actualmente utilizados y los nuevos sistemas posibles de implementar.

1.2.2 Objetivos Específicos 

Analizar y describir los sistemas actuales de remoción de materia orgánica y nutrientes referidas al manejo de residuos industriales líquidos (RILes) de procesos de la Industria Láctea.



Describir y dar a conocer nuevos sistemas de remoción y su efectividad en el tratamiento de residuos líquidos de éstas industrias.



Recopilar información de la legislación vigente relacionada

3

4

Capítulo 2 : Marco Teórico

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2.1. La Industria Alimentaria La industria alimentaria es uno de los sectores productivos que mayor impacto genera sobre el medio ambiente, genera una gran cantidad de residuos y consume una gran cantidad de agua, tanto en sus procesos productivos como en los diferentes productos que salen al mercado. Los RILes de estas industrias contienen grandes volúmenes de agua y una elevada carga de materia orgánica biodegradable, la cual puede ser utilizada por los microorganismos eutrofizantes. Dependiendo de la industria pueden contener materia orgánica nobiodegradable y/o químicos inorgánicos que tienden a acumularse en los sedimientos. En general carecen de productos tóxicos, debido a lo cual, el tratamiento se presta tanto a procedimientos físicos, químicos como biológicos. Las aguas residuales de la industria alimentaria suelen presentar diferencias en su composición dependiendo de las materias primas que se utilizan y de los procesos que se apliquen. Los Residuos Industriales Líquidos (RILes), son los mayoritarios en las industrias alimentarias, y se caracterizan por tener una alta carga de contaminantes tales como, sustancias disueltas o suspendidas, y dependiendo de la industria pueden contener altos índices de grasas, metales pesados, restos de fertilizantes, nitrógeno amoniacal, sulfuros, fosfatos, entre otros. El impacto ambiental que estos contaminantes causan en los cursos receptores de aguas se evalúa mediante una serie de parámetros de calidad de las aguas residuales, por lo que es importante conocer las características de estos parámetros para saber en qué medida van a producir daño en el receptor sobre todo si es de origen natural, ya sea un río, laguna o mar.

2.2. Antecedentes de la Industria Láctea La Clasificación Industrial Internacional Uniforme (C.I.I.U.) de todas las Actividades Económicas elaborada por Naciones Unidas, enmarca a las industrias lácteas bajo el código 1050: Elaboración de productos lácteos. Esta clase comprende las siguientes actividades: • Elaboración de leche fresca líquida pasteurizada, esterilizada, homogeneizada y/o tratada a altas temperaturas • Elaboración de bebidas a base de leche

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• Elaboración de crema a partir de leche fresca líquida, pasteurizada, esterilizada u homogeneizada • Elaboración de leche en polvo o condensada, azucarada o sin azucarar • Elaboración de leche o crema en forma sólida • Elaboración de mantequilla • Elaboración de yogur • Elaboración de queso y cuajada • Elaboración de sueros • Elaboración de caseína o lactosa • Elaboración de helados y sorbetes (Naciones Unidas, 2009) Según los datos que maneja el consorcio lechero hasta diciembre del 2010 respecto a la recepción e industrialización de leche entre los años 1976 a 2008, en Chile: 

La Recepción industrial: creció 3.3 veces (7.2% anual) (de 594 millones a 1.971,6 millones).



La leche fluida pasteurizada: aumentó 2.4 veces (menos que la recepción), con una disminución en su importancia relativa.



Leche fluida esterilizada (Larga vida): experimenta un importante aumento en detrimento de la leche pasteurizada.



Leche en polvo: aumenta su producción (2.7 veces), pero disminuye su participación (Fuerte incremento en la leche descremada, menor en la leche entera y disminución de la leche semi descremada).



Queso: fuerte aumento de producción (5 veces) y en la participación (19 a 29%).



Yogurt: fuerte aumento (39 veces) de 0,83 % a 9,03 % del total de la recepción industrial.

Respecto de la capacidad instalada por regiones: 7



En la zona sur se concentra 80% de la capacidad total, 32% para la elaboración de leche fluida, 93% para la leche pasteurizada y 90% para el queso.



La Región Metropolitana tiene una importante participación en elaboración de leche fluida.



Respecto a la capacidad instalada de proceso en general:



La capacidad instalada de la industria lechera, demuestra ser suficiente para soportar el crecimiento actual de la recepción, incluida una estacionalización importante, principalmente para la producción de leche en polvo, por lo menos hasta el 2017.



De aumentar la recepción a una tasa más acelerada que la actual con una estacionalización significativa de la recepción, la capacidad instalada podría verse copada alrededor del 2015.



Para un aumento en la producción de queso, la capacidad instalada se aprecia más limitada que para la leche en polvo, existiendo bastante holgura para la leche fluida

Los principales procesos de producción aplicados en Chile, tienen como productos elaborados la leche larga vida, jugos larga vida, yogur, postres, manjar, crema, quesos, quesillo, leche en polvo, mantequilla y helados. (Consorcio Lechero Chile, 2010). Esto se puede observar en la figura 2.1.

Figura 2.1 Esquema general de los procesos en una planta de productos Lácteos (Consorcio Lechero Chile, 2010). Entre las industrias del sector se observa una enorme diferencia en la adopción de tecnologías tanto de prevención como de producción. Las empresas grandes cuentan con tecnologías 8

avanzadas, sin embargo las pequeñas y medianas, limitadas por razones económicas, a lo sumo sólo han definido como mejorar su proceso. Se realizó un estudio en seis plantas de tratamiento de RILes del sector lácteo de Chile, localizadas en las regiones: Metropolitana, Octava, Novena, Décima y De Los Ríos, en el periodo comprendido entre marzo y diciembre del año 2009. Este estudio forma parte del proyecto M7P4, denominado:”Manejo eficiente de los Residuos Industriales Líquidos (RILES) en la Industria Láctea”; el cual es parte del Proyecto Consorcio Tecnológico de la Leche (FIC-CS-C-2004-1-P-001), financiado por la Fundación para la Innovación Agraria (FIA) (Corvalán C., 2009). De las empresas en estudio se recopiló la siguiente información descrita en la siguiente tabla: Tabla 2.1: Antecedentes generales de empresas lácteas (Corvalán C., 2009). Código Recepción de Empresas Ubicación leche año 2009 Productos elaborados (a) (L) A-11 A-21 A-31

XI Región X Región VIII Región

54.735.606 167.011.397

Queso y suero en polvo Leche en polvo y mantequilla

68.021.170

Queso

Leche (fluida y cultivada), quesillo, yogur, crema y manjar Leche en polvo, queso, crema, X Región 199.683.468 mantequilla, suero en polvo y B-11 manjar Leche fluida, leche en polvo, IX Región 132.110.540 C-11 yogur, crema y mantequilla (a) Empresas sin nombre por confidencialidad. A-41

R.M.

126.974.884

2.3. Generación de Residuos y Aspectos Ambientales de la Industria Láctea. Los RILes corresponden a todas las corrientes líquidas del proceso industrial que son descargados fuera de la industria, ya sea al alcantarillado o a cuerpos de aguas superficiales. En general, las cuatro fuentes de RILes aplicables a toda industria corresponden a:  Aguas Residuales de Proceso: Resultan de las operaciones que emplean agua como medio de transporte de materiales, tales como reacciones en medio acuoso (procesos 9

químicos, biológicos, térmicos), operaciones de separación por medio acuoso (desorción, absorción, extracción líquido-líquido), derrames, fugas, entre otros.  Aguas de Lavado: provienen del lavado con agua de materiales de proceso (gases y sólidos), lavado de productos, operaciones de limpieza de instalaciones y equipos, etc.  Aguas de enfriamiento y condensados de vapor: Normalmente, las operaciones industriales involucran procesos de transferencia de calor, para fines de enfriamiento o calentamiento. En ambos casos, el agua es el principal medio de transporte térmico, generando grandes volúmenes de este tipo de efluentes.  Residuos de naturaleza doméstica: se originan en los baños y casinos de la planta, es decir, resultan de actividades asimilables a domiciliarias, realizadas dentro de la dependencia de la industria. La composición química de los RILes depende directamente de la naturaleza de los materiales empleados en los procesos productivos. Por ejemplo, para nuestro tema en estudio, los residuos de la industria láctea contiene principalmente carbohidratos, proteínas y grasas. Los grandes problemas ambientales asociados al sector lácteo dicen relación básicamente con los residuos líquidos y sólidos. Los residuos sólidos generados en el proceso productivo son, en la mayoría de los casos, reciclados hacia otros sectores industriales; mientras que los lodos generados en la planta de tratamiento son dispuestos en vertederos o reutilizados como abono. La principal característica de las aguas residuales generadas en la industria láctea es el alto contenido en materia orgánica y nutrientes (principalmente N y P). La concentración de DQO en el efluente global suele estar entre 2-5 g/L (Omil F. et al., 2003). Sin embargo, las variaciones en la producción provocan importantes variaciones en las características del efluente final. Así, este tipo de industrias generan un elevado caudal de aguas residuales. Por ejemplo, una industria láctea europea típica puede generar desde 500 m3/d (Wheatley A., 1990) hasta valores que pueden llegar a superar los 2000 m3/d. En Chile estos valores también son aceptados como promedio de caudal diario; se observa en las tablas a continuación parámetros de diseño de dos plantas de tratamiento de RILes lácteos.

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Tabla 2.2: Parámetros de Diseño de Planta de Tratamiento de RILes. (DIA Planta de Tratamiento de RILes mediante sistema Tohá® Lácteos San Ignacio Ltda, Santiago Noviembre 2010). Parámetro

Cantidad

Caudal de diseño (m3/día) Tiempo de Operación (h/d)

24 7,5

DBO5 (mg/L) 2600 Sólidos Suspendidos (mg/L) 1833 Aceites y grasas (mg/L) 274 Nitrógeno Kjeldahl (mg/L) 36,9 pH 6,96 Temperatura ºC 12,3 Tabla 2.3: Parámetros de Diseño de Planta de Tratamiento de RILes. (Tratamiento preliminar de RILes, Quesos Chile Sur, Loncoche Memoria Descriptiva, rev. B, Santiago Agosto 2008) Parámetro

Cantidad

Caudal de diseño (m3/día) Tiempo de Operación (h/d) DBO5 (mg/L) Sólidos Suspendidos SST (mg/L) Aceites y grasas (mg/L) Nitrógeno Kjeldahl (mg/L) pH Temperatura ºC

450 7,5 1800 – 2500 800 – 1000 400 – 500 5,0 - 8,0 30 – 40

También las variaciones del caudal son significativas tanto a lo largo del día como del año, con una mayor producción en verano. El origen principal de las aguas residuales en la industria láctea son las pérdidas de materia prima durante el procesado, que pueden llegar a ser de hasta un 4% (Wheatley A., 1990), las operaciones de limpieza de los equipos (Ramasamy E. V. et al., 2004), los condensados y las purgas de depósitos de salmuera (Xunta de Galicia, 2001). Con respecto a las operaciones de limpieza en la industria láctea el objetivo es conseguir tanto la limpieza química como bacteriológica, las superficies de los equipos son por tanto primero limpiadas con detergentes químicos y después desinfectadas. Los sistemas de limpieza sin desmontar (Cleaning In Place, CIP) por recirculación, que se considera en 11

distintas partes de la planta de proceso, se desarrollaron para conseguir una buena limpieza y unos buenos resultados en la desinfección. El pH de la corriente residual presenta grandes variaciones a lo largo del día, sobre todo en los momentos en que se realizan operaciones de limpieza (4 etapas; limpieza con agua, ácido, base y agua). A continuación se muestra un diagrama de generación de RILes de la Industria Láctea.

Figura 2.2: Diagrama de Flujo “Generación de RILes Proceso Productivo”. (DIA Planta de Tratamiento de RILes mediante sistema Tohá® Lácteos San Ignacio Ltda, Santiago Noviembre 2010). En particular, de acuerdo a los distintos procesos productivos de la industria láctea se identifican y cuantifican diferentes corrientes de descargas de aguas con contaminantes, los cuales poseen un alto contenido de carga orgánica (DBO5), sólidos suspendidos y sedimentables (SST) y además, variaciones de temperatura y pH. Estas aguas normalmente

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descargan directamente a la planta de tratamiento. Se distinguen las siguientes líneas de descargas de RILes:  Lavado planta elaboradora de productos lácteos: Se consideran las descargas generadas por el lavado y elaboración de productos lácteos, en general corresponden a los lavados de equipos, pisos e instalaciones.  Residuos líquidos generados en la Recepción de materia prima (leche cruda): Los RILes generados provienen del lavado de los estanques de los camiones de transporte de leche cruda mediante el sistema CIP (Cleaning In Place), así como también considera el agua del lavado de pisos, lavado exterior del área de los silos de almacenamiento de la leche y lavado de los camiones.  Residuos líquidos provenientes de áreas de proceso: Corresponden a los generados en el edificio de proceso, proviene de los sistemas de lavado CIP, usados en el lavado de los silos de almacenamiento de leche cruda y pasteurizada, de los pasteurizadores, de los estanques de almacenamiento de productos en proceso, tales como: suero, despacho, concentrados, crema, grasa, torres de secado y circuitos de proceso. También se considera los que provienen del lavado de pisos y descargas, equipos eliminadores de sólidos, como centrífugas.  Aguas de consumo tipo domésticas: Corresponde a las descargas de aguas usadas por el personal de la planta. Las aguas residuales corresponden a las provenientes de los baños y casino del personal, producto del aseo y alimentación del personal.  Descarga de aguas limpias: Estas descargas corresponden principalmente a aguas provenientes de los sistemas de refrigeración del área de producción, sellos de bombas, bombas de vacío, pasteurizadores, purga de calderas, condensados de los procesos de evaporación de leche, en donde condensa un 95% aproximadamente. Estas aguas se consideran aguas limpias, debido a que presentan muy baja o una despreciable carga orgánica (medida como DBO5) al igual que el contenido de sólidos, se descargan con un pH neutro y una temperatura controlada media baja. Estas aguas usualmente son mezcladas para diluir el efluente de los RILes tratados procedente del proceso físico químico. (Ingeniería Proquilab,2005)

13

Finalmente, los RILes o aguas residuales generados en las industrias procesadoras de lácteos son de una característica muy variable, debido a la variedad de productos que se procesan y los métodos de producción que se aplican. Los principales procesos que producen residuos contaminantes son los procesos de producción de quesos, cremas y mantequilla, el proceso de lavado de torres de secado y las soluciones de limpieza alcalina (CIP con soda). Se estima que el suero generado en la elaboración de quesos tiene una DBO5 del orden de 40.000 - 50.000 mg/L. El efluente líquido de la industria láctea presenta como principales contaminantes aceites y grasas, sólidos suspendidos, materia orgánica y nutrientes como nitrógeno amoniacal (Kjeldahl) y fósforo, los que obligan a evaluar su impacto sobre los cuerpos de aguas, debido a que se produce eutrofización. El azúcar constituyente de la leche denominada lactosa es uno de los principales aportes a la DBO en los procesos productivos. Adicionalmente, el agua residual presenta variaciones significativas en pH y temperatura. Las cargas de materia orgánica (DBO5) en el sector lácteo están por valores medios entre 1,000 y 3,000 mg/L. Las industrias con torres de secado llegan a valores del orden de 7,000 mg/L y las industrias queseras del orden de 6,000 mg/L (Ingeniería Proquilab, 2005) Los residuos sólidos usualmente generados son: productos vencidos, papeles, plásticos utilizados en envasado de materias primas y producto terminado. Las principales molestias ocasionadas son debido a olores, ruidos y a la presencia de moscas en las cercanías de los establecimientos.

2.4. Conceptos importantes 2.4.1. Eutrofización La eutrofización es un problema de calidad de agua importante en lagos, embalses y cuerpos de aguas en general. Consiste en un proceso de evolución natural en el tiempo, en que el agua se enriquece de oxígeno, provocando un aumento de plantas acuáticas, la transformación en zonas pantanosas y, en última instancia, transformación en terreno seco. La eutrofización se puede acelerar mediante el aporte de nutrientes por parte del hombre. La muerte y sedimentación de las plantas provoca el aumento de la demanda de oxígeno de los sedimentos, lo cual tiende a reducir los niveles de oxígeno disuelto. Estos efectos pueden ser perniciosos para la vida acuática, se deben alas grandes variaciones de los niveles de oxígeno 14

disuelto entre día y noche como consecuencia de la fotosíntesis y la respiración (Metcalf and Eddy, 1998). El proceso de eutrofización y su relación con el aporte de nutrientes es complejo. En lagos y embalses, el nutriente limitante suele ser el fósforo, aunque la presencia de nitrógeno también es importante. La hipótesis de que la rápida proliferación de las algas se produce cuando las concentraciones de nitrógeno y fósforo inorgánicos superan las barreras respectivas de 0,3 mg/L y 0,01 mg/L es un criterio simple que se puede emplear conjuntamente con la hipótesis de mezcla completa (Sawyer, C. N.1947). 2.4.2. Parámetros Es importante la determinación de ciertos parámetros para lograr una correcta caracterización de los RILes de una industria y una elección acertada del tratamiento que le corresponde. Entre estos parámetros usualmente se determinan en dos grupos, parámetros físicos y parámetros químicos. Parámetros Físicos  Temperatura: predice intercambios térmicos entre el Residuo Industrial Líquido (RILes) y el Receptor. La temperatura puede afectar negativamente a la vida acuática, la que se desarrolla en un rango estrecho de variación térmica. La recomendación es que la temperatura del curso receptor después de mezclarse con los RILes, no varíe más de 3ºC. La temperatura influye en otros parámetros tales como la conductividad, solubilidad de gases, (en especial de oxígeno), pH y densidad. A mayor T° mayor es la velocidad de reacciones metabólicas: respiración, nutrición, reproducción, etc, lo que implica un mayor consumo de O2. A mayor T° menor es la solubilidad del O2. 5°C

12,8 mg/L

20°C

9,1 mg/L

30°C

7,5 mg/L

 Sólidos Suspendidos: todas aquellas partículas de materia orgánica o inorgánica separadas por filtración se considera como sólidos suspendidos o no filtrados. En la industria alimentaria se deriva especialmente de materia orgánica de diámetro de partícula pequeña (0,1µ). Los sólidos suspendidos que forman una capa flotante en ríos, lagos o en sistemas de tratamientos afectan la transferencia de oxígeno, además 15

de atraer moscas e insectos. Aquellos que permanecen en suspensión provocan “turbidez” impidiendo el paso de la luz solar, afectando la actividad fotosintética, la flora y fauna acuática. Los sólidos suspendidos más pesados que el agua, sedimentan y pasan a formar parte del suelo acuático provocando descomposición orgánica en ausencia de oxígeno con olores y gases desagradables.  Conductividad eléctrica (CE): se utiliza como medida indirecta de la concentración de sólidos disueltos totales (SDT), o sea evalúa la cantidad de sales disueltas que está presente en los RILes. Dado que son los iones los que conducen la corriente eléctrica. La conductividad que se refiere a la mayor o menor resistencia del líquido a permitir el paso de la corriente eléctrica aumentará a medida que aumentan los compuestos disueltos, principalmente sales minerales.  Descarga Mensual: es el flujo o cantidad de agua usada en los procesos industriales y por lo tanto su carga contaminante puede tener grandes variaciones. Esta alta variabilidad especialmente en la industria alimentaria hace que cada planta tenga características únicas respecto de otras en lo referente a sus aguas residuales. Las mediciones de descarga mensual o de flujo son esenciales para el conocimiento de la carga orgánica de las aguas de descargas. Parámetros Químicos  pH: sirve para caracterizar los RILes, da una idea de las sustancias químicas que se están determinando y si éstos son de carácter ácidos o básicos. La vida acuática se desarrolla entre rangos de pH: 5,5 a 9,0. Los organismos acuáticos son extremadamente sensibles a valores de pH fuera de este rango. En consecuencia, el control de pH es esencial para la adecuada preservación de la flora y fauna acuática.  Demanda bioquímica de oxígeno (DBO): es un parámetro de la cantidad de oxígeno necesaria para que los microorganismos de los RILes degraden la materia orgánica presente en el medio líquido, en un período de tiempo determinado, generalmente 5 días (DBO5). La población de microorganismos en un ambiente dado es proporcional a la cantiad de materia orgánica biodegradable presente en el medio, por lo tanto, la DBO es también proporcional. Según el concepto empírico de la DBO, la materia orgánica biodegradable es materia químicamente reductora o “consumidora de oxígeno”, sin tener en cuenta el proceso enzimático y biológico indispensable para 16

esta oxidación. En la práctica permite apreciar el grado de material putrescible que existe en los RILes y su capacidad autopurificadora, deduciéndose la carga máxima aceptable. La DBO5, además de entregar una medida de la cantidad de materia orgánica presente, entregta una estimación de la tasa a la cual ésta será biodegradada.  Demanda Química de Oxígeno (DQO): ciertas sustancias químicas presentes en los RILes al verterse a un curso de agua receptor, captan parte del oxígeno existente debido a la presencia de sustancias químicas reductoras. La medida de la DQO, representa por tanto una estimación de la existencia de material oxidable en el líquido, sea su origen orgánico o mineral (biodegradable o no-biodegradable), o sea es la cantidad de O2 necesaria para la oxidación de toda la materia orgánica y compuestos oxidables contenidos en un volumen de muestra. Su ventaja frente a la DBO es su rapidez y repetibilidad, pero su desventaja es que no entrega la tasa de biodegradación de la materia orgánica y no distingue entre materia orgánica biodegradable y recalcitrante.  Carbono orgánico total (COT): es un indicador de la presencia de compuestos orgánicos fijos o volátiles presentes en las aguas residuales, se mide el CO2 producido, tales como celulosa, azúcares, aceites y otros. Su medida facilita la estimación de la Demanda de Oxígeno y establece la correlación con la DBO y DQO.  Nitrógeno y fósforo orgánico: provenientes de las industrias de fertilizantes, detergentes, y animal. En alimentos, derivan principalmente de la industria de carne, lácteos y sus derivados debido a las altas concentraciones proteicas y aportes de altos contenidos de nitrógeno. Ambos nutrientes son requeridos para la reproducción microbiana y también son responsables del crecimiento excesivo de algas en ríos y lagos, es por ello que deben ser controlados y balanceados. Por lo tanto, desde el punto de vista ambiental, la presencia de nitrógeno y fósforo en un RIL estimula los procesos de en los cursos de agua natural produciendo contaminación del agua y alteraciones en el ecosistema.  Nítrógeno total: es la suma del nitrógeno presente tanto en los compuestos orgánicos aminados como en el amoníaco. Nitrógeno total = Nitrógeno orgánico + Nitrógeno amoniacal 17

 Metales: los residuos con contaminantes químicos inorgánicos tales como: arsénico, plomo, manganeso, níquel, zinc, boro, cromo, etc. se caracterizan por ocasionar un impacto negativo al medio ambiente, debido al carácter tóxico de sus elementos y contaminación del curso receptor. Estos compuestos se acumulan en los sedimentos. Provienen de diferentes fuentes por ejemplo, suelos, aire, agua naturales, combustibles utilizados en industrias, automóviles, entre otros, los cuales pueden contaminar los alimentos en cualquiera de las etapas de procesamiento. Entre los metales más dañinos para la salud humana se encuentran el plomo (Pb), mercurio (Hg), cadmio (Cd), y arsénico (As). Parámetros Biológicos  Microbiología: los microorganismos son especies vivientes que pertenecen al reino de los protistas y que no son visibles al ojo humano (<100 μm). Se clasifican según: o Requerimiento de oxígeno 

Aerobias: requieren de oxígeno disuelto libre para vivir y multiplicarse.



Anaerobias: oxidan la materia orgánica en ausencia total de O2.



Facultativas: viven preferentemente con oxígeno, pero pueden sobrevivir y multiplicarse en ausencia de éste.

o Fuente de energía 

Quimiotróficas: obtienen su energía de productos químicos.



Fototróficas: obtienen energía de luz radiante.

o Requerimientos de nutrientes 

Quimioorganotróficas: obtienen energía y nutrientes de materia orgánica (mejor llamadas Heterotróficas).



Quimiolitotróficas: la fuente de carbono la obtienen de compuestos inorgánicos (mejor llamadas Autotróficas).

2.5. Tratamiento de efluentes líquidos. Los efluentes líquidos se pueden clasificar de acuerdo a su procedencia en efluentes agropecuarios, urbanos e industriales. Las aguas residuales de tipos agropecuarias y urbanas 18

poseen una composición poco variable, siendo factible realizar tratamientos análogos para cada tipo. Los residuos industriales líquidos (RILes), en cambio, poseen una composición que depende del tipo de proceso productivo y de otras variables, lo que impide generalizar en cuanto a tratamiento y carga de contaminante. Entre los factores que influyen en los procesos de tratamiento de aguas, destacan:  Características del agua residual: DBO, DQO, materia en suspensión, pH, productos tóxicos.  Calidad del efluente de salida requerido.  Costo y disponibilidad de terrenos.  Consideración de las futuras ampliaciones o la previsión de límites de calidad de vertido más estrictos, que necesiten el diseño de tratamientos más sofisticados en el futuro. Los tratamientos de efluentes líquidos incluyen las siguientes cuatro categorías:  Pre-tratamiento: tiene como objetivo la eliminación de objetos gruesos, grasas y flotantes presentes en las aguas residuales, dado que su presencia en el resto de etapas puede provocar obstrucciones en las conducciones y fallos en el proceso de depuración.  Tratamiento primario: busca reducir la materia suspendida (sólidos en suspensión) y materia orgánica por medio de la precipitación o sedimentación, con o sin reactivos, o por medio de diversos tipos de oxidación química.  Tratamiento secundario: se emplea de forma masiva para eliminar la contaminación orgánica disuelta, la cual es costosa de eliminar por tratamientos físico-químicos o primarios. Suele aplicarse tras los anteriores. Consisten en la oxidación aerobia de la materia orgánica —en sus diversas variantes de fangos activados, lechos de partículas, lagunas de oxidación y otros sistemas— o su eliminación anaerobia en digestores cerrados. Ambos sistemas producen fangos en mayor o menor medida que, a su vez, deben ser tratados para su reducción, acondicionamiento y destino final.  Tratamiento terciario: desde el punto de vista conceptual no aplica técnicas 19

diferentes que los tratamientos primarios o secundarios, sino que utiliza técnicas de ambos tipos destinadas a pulir o afinar el vertido final, mejorando alguna de sus características. Si se emplea intensivamente pueden lograr hacer el agua de nuevo apta para el abastecimiento de necesidades agrícolas, industriales, e incluso para potabilización (reciclaje de efluentes).

La Figura 2.3 muestra la secuencia de los tratamientos para un efluente industrial Tratamientos Físicos y/o Químicos

Tratamientos Biológicos

Tratamientos Físicos, Químicos, Biológicos

PRETRATAMIENTO

TRAT. PRIMARIO

TRAT. SECUNDARIO

TRAT. AVANZADO

Sólidos de gran tamaño, arenas

Sólidos suspendidos, grasas, etc.

Biomasa

Tratamientos Físicos

RIL

Agua Tratada

Biomasa, compuestos nitrogenados, fosforados, etc.

Figura 2.3: Tratamientos para efluentes industriales. (Mery Camila, Marzo 2011)

Los contaminantes del agua más importantes por magnitud y frecuencia son los compuestos orgánicos y el nitrógeno en sus distintas formas. El nitrógeno puede estar presente como amonio, compuestos proteicos o en forma oxidada, siendo generalmente el amonio el mayoritario en las aguas residuales (Tabla 2.4).

Tabla 2.4: Concentraciones típicas de amonio y nitrato en aguas residuales (Wiesmann, 1994; Dapena-Mora, 2002). Tipo agua

*NH4+

*NO320

Urbana Digestión lodos Refinería petróleo

0,02-0,1 de de

Industria fertilizantes Purines de cerdos Purines de ovejas Industria explosivos Celulosa y papel Electrónica

1 0,02-0,9 0,2-1

1,6

2,3 0,5-2,3 1,5

2-12,5

0,25 0,48

4-11,3

*Unidades en [mg/L] Los parámetros de diseño de las plantas de tratamiento industriales están determinados por la composición química de las aguas residuales a tratar y por las condiciones ambientales necesarias para su tratamiento biológico. Esto significa que el efluente debe aportar los nutrientes necesarios para el crecimiento microbiano y no debe contener ningún tóxico. Además, el proceso debe desarrollarse en condiciones ambientales favorables de pH, alcalinidad, temperatura y oxígeno disuelto para los microorganismos que intervienen en cada etapa. En el caso de estas plantas para el tratamiento de aguas residuales industriales con alta carga de nitrógeno amoniacal, los parámetros clave de diseño son: relación entre la materia orgánica y el nitrógeno del afluente, fuente de carbono externa, oxígeno disuelto, alcalinidad, efecto de la temperatura y presencia de sustancias inhibidoras de la nitrificación.

2.6. Ciclo del nitrógeno. El nitrógeno aparece en la naturaleza en diferentes estados de oxidación. Las reacciones ocurridas en el ciclo biogeoquímico del nitrógeno permiten las conversiones de reducción y oxidación de compuestos nitrogenados (Figura 2.4). La atmósfera es la reserva fundamental del nitrógeno, encontrándose como N2. Esta molécula no puede ser utilizada directamente por la mayoría de los seres vivos, requiriendo de su fijación desde el estado gaseoso a la forma orgánica para poder ser utilizada. La fijación del 21

N2 se lleva a cabo biológicamente por microorganismos especializados que lo convierten en formas químicas asimilables por las plantas para la síntesis de las proteínas y ácidos nucleicos, entrando de esta manera el nitrógeno a la cadena trófica. En el metabolismo de los animales los compuestos nitrogenados se transforman en amonio, el cual es eliminado tanto en forma de urea como amoniaco, para luego ir al suelo o al agua de donde pueden tomarlos de nuevo las plantas o ser usados por algunas bacterias tales como las nitrificantes y desnitrificantes. Dentro del ciclo del nitrógeno también se incluye la fijación por transformaciones físicoquímicas como son las reacciones de tipo electroquímico (tormentas eléctricas) aunque su importancia es muy pequeña comparada con la de los procesos biológicos (Gijzen, 2001).

Figura 2.4: Esquema de ciclo del nitrógeno. (Bonete et al., 2008).

22

Figura 2.5: Contaminación por nitrógeno de cauces receptores (Guerrero, Lorna UTFSM. 2011)

2.7. Normativa Ambiental chilena.

En Chile, el organismo del estado encargado de los temas ambientales es el Ministerio del Medio Ambiente, el cual tiene a su cargo el desarrollo y aplicación de variados instrumentos de gestión ambiental en materia normativa, protección de los recursos naturales, educación ambiental y control de la contaminación, entre otras materias. Las normativas que regulan las descargas líquidas se muestran en la Tabla 2.5 siguiente y son:

23

Tabla 2.5: Normativa ambiental chilena aplicable que regulan las descargas líquidas (Elaboración propia) Normativa

Título Neutralización de Residuos Provenientes de Establecimientos industriales.

Ley N°3.133/16 Ley N°18.902 D.F.L. N°725/67 D.F.L. N°1/89 DS N°90 / 2000 DS 46/ 2000

Crea la Superintendencia de Servicios Sanitarios. Código Sanitario (Libro tercero, art. 71,72 y 73). Determina materias que requieren autorización sanitaria expresa. Título Norma de emisión de Descarga de Residuos Líquidos. Norma de emisión de residuos líquidos de aguas subterráneas. Reglamento para la neutralización de residuos líquidos industriales a que se refiere la Ley 3.133.

D.S. N° 351/9

Norma de emisión para la regulación de contaminantes Asociados a las descargas de Residuos Industriales Líquidos a sistemas de alcantarillado.

D.S. N° 609/98

La Tabla 2.6 muestra un resumen con los parámetros que se consideran en el presente trabajo de tesis y los respectivos Decretos Supremos que rigen su descarga.

Tabla 2.6: Parámetros máximos para la descargas de efluentes líquidos a aguas superficiales, subterránea, alcantarillado y riego. (Mery Camila, 2011 a partir de DS 90 (2001), DS 46 (2003), DS 609 (1998)) Aguas superficiales

Subterránea

Alcantarillado

DS 90

DS 46

DS 609 Sistema con Sistema sin PT* PT*

Ríos sin dilución Ríos con dilución Océano Parámetros DBO5 [mg O2/L ] NTK [mg/L] N-NO3+N-NO2 [mg/L] pH SSV [mg/L] T° [°C]

Media

Baja

Tabla 1

Tabla 2

Tabla 4

Tabla 1

Tabla 2

Tabla 3

Tabla 4

35-25

300

60

-

-

-

-

50

75

50

10

15

-

-

-

-

-

10

15

-

-

6,0-8,5

6,0-8,5

6,0-9,0

6,0-8,5

6,0-8,5

5,5-9,0

5,5-9,0

80

300

100

-

-

-

300

35

40

30

-

-

35

35

*PT: Planta de tratamiento de aguas servidas.

24

Capítulo 3 : Tratamiento Biológico de Residuos: Remoción de materia orgánica y nutrientes de la Industria Láctea.

25

3.1. Remoción de materia orgánica 3.1.1. Procesos biológicos aerobios convencionales a. Lodos activados Consiste en poner en contacto en un medio aerobio, normalmente en una balsa aireada, el agua residual con flóculos biológicos previamente formados, en los que se adsorbe la materia orgánica y donde es degradada por las bacterias presentes. Junto con el proceso de degradación, y para separar los flóculos del agua, se ha de llevar a cabo una sedimentación, donde se realiza un recirculación de los lodos, para mantener una elevada concentración de microorganismos en el interior de reactor, además de una purga equivalente a la cantidad crecida de organismos. Un esquema simplificado se muestra en la figura 3.1.

Figura 3.1: Proceso de lodos activados (REMA, México 2011)

Dentro de los parámetros básicos de funcionamiento, un parámetro muy importante es el de la aireación. La solubilidad del oxígeno en el agua es pequeña (en torno a 8-9 mgO2/L dependiendo de la presión y temperatura) por lo que será necesario asegurar el suministro a los microorganismos, utilizando aireadores superficiales, capaces de suministrar 1 kgO2/kW·h, o bien difusores. El valor mínimo de operación aconsejable de concentración de oxígeno disuelto es de 2 mg/L. El consumo eléctrico en esta operación es importante dentro de los costes de operación del proceso. Otro parámetro clave en el proceso se refiere al 26

parámetro A/M, algunas veces denominado I, intensidad de carga, se refiere a la relación entre la carga orgánica alimentada y la cantidad de microorganismos disponibles en el sistema, con unidades kgDBO5(o DQO)/ kgSSV·día. Es un parámetro de diseño fundamental, teniendo un valor óptimo entre 0.3-0.6 para las condiciones más convencionales de funcionamiento, además tiene una influencia determinante en la buena sedimentación posterior. La denominada “edad celular” también es un parámetro importante y se refiere al tiempo medio que permanecen los fangos (flóculos, microorganismos) en el interior del sistema. Esta magnitud suele tener un valor de 5-8 días en condiciones convencionales de operación. En el proceso de lodos activados, las bacterias son los microorganismos más importantes, ya que estos son la causa de descomposición de la materia orgánica del efluente. En el reactor parte de la materia orgánica del agua residual es utilizada por las bacterias aeróbicas con el fin de obtener energía para la síntesis del resto de la materia orgánica en nuevas células. A continuación se muestra en la tabla 3.1 los requerimientos ambientales de las bacterias aerobias.

Tabla 3.1: Requerimientos ambientales de las bacterias aerobias. (Elaboración propia) Parámetro

Valor 6,5 – 8,5

pH Temperatura (°C) DBO5/N/P

10 – 30 Valor típico: 10 100/5/1

Concentración mínima de oxígeno (mg/L)

2

T> 35 °C se produce deterioro de los flóculos Los reactores de lodos activos (de operación continua) deben diseñarse de acuerdo a parámetros cuantitativos medibles, que representen efectivamente las características del efluente a tratar, las características del reactor y las exigencias al efluente tratado. La metodología de diseño de un reactor de lodos activos convencional se basa en los balances de materia y la cinética del sistema de reacción. En forma simple, el sistema se puede componer de un reactor aireado y agitado, seguido de un sedimentador de sólidos (células), desde el cual se recircula una cantidad determinada de sólidos al reactor (ver figura 3.2). Las variables de diseño son: 27

Figura 3.2: Diagrama de lodos activados convencional (Elaboración propia) Q= Flujo de aguas servidas al reactor (m3/día) Xo= Biomasa activa que entra al reactor, expresada como los sólidos volátiles del caudal entrante, usualmente denominado MLVSS (mixed liquor volatile suspended solids), expresado en mg/L (medido según SM método 2540 E) (mg/L) Vr= Volumen del reactor (tanque de aireación) (m3) KM= Constante cinética de crecimiento celular, referida como "velocidad máxima", (día-1). X= Biomasa activa en el reactor, MLVSS (mg/L) KS= Constante de afinidad de la expresión de cinética de crecimiento, expresada en DQO. o DBO5 (mg/L). S0= Sustrato soluble entrante al reactor, como DQO o DBO5 (mg/L) S= Sustrato soluble en el reactor, expresado como DQO o DBO5 (mg/L). KD= Constante cinética de pérdida de actividad celular, usualmente entendida como "muerte" o "hidrólisis" de células activas (día-1). QW= Flujo de los lodos excedentes del proceso (m3/día). Xe= Concentración de microorganismos en la salida del sedimentador final, e.d. en el efluente tratado, expresado como sólidos suspendidos (método SM 2540 D) (mg/L). XR= Concentración de microorganismos en el lodo descargado, expresado como sólidos suspendidos, mg/L Y= Coeficiente de conversión del sustrato a células del reactor, expresado como masa de células producidas (mg MLVSS) por masa de sustrato (mg DQO o DBO5) consumida. q= Tiempo de residencia hidráulico del reactor (día) qC= Tiempo medio de residencia de biomasa en el reactor (día)

28

En términos de estas variables, las ecuaciones de balance entrada-salida, aplicadas al sistema de lodos activos son:

(Ecuación 1)

(Ecuación 2) Como de costumbre en diseño, se deben adoptar ciertas hipótesis simplificadoras razonables, a saber: 1.- La concentración de biomasa entrante y saliente es despreciable 2.- El reactor es completamente mezclado 3.- Todas las reacciones ocurren el reactor (no en las cañerías ni el sedimentador) Con estas hipótesis, es posible simplificar y reescribir las ecuaciones de balance anteriores para obtener:

(Ecuación 3)

(Ecuación 4) Ya que el lado derecho de ambas ecuaciones es el mismo, se igualan los lados izquierdos entre sí:

(Ecuación 5) donde se ha mantenido el grupo Q/VR que figura en el lado izquierdo de la ecuación, a fin de destacar su sentido físico, primordial en diseño de lodos activos. El inverso de este grupo se denomina "tiempo de retención hidráulico" del reactor, típicamente simbolizado por q. El inverso del término en el lado derecho tiene también importancia primordial y es conocido como el "tiempo de residencia medio de la biomasa", típicamente representado por la letra qC. Es decir: 29

(Ecuación 6) La propia definición conceptual del "tiempo de residencia medio de la biomasa", implica (ya que no hay entrada de células al reactor más que por la línea de reciclo) que:

(Ecuación 7) ,donde r es la razón del flujo de recirculación de lodos al flujo de alimentación del reactor, r=QR/Q. Las ecuaciones anteriores permiten calcular las características del efluente del sistema. Por ejemplo, una vez seleccionado el tiempo medio de residencia de las células, se puede obtener la concentración de orgánicos del reactor y, dado que no hay reacción en el sedimentador, es también la concentración en efluente tratado. Naturalmente, se deben utilizar los valores más reales posibles para los parámetros cinéticos del reactor en cuestión y estos dependen del sistema final diseñado (es decir, que aún no existe). En una etapa inicial se utilizan los parámetros de otros sistemas parecidos, luego se ratifican en pequeña escala y finalmente se ratifican en la planta. En cuanto a los sólidos del reactor, estos dependen también de su tiempo de residencia. La concentración de biomasa (los MLVSS) en el reactor se puede obtener de:

(Ecuación 8) Se suele hablar, también, de la velocidad de crecimiento específica neta, que no es sino el inverso de qC pero que se relaciona con la velocidad global (observable) de consumo de sustrato: (Ecuación 9) donde U es una tasa específica de consumo o utilización del sustrato por parte de las células, dada por U=RSU/X, con RSU= tasa de utilización de sustrato en mg/L/día. Otro parámetro de 30

diseño verificable en operación es la razón de alimento a biomasa, F/M (food to microorganism ratio):

(Ecuación 10) Este parámetro se maneja, en operación, mediante el descarte de una masa dada de microorganismos (es decir, se puede manipular X en la ecuación anterior), es decir, reduciendo el MLVSS del reactor, según sea necesario. Este descarte es, precisamente, el origen de los lodos generados por estas tecnologías. Si el F/M es alto (mucho orgánico y poca biomasa) la eficiencia del sistema es baja porque los microorganismos (X) estarán saturados de "alimento" (sustrato, S) y la degradación es escasa. Una razón F/M pequeña, por otro lado, resulta en microorganismos hambrientos que serán más voraces en su digestión, implicando una mayor remoción de sustrato; si fuese demasiado pequeña, sin embargo, se impondrían condiciones de alta mortalidad de biomasa y de fases de retardo extensas. Desde un punto de vista puramente cinético, se debiera operar a muy pequeños F/M. Sin embargo se requerirían reactores de volumen muy alto (como una laguna). Además, a bajos F/M (extenso qC), las propiedades de sedimentación se empeoran. Otro parámetro empírico de cierta importancia, sobre todo para el diseño de la etapa de sedimentación, es el SVI (sludge volume index), el índice volumétrico de los sólidos del reactor. El índice volumétrico indica el volumen que ocupa un gramo de sólidos del reactor. Su obtención empírica es simple, si bien tediosa y lenta. Se deja sedimentar un litro de líquido mezclado del reactor (Mixed Liquor) durante 30 minutos y se observa el volumen que ocupan los sólidos que sedimentaron (SV) obteniendo el volumen de lodos. El valor obtenido (SV) se divide por la biomasa X (en realidad, los MLSS). Se utiliza una conversión de unidades que exprese el SVI en mL/g (mililitros por gramo). La utilidad de la variable SVI radica en que su valor debe coincidir con el valor que tenga la operación del sedimentador; es decir, permite manejar la etapa de sedimentación. En el diseño, el valor seleccionado para el SVI limita la máxima MLVSS (biomasa) permisible en el reactor (porque si se excede o se decrementa el sedimentador no producirá la concentración de sólidos necesaria o los rebalsará al efluente tratado). 31

De la discusión anterior se destaca que ciertas "variables", de carácter empírico, deben ser "elegidas" para cada diseño en particular. Tal es el caso del tiempo de residencia hidráulico (q), del tiempo medio de residencia de las células (qC) o alternativamente la tasa de reciclo de lodos (r), el índice volumétrico de los lodos (SVI) y la razón de carga ("food") a biomasa (microorganismos) expresada por F/M. Algunas consideraciones de diseño que se deben tener en cuenta son: al diseñar el sistema de Lodos Activados debe estar claramente definido el objetivo, particularmente el nivel de depuración requerido, esto es, el valor máximo de concentración de materia orgánica en el efluente del sistema y que los valores de los parámetros operacionales (U, CV) variarán de acuerdo a la tarea requerida. Otras consideraciones son, que el aspecto más relevante del sistema de lodos activados es la aireación, que representa el mayor costo operacional del sistema y es la base de su funcionamiento; la oxidación microbiana de la materia orgánica requiere de un elevado consumo de oxígeno (se estima entre 30 y 100 mg O2/L h), el que tiene que ser suministrado, disuelto en el líquido y transferido a la célula microbiana. Por la baja solubilidad del O2 en el agua (<10 mg/L), la transferencia de éste desde la fase gaseosa hasta el microorganismo es dificultosa y requiere de un eficiente sistema de transferencia.  Ventajas de los Lodos Activos o Alta remoción de carga orgánica o Efluentes de buenas características organolépticas o No requiere sedimentación primaria, ni digestión de lodos o Procesos estables, cuando los lodos son manejados adecuadamente o Estas plantas se caracterizan por el poco espacio que requiere su instalación o Son sistemas modulares, fácilmente expansibles  Desventajas de los Lodos Activos o Requiere equipo mecanizado (motor, reductor, aireadores, bombas, etc.) o Alto consumo de energía o Requiere personal calificado. o Eventual producción de olores o Eventual aspersión de partículas de agua y espumas 32

o Requiere mayor mantenimiento y reposición de equipos o Produce gran cantidad de fango o La opción de lodos activos es la más costosa

b. Contacto estabilización El proceso de contacto – estabilización es otra modificación de los lodos activos. En la figura 3.3 se presenta un diagrama de flujo del sistema.

Figura 3.3: Proceso biológico de contacto-estabilización (Prats D.; Lloret L., 2007) El agua residual, afluente, se mezcla con el lodo estabilizado y esta mezcla se somete a aireación en el tanque de contacto inicial para el cual el tiempo de retención es solamente de 20 a 40 min. Durante el contacto inicial se separa una fracción apreciable de materia orgánica, en suspensión y disuelta, mediante bio-absorción después de estar en contacto con el lodo activo suficientemente aireado. El efluente mezcla procedente del tanque de contacto inicial fluye al clarificador. Se separa el efluente clarificado y la descarga del clarificador se lleva a un tanque de estabilización en donde es aireada durante un periodo de 1,5 a 5 h (R.S. Ramalho, 2003). Durante este periodo de estabilización los productos orgánicos adsorbidos se rompen mediante degradación aerobia. El lodo estabilizado que abandona el tanque de estabilización lo hace en condiciones de “inanición” y dispuesto por lo tanto a adsorber residuos orgánicos.  Ventajas del contacto estabilización frente al proceso convencional de lodos activos. 33

Debido a que solamente el lodo de reciclado se somete a aireación prolongada, este sistema permite una reducción apreciable del volumen de la balsa de aireación. Esta es la principal ventaja de este sistema frente al proceso convencional de lodos activos. Para un caudal de agua residual QF (m3/h) y un reciclado de lodos de 0,3 QF, los volúmenes aproximados de tanque para el proceso convencional de lodos activos y para el contacto estabilización son 11 QF y 4 QF, respectivamente. Esto corresponde a una reducción en el tamaño del tanque de aproximadamente 3 veces. Los rendimientos globales de separación son normalmente menores que en el proceso convencional de lodos activos, pero se puede alcanzar fácilmente una separación de la materia orgánica del 85 a 90 %. El proceso de contacto estabilización es adecuado cuando el agua residual contiene una proporción elevada de DBO en las formas coloidal y en suspensión. Las plantas de contacto estabilización pueden funcionar sin necesidad de la clarificación primaria. En la tabla 3.2 se muestra un cuadro resumen comparativo para procesos aerobios. Tabla 3.2: Cuadro resumen parámetros de procesos aerobios (Elaboración propia) Aireación Contacto Convencional Prolongada Estabilización A/M (kgDBO5/kgxv d) TRH (h) TRS (d) MLTSS (ppm) Carga (kgDBO5/m3d) r (%)

0,2 - 0,4 4–8 5 – 15 1500 - 3000

0,05 - 0,15 18 – 36 20 – 30 1500 – 5000

0,2 - 0,6 3–6 5 – 15 4000 - 9000

0,3 - 0,6 25 - 50

0,1 - 0,4 5 – 15

1,0 - 1,2 5 – 15

Orgánica

c. Secuencial Batch Reactor (SBR) En este sistema todas las operaciones (aireación y sedimentación) se llevan a cabo en el mismo equipo, incluyendo una etapa de llenado y terminando con la evacuación del agua tratada. Es una opción muy válida para situaciones en las que se dispone de poco espacio, como ocurre en muchas industrias. Son versátiles en cuanto a las condiciones de operación y habitualmente se utilizan columnas de burbujeo como reactores.

Así, entre los sistemas de depuración biológica los reactores secuenciales de flujo discontinuo, en inglés sequencing batch reactors (SBR), están cada vez siendo más 34

utilizados en el tratamiento y depuración de aguas residuales industriales. Un reactor discontinuo secuencial es un sistema de crecimiento suspendido en el que el agua residual se mezcla con un lodo biológico existente en un medio aireado. Es el único proceso biológico en el que se combina en un mismo tanque el proceso de reacción, aireación y clarificación. El sistema SBR consta de, al menos, cuatro procesos cíclicos: llenado, reacción, decantación y vaciado, tanto de efluente como de lodos, tal y como muestra en la figura 3.4. En la primera fase, llamada llenado estático, se introduce el agua residual al sistema bajo condiciones estáticas. El llenado puede ser dinámico si se produce durante el período de reacción. Durante la segunda fase del ciclo, el agua residual es mezclada mecánicamente para eliminar las posibles espumas superficiales y preparar a los microorganismos para recibir oxígeno. En esta segundo etapa (reacción) se inyecta aire al sistema. La etapa de reacción es un proceso cuyos resultados varían con su duración, y en la que el agua residual es continuamente mezclada y aireada, permitiendo que se produzca el proceso de degradación biológica. El tercer ciclo, llamado etapa de decantación, genera condiciones de reposo en todo el tanque para que los lodos puedan decantar. Durante la última fase, o fase de vaciado, el agua tratada es retirada del tanque mediante un sistema de eliminación de sobrenadante superficial. Finalmente, se puede purgar el lodo generado para mantener constante la concentración de éste (Aguado Alonso, 2006)

Figura 3.4: Etapas de un ciclo de operación de un reactor SBR. (Aguado Alonso, 2006)

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Los tiempos de retención y las cargas varían con cada reactor y dependen en gran medida de la carga de agua residual específica. Generalmente, un sistema SBR trabaja con un tiempo de retención hidráulico de 1 a 10 d y un tiempo de retención celular de 10 a 15 d. La concentración de sólidos en suspensión del licor mezcla (SSLM) se suele mantener entre 1.500 y 5.000 mg/L. El control general del proceso puede ser llevado a cabo automáticamente utilizando sensores o temporizadores.  Ventajas y beneficios de los SBR: o Bajo requerimiento de espacio, debido a que se requiere un solo tanque para realizar todo el proceso. o Menor coste que los sistemas convencionales de tratamiento biológico, como consecuencia de la menor necesidad de terreno y de la simplicidad de los equipos. o Mejor control del crecimiento de organismos filamentosos y de problemas de decantación. o Permite eliminación de nutrientes. Los sistemas SBR pueden ser utilizados para realizar un proceso completo de nitrificación–desnitrificación, así como para la eliminación de fósforo. Estos dos parámetros son los que suelen dar más problemas cuando se trabaja con tecnologías convencionales. o Menor tiempo de control requerido. o Gran flexibilidad de funcionamiento en función de la duración de los ciclos y del modo de operar. o Fácil reconocimiento y corrección de los problemas de decantación. o Versatilidad para trabajar con fluctuaciones de caudal y de concentración de materia orgánica. o Capacidad para la adaptación de los microorganismos a efluentes con elevado contenido en sales. Debido a estas ventajas las aplicaciones industriales de los reactores discontinuos secuenciales en la depuración de aguas residuales son muy variadas, siendo particularmente interesante en el tratamiento de corrientes de bajo caudal. Así, se han descrito aplicaciones con éxito para aguas residuales municipales, industria vinícola y destilerías, aguas procedentes de lixiviados de vertederos, industrias de curtidos, aguas residuales hipersalinas, 36

industria papelera, industria láctea, aguas residuales de matadero e industria ganadera porcina, entre otras. Las aplicaciones más novedosas son las relacionadas con aguas residuales de la industria textil, de la industria azucarera y de la industria química (conteniendo compuestos fenólicos , BTX, TNT, etc.), habiéndose mostrado el potencial de los SBR en el tratamiento de aguas residuales industriales. 3.1.2. Procesos biológicos aerobios con biomasa adherida a. Filtros Percoladores (Biofiltros) Son reactores de lecho fijo con masa microbiana inmovilizada sobre la superficie de un soporte sólido, que en la mayoría de los casos está constituido por piedras. El nombre de biofiltro ha hecho cometer innumerables errores en el manejo del proceso, ya que se piensa que la depuración tiene lugar a través de un proceso de filtración y no por una transformación biológica de la materia orgánica mediante la acción de microorganismos. El principal problema es que se opera a velocidades de dilución mayores a las adecuadas, consiguiéndose eficiencias de depuración menores. El agua es alimentada por goteo o por aspersión sobre el lecho, el cual no está inundado y por tanto no es necesaria una aireación adicional. El tamaño de los orificios debe ser tal que no se provoque un fenómeno de filtración. En la superficie del soporte se adhiere la masa microbiana conformada principalmente por bacterias, existiendo además hongos, algas y protozoos. Se establecen dos zonas, una aerobia que está en contacto directo con el exterior y una anaerobia que se ubica entre la capa aerobia y la superficie del soporte. La acumulación de masa microbiana sobre el soporte hace que periódicamente ésta se desprenda, necesitándose por tanto una unidad de sedimentación luego del biofiltro. Últimamente, se están usando con mayor frecuencia otros tipos de soporte, distintos a las piedras, los cuales presentan una mayor superficie por unidad de volumen y por tanto requieren un menor volumen de reactor para igual eficiencia de tratamiento. (Chamy Rolando et. al,). Estos biofiltros o también llamados filtros percoladores suelen ser lechos fijos de gran diámetro, rellenos con rocas o piezas de plástico o cerámica con formas especiales para desarrollar una gran superficie. Sobre la superficie crece una fina capa de biomasa, sobre la que se dispersa el agua residual a tratar, que moja en su descenso la superficie. Al mismo tiempo, ha de quedar espacio suficiente para que circule aire, que asciende de forma natural. El crecimiento de la biomasa 37

provoca que parte de los microorganismos se desprendan de la superficie, y por lo tanto, seguirá siendo necesaria una sedimentación posterior para su separación del efluente. En general también se realiza una recirculación de parte del efluente limpio, una vez producida la separación. Un esquema sencillo se muestra en la figura 3.5. En estos sistemas, la velocidad de carga orgánica es el parámetro más importante, teniendo rangos de aplicación en la industria desde 30 a 10.000 kgDBO5/día y 100m3 de reactor, siendo los tamaños muy variables (desde 2 hasta 10 m de altura).

Figura 3.5: Diagrama de operación típico de un filtro percolador. b. Contactores biológicos rotatorios Los contactores biológicos rotatorios (CBR) consisten en una serie de discos circulares, generalmente de tipo plástico, ubicados muy cerca uno de otro, con un diámetro típico de 3.6 metros y dispuestos sobre un eje horizontal que rota lentamente. Aproximadamente el 40 % del disco está sumergido en un estanque que contiene el agua a tratar, de tal manera que la película de biomasa que crece sobre la superficie de los discos está alternadamente dentro y fuera del agua mientras el CBR rota. Cuando los microorganismos están sumergidos en el interior del efluente, absorben la materia orgánica y cuando están en la superficie consumen el oxígeno que requieren. Si bien estos equipos dispuestos en serie entregan mejores rendimientos, no son muy utilizados ya que presentan problemas de tipo mecánico. Son recomendados cuando la carga volumétrica es variable ya que es más sencillo, en comparación con los biofiltros, mantener la película húmeda. Las ventajas de este reactor son: capacidad para resistir a los «shock» de cargas, tiempos de retención hidráulica cortos, bajos requerimientos de potencia, y construcción y operación simples.

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Los CBR proveen un método excepcionalmente suave de inmovilización natural para los hongos filamentosos, ya que estos últimos pueden exhibir una fuerte afinidad por las superficies de cualquier material (orgánico o inorgánico). La adherencia y la colonización superficial son características importantes de la adaptación natural de estos microorganismos. También existen varios métodos disponibles para la inmovilización artificial de células, siendo

la adsorción y el atrapamiento los más extensamente usados para hongos

filamentosos. Las esporas inactivas o pregerminadas han probado ser un adecuado inóculo para los CBR, ya que éstas se unen fácilmente a las superficies de los discos e inician el crecimiento de la película (Chamy Rolando et al., 2007) 3.1.3. Procesos biológicos anaerobios El tratamiento anaerobio es un proceso biológico ampliamente utilizado en el tratamiento de aguas residuales. Cuando éstas tienen una alta carga orgánica, se presenta como única alternativa frente al que sería un costoso tratamiento aerobio, debido al suministro de oxígeno. Este tratamiento anaerobio se caracteriza por la producción del denominado “biogás”, formado fundamentalmente por metano (60-80%) y dióxido de carbono (40-20%) y susceptible de ser utilizado como combustible para la generación de energía térmica y/o eléctrica. Además, solo una pequeña parte de la DQO tratada (5-10%) se utiliza para formar nuevas bacterias, frente al 50-70% de un proceso aerobio. Sin embargo, la lentitud del proceso anaerobio obliga a trabajar con altos tiempos de residencia, por lo que es necesario diseñar reactores o digestores con una alta concentración de microorganismos. Realmente, es un complejo proceso en el que intervienen varios grupos de bacterias, tanto anaerobias estrictas como facultativas, en el que, a través de una serie de etapas y en ausencia de oxígeno, se desemboca fundamentalmente en la formación de metano y dióxido de carbono. El esquema biológico involucra reacciones de multi – organismos con multi – sustratos que se llevan a cabo en serie y en paralelo. (Moleta R. ,1998) El proceso de digestión anaerobia de residuos es comprendido de la misma forma en que estos suceden normalmente en la naturaleza. En estos sistemas donde las especies SO42-, O2 o NO3- no se encuentran disponibles, actúa como aceptor de electrones un compuesto orgánico (Guerrero L.; Montalvo S., 2003)

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A través de reacciones de oxidación – reducción, los electrones son transferidos de un compuesto reducido (donante de e-) a otro más oxidado (aceptor de e-). La energía liberada por la reacción es almacenada en las células bacterianas en forma de ésteres de fosfato ricos en energía (ATP), los cuales son utilizados por las propias células para todas las reacciones que sustentan el crecimiento microbiano. La cantidad de ATP ganada por la células es dependiente de la eficiencia del metabolismo. La mayoría de las bacterias anaerobias trabajan con una eficiencia que oscila entre 25 y 50 % (Thayer R. K.et al., 1977). Este proceso biológico de producción de metano a partir de material orgánico complejo se ha descrito según diferentes mecanismos, entre los que se encuentran: (Guerrero L.; Montalvo S., 2003)  Metanogénesis en una sola fase De acuerdo con este mecanismo, el CH4 y el CO2 se forman, directamente a partir de los compuestos orgánicos complejos.  Metanogénesis en dos fases Se basa en la división en dos fases de este mecanismo, la primera es la fase de producción de ácidos y la segunda a la producción de gas. Las bacterias ácido – formadoras podrían descomponer el material orgánico complejo hasta ácidos grasos de cadena corta, los más importantes son fórmico, acético, propiónico, butírico (AGV, ácidos grasos volátiles). El ácido acético es el intermediario más abundante y se forma prácticamente a partir de todos los compuestos orgánicos. En el caso de sustratos complejos el ácido acético es precursor de cerca del 72 % del CH4 formado durante la anaerobiosis y en conjunto con el propiónico contribuye al 85 % de la producción total de CH4, como se observa en la figura 3.6.

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Figura 3.6: Producción de metano en la anaerobiosis de sustratos complejos (Guerrero L.; Montalvo S., 2003)  Metanogénesis multietapas Se ha observado que el hidrógeno se producía a partir de la descomposición del material orgánico cuando la producción de CH4 era muy baja, explicándose esto con la Methanobacillus omelianskii, el cual jugó un papel importante en el estudio de las bacterias metanogénicas al identificarse como una asociación simbiótica de dos especies bacterianas. Una de ellas usa el etanol y produce acetatos e hidrógeno y se le denomina organismo “S” y la otra, nombrada Methanobacterium M.O.H., usa hidrógeno para reducir el CO2 a CH4 de acuerdo con la ecuación siguiente: (Guerrero L.; Montalvo S., 2003) CO2 + 4 H2

CH4 + 2 H2O

AG°=-33,23 kcal

(Ecuación 11)

Diferentes autores consideran que la digestión anaerobia procede en varias etapas sucesivas (Maclnerney M. J. 1980; Yang Sh. et al., 1988) 1. Hidrólisis o Licuefacción: En esta etapa los compuestos orgánicos son solubilizados por enzimas excertadas por bacterias hidrolíticas que actúan en el exterior celular, por lo que se consideran exoenzimas. La hidrólisis es por tanto, la conversión de los polímeros en sus respectivos monómeros 2. Acidogénesis: En esta etapa los compuestos orgánicos solubles que comprenden los productos de la hidrólisis son convertidos en ácidos orgánicos tales comoacético, propiónico y butírico, fundamentalmente (Joubert W.A. et al., 1987)

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3. Acetogénesis: Se le conoce también como acideogénesis intermediaria en la cual los productos correspondientes son convertidos en ácido acético, hidrógeno y dióxido de carbono. 4. Metanogénesis: En esta etapa metabólica el CH4 es producido a partir de ácido acético o de mezclas de H2 y CO2, pudiendo formarse también a partir de otros sustratos tales como ácido fórmico y metanol. Las cuatro etapas metabólicas que ocurren en los procesos de digestión anaerobia pueden ser representadas según la figura 3.7 y en la figura 3.8 se presenta otro esquema de las etapas metabólicas.

Figura 3.7: Esquema simplificado de las etapas metabólicas de la anaerobiosis (Guerrero L.; Montalvo S., 2003)

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Figura 3.8: Etapas metabólicas de la anaerobiosis (Guerrero L.; Montalvo S., 2003)

a. Reactores con biomasa granular (UASB, EGSB, IC)  UASB Este proceso fue desarrollado a partir de la década de los 70 por G. Lettinga en Holanda, denominándose Upflow Anaerobic Sludge Blanket reactor (UASB). Este tipo de reactor es el reactor mayormente utilizado y aplicado a escala real. Su característica distintiva es la retención de biomasa en su interior sin necesidad de ningún medio de soporte, gracias a la formación de granos o gránulos, lo cual lo hace más económico y le da ventajas técnicas sobre otro tipo de reactores. Generalmente los TRS en estos reactores son mayores de 30 días. Sin embargo el proceso de formación de gránulos es también su principal limitante, ya que la selección y correcta operación del proceso UASB dependerá del grado de sedimentabilidad que logren sus aglomerados celulares, ya sea como gránulos o flóculos densos. Las cargas biológicas no deben superar los 2 Kg DQO/Kg SV d.

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En este tipo de reactor existen 3 zonas bien definidas como se observa en la figura 3.9.

Figura 3.9: Reactor UASB (Bolle W.L. et al.,1986) Las zonas de este reactor son: 1. Zona de lecho de lodos, en el cual se concentran los microorganismos que van a biodegradar el material orgánico presente en el agua residual a tratar. 2. Zona donde se encuentran dispersos los microorganismos a lo largo del UASB. 3. Zona de separación gas-líquido-sólido. La idea de este proceso es que el lodo anaerobio tenga buenas características de sedimentación, si le son favorables las condiciones físicas y químicas del proceso de floculación. Si se logran estas condiciones, la retención de lodos (microorganismos) dependerá principalmente de una separación efectiva del gas producido en el proceso (especialmente de las burbujas atrapadas en el lodo). Después de la separación del gas, la sedimentación del lodo procederá favorablemente. En este tipo de reactor estos objetivos se cumplen equipando el reactor en la parte superior con un separador sólido-gas y manteniendo un mezclado mecánico y/o la recirculación del lodo a niveles mínimos. La concentración de biomasa en el reactor debe ser tan grande como sea posible. La actividad del lodo también debe ser elevada, esta actividad depende, fundamentalmente, de la cantidad de microorganismos presentes en el lodo, los cuales son responsables de la degradación de la materia orgánica que contiene el agua residual tratada. Debido a que las bacterias anaerobias tienen una μ muy baja, es posible obtener lodos con elevada actividad biológica, solamente después de un largo tiempo de adaptación (entre 0,5 y 1 año). El tiempo de 44

retención de sólidos debe ser elevado para que pueda desarrollarse una mezcla apropiada de microorganismos en este tipo de reactor, esto se obtiene mediante una operación efectiva de las tres funciones del separador. El tiempo de retención θ , debe ser tan pequeño como sea posible. En estas condiciones, el contacto entre el efluente y la biomasa debe ser muy bueno. La producción de gas debe ser tal que la distribución del lodo sobre el lecho y en la zona dispersa, sea óptima, mientras mayor sea la cantidad de lodos en la zona de dispersión, mayor será la capacidad de biodegradación, por lo tanto, la producción de biogás será máxima (Bolle W. L et al., 1986). Con respecto a la aplicabilidad de estos reactores, dice que han sido desarrollados principalmente para tratar aguas de media y alta carga soluble. Sin embargo el sistema también es útil para aguas residuales con un elevado porcentaje de SS. Los límites para la aplicabilidad no han sido aún bien determinados y éstos dependen de factores tales como la biodegradabilidad y la sedimentabilidad de los SS, el grado de estabilización que se requiera del lodo y las características del lodo del reactor. El empleo de la recirculación como parte del diseño y posterior operación normal del reactor UASB se recomienda cuando se tratan en éste aguas residuales con altas concentraciones de materia orgánica (DQO > 15 g/L) (Guerrero L.; Montalvo S., 2003)  EGSB Este es un reactor anaerobio de lecho granular expandido. Los estudios sobre este reactor comenzaron alrededor de 1983, intensificándose a principio de los 90, alcanzándose en estos tiempos resultados muy satisfactorios. Esta es una variante del UASB que opera no sólo con gránulos individuales, sino con un conglomerado o cama expandida de éstos, pudiéndose de esta forma aplicarse mayores velocidades superficiales y cargas orgánicas, aumentándose el contacto sustrato-microorganismo y la intensidad del mezclado hidráulico (Kato M. et al.,1996). Las velocidades ascensionales que pueden obtenerse del en el EGSB pueden estar por encima de 5 a 6 m/h, llegando en ocasiones a 10 m/h, las que son significativamente mayores a las utilizadas en los reactores UASB. Estas vS pueden lograrse por las altas tasas de recirculación del efluente del reactor combinadas con el uso de reactores de gran relación altura/diámetro (20 veces o más).

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Este tipo de reactor también ha mostrado su capacidad para tratar aguas residuales con elevada concentración de materia orgánica y SS, a pesar de que las elevadas vS aplicadas dificultan la remoción eficiente del material orgánico particulado.

Figura 3.10: Diagrama EGSB (Méndez Ramón et al., 2007)  Reactor con circulación interna (IC) Este tipo de reactor comienza a aplicarse a principios de los años 90. Consiste, básicamente, en dos reactores (EGSB + UASB) colocados en serie en forma vertical (uno encima del otro). El sistema se caracteriza por la separación del biogás en dos etapas dentro de un solo tanque que tiene una elevada relación altura/diámetro y donde se produce una recirculación interna del efluente mediante la circulación del biogás. El sistema puede manejar altas v, y velocidades ascensionales del biogás, lo que permite el tratamiento de efluentes de baja fortaleza orgánica a cortos e, así como aguas residuales con altas concentraciones de materia orgánica y altas Bv. El reactor, de forma cilíndrica, puede variar en altura entre 16 y 24 m, con diámetros de hasta más de 10m. El residual entra por el fondo a través de un sistema de distribución, donde el agua residual, el lodo recirculado y el efluente se mezclan. El primer compartimiento contiene un EGSB donde la mayoría de la DQO se convierte en biogás, el que se colecta en el nivel más bajo del separador trifásico, que es utilizado para generar el “gas lift”, a través del cual el agua y el lodo suben por las tuberías de ascenso al separador gas-líquido que se encuentra en el tope del reactor donde el biogás sale del sistema. La mezcla agua - lodo fluye hacia abajo hasta el fondo del reactor a través de tuberías de descenso, 46

dando lugar al flujo de circulación interna. La DQO biodegradable del residual es removida en el 2do compartimiento. El biogás producido en este compartimiento superior se colecta en el separador ubicado en el tope del reactor, mientras que el efluente abandona el reactor por los canales de salida del líquido. La retención efectiva de la biomasa en este sistema se garantiza debido a la separación de las 3 fases en las dos etapas. El primer separador separa el biogás y el agua, mientras que el segundo, separa, fundamentalmente, biosólidos y agua. Como la mayoría del biogás producido se remueve en el primer separador del compartimiento inferior, en el compartimiento superior hay poca turbulencia; éste puede entonces separar de modo efectivo la biomasa del efluente tratado sin interferencia de altas velocidades de biogás. En el compartimiento del fondo, el agua residual se mezcla de modo efectivo con el lodo y el efluente a partir de la corriente de circulación interna lo que trae como consecuencia el acondicionamiento y la dilución directa del agua residual. El denso lecho de lodo anaerobio se expande a causa de: el elevado flujo de agua residual, el flujo circulado internamente y el biogás producido. La circulación interna se produce por el flujo de gas en el reactor cuya tasa depende de la DQO del efluente y por lo tanto, se autorregula. A mayores concentraciones de DQO en el agua residual, mayor tasa de circulación. Debido a que el flujo de circulación interna no pasa a través del segundo compartimiento, no habrá incremento de la vs en el separador de éste, lo que permite manejar tasas de recirculación de efluente verdaderamente altas. El mezclado efectivo de la fase líquida para promover el contacto sustrato – biomasa incrementa la actividad del lodo en el reactor. Pruebas comparativas muestran que el lodo granular de reactores con circulación interna, a menudo tiene actividad metanogénica acetoclástica específica mayor que lodos anaerobios de reactores UASB (Guerrero L.; Montalvo S., 2003). b. Reactores con biomasa adherida.  Reactor anaerobio con lecho fijo (RALF) Este reactor es también llamado Filtro Anaerobio (FA) comienza su desarrollo a mediados de la década del 60 (Young J. C., 1968). En este reactor, el agua residual pasa a través de un lecho con material inerte (piedra, medio plástico, cerámica, etc.) sobre el cual, o entre los espacios muertos, se establecen y desarrollan los microorganismos que actúan 47

sobre el sustrato que, en forma disuelta o suspendida, contiene el agua residual. De esta forma, los sólidos biológicos se retienen dentro del reactor por un período largo de tiempo (> 100d). El material soporte actúa como un separador gas-sólido, ayuda a uniformar el flujo a través del reactor y mejora el contacto entre el sustrato y la biomasa (Young J. C., 1991.De forma resumida se puede plantear que la biomasa retenida en el reactor puede estar presente en tres formas diferentes: 1) como una biopelícula fina adherida a las superficies del medio soporte; 2) como biomasa dispersa atrapada en los intersticios del material soporte y 3) como f1ócuios o gránulos retenida en el falso fondo del reactor que sostiene al material soporte. La elevada concentración de microorganismos dentro del reactor hace que los tiempos de retención alcancen valores entre 3 h Y 6 d, obteniéndose elevadas eficiencias y rendimientos significativos en la producción de biogás (Hamoda y Kennedy, 1986) En este sistema es indispensable que el medio soporte se encuentre sumergido en el líquido para garantizar una adecuada anaerobiosis. De acuerdo al tipo de alimentación, los RALF pueden ser de flujo ascendente, descendente o longitudinal, según se muestra en las figuras 3.11, 3.12 y 3.13 (Bermúdez J. J. et al, 1988). Las cargas aplicadas a los RALF son de hasta 20 Kg DQO/m3·d.

Figura 3.11: RALF con flujo ascendente

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Figura 3.12: RALF con flujo descendente

Figura 3.13: RALF con flujo horizontal (Bermúdez J. J. et al, 1988). Debido al poco mezclado que existe en el interior de este reactor, presenta una estratificación de microorganismos en la dirección del flujo y dentro de la biopelícula. Los microorganismos dentro del RALF tienden a distribuirse de acuerdo a sus requerimientos y las características del sustrato. La zona de entrada del afluente es la de más actividad biológica, existiendo en esta zona mayor proporción de microorganismos saprófitos facultativos y anaerobios que hidrolizan y degradan la materia orgánica compleja. Una distribución parecida se puede apreciar en la biopelícula según se muestra en la figura 3.14 (a) y (b).

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(a)

(b)

Figura 3.14: (a) Perfil de ubicación de microorganismos (Bermúdez J. J. et al, 1988). (b) Estratificación de los microorganismos de la biopelícula (Bermúdez J. J. et al, 1988). Como puede observarse, la capa más externa está constituida por microorganismos de la fase acidogénica, la capa intermedia por microorganismos anaerobios y productores de hidrógeno, y la capa interior, mayoritariamente por microorganismos metanógenos. La estratificación de los microorganismos dentro del RALF le proporciona al sistema las ventajas siguientes: 

Capacidad de trabajo eficiente a elevadas cargas orgánicas.



Elevada capacidad para aceptar cambios repentinos de la carga orgánica.



Fácil y rápida aclimatación a diferentes tipos de residuos.



Puede trabajar de manera eficiente a pH relativamente bajo y en presencia de sustancias tóxicas.



Elevada capacidad de remoción de sólidos en suspensión y puede emplearse con aguas residuales con elevadas concentraciones de estos sólidos, siempre y cuando exista un ordenamiento apropiado del soporte para que no se creen zonas muertas

Los mecanismos principales de biodegradación en el RALF son los siguientes: 

Transferencia de masa del seno del líquido a la biopelícula.



Transferencia de metabolitos de la biopelícula al líquido



Arrastre de biomasa por el líquido circulante.



Adsorción de los microorganismos al soporte.



Depuración residual por parte de la biomasa en suspensión. 50



Decantación y resuspensión de sólidos.



Acción de ciertos compuestos presentes en el medio soporte sobre el sistema, por ejemplo, aporte de sustancias amortiguadoras que favorecen el equllibrio del sistema).



Despojamiento de los gases producidos por solubilización de éstos en el líquido circulante (principalmente CO2 y H2S).

Algunos factores que influyen en la eficiencia de los RALF son las siguientes: 

Concentración:

La concentración del residuo es determinante en la eficiencia de los RALF. Para un tiempo de retención dado, un aumento de la concentración dentro de límites aceptables, determina un aumento en la eficiencia. Esto se debe a que el mecanismo fundamental de degradación está determinado por la transferencia de materia entre el líquido circulante y la biopelícula, lo cual se expresa con la ecuación siguiente. 𝑁𝑋 = (𝐷𝑚 ⁄𝛿)/(𝑆𝐿 ⁄𝑆𝑖 )

(Ecuación 12)

donde N, es el flujo de sustrato (mg/cm2·d); Dm es la difusividad molecular del sustrato en la película del líquido que rodea a la biopelícula (cm2/d); SL es la concentración del residuo en el seno del líquido (mg/cm3); Si es la concentración de residuo en la interfase de la película de líquido y la biopelícula (mg/cm3 ) y δ es el espesor de la película de líquido que rodea la biopelícula (cm). De la ecuación (12) se concluye que a medida que aumenta la concentración de sustrato, manteniéndose constante el resto de los parámetros, el flujo de sustrato hacia la biopelícula aumenta, incrementándose la eficiencia de la biodegradación. 

Velocidad del líquido

La velocidad de circulación de líquido (vl) a través del soporte es un parámetro de suma importancia. Valores por debajo de 4,8 m/d garantizan eficiencias por encima de 60% en DQO. Otros autores consideran que la vl puede mantenerse en el orden de 2 m/h y obtenerse buenas eficiencias de remoción de materia orgánica sin provocar el desprendimiento de la biomasa del medio de soporte. Sin embargo, la v l máxima es una función de la densidad de los SS y de la magnitud de la granulación de los lodos. 51



Relación diámetro (d) – profundidad (Z)

Este es otro factor de importancia en el comportamiento del RALF. Una relación elevada d/Z no permite una buena distribución y favorece el arrastre de los sólidos activos. Valores muy bajos de esta relación pueden provocar cortocircuitos e incrementar el peligro de atascamiento. Es recomendable un valor de d/Z entre 0,5 y 2,0. 

Área superficial

En la práctica, el área específica del medio soporte no es tan importante como otras características de éste, tales como la forma y la medida de espacios vacíos. Esto puede deberse en gran medida a que la mayoría de los microorganismos presentes en los RALF se encuentran suspendidos entre los intersticios del medio soporte y en consecuencia la superficie específica de éste deja de ser una variable de mayor importancia que afecte la eficiencia del reactor desde la perspectiva de la concentración de la biomasa activa (Campos J. R, 1992). Por otra parte, diversos factores predominan al inicio de la formación de la biopelícula y al poco tiempo de iniciado el proceso anaerobio en el RALF, la importancia de la naturaleza de la superficie del material soporte disminuye sensiblemente; se ha comprobado que una variación del área superficial específica provoca pequeñas alteraciones en el comportamiento de los reactores, mientras que la capacidad del medio soporte de acumular biomasa activa y distribuir el flujo dentro del reactor parece ser de mayor importancia para el desenvolvimiento del RALF (Andrade Neto C. G. et al., 2000) 

Eliminación de lodos del RALF y entrada del agua residual

Los microorganismos que llevan a cabo el proceso biológico en este tipo de reactor, encima del medio soporte y entre los intersticios de éste, van perdiendo su capacidad de adherencia con el tiempo y son desplazados por nuevas bacterias. Se van desprendiendo y cayendo al fondo del reactor donde se va acumulando esa biomasa (Iodos), por lo que para que el RALF no pierda volumen efectivo ni llegue a col matarse por estos sólidos, se hace necesario eliminarlos cada cierto tiempo. Un criterio recomendado para determinar el momento adecuado para extraer los Iodos del RALF es no llevar a cabo esta operación hasta que la concentración de sólidos en la zona de Iodos no llegue hasta 5% en peso. Independientemente de este criterio, puede hacerse una extracción si la cama de lodos se extiende dentro del relleno o si la concentración de SS en el efluente se incrementa significativamente. 52

 Lombrifiltros (Biofilm) Esta técnica consiste en que la materia orgánica del agua residual es degradada por una población de microorganismos y lombrices. El biofiltro dinámico aeróbico (Biofilm) es una piscina rellena con diferentes capas que actúa como un filtro percolador, compuesto en orden descendente por: 1. Una capa de humus y lombrices (Eisenia phoetida, principalmente), las cuales tienen excelentes características desintegradoras de residuos sólidos y orgánicos; 2. Una capa de aserrín y viruta para una segunda filtración; 3. Una capa de gravilla; 4. Una capa de bolones. Estas dos últimas capas proveen soporte y aireación al sistema, asegurando su permeabilidad. La planta de tratamiento de aguas servidas está compuesta por una cámara de rejas y desarenadora que retiene los sólidos gruesos, una planta elevadora que envía el agua al biofiltro y, finalmente, un sistema de desinfección que utiliza rayos ultravioleta para eliminar los elementos patógenos contenidos en las aguas servidas tras su paso por el filtro. Esta tecnología de tratamiento ha sido impulsada por la Fundación para la Transferencia Tecnológica de la Universidad de Chile, conocida como Sistema Tohá en alusión a su creador, el doctor José Tohá, quien en 1994 luego de diversas investigaciones llevó adelante su proyecto con la construcción de una planta experimental de tratamiento de aguas servidas en Cexas, Melipilla, para una población de más de 1.000 personas. El agua servida es asperjada en la superficie del biofiltro, compuesto por los distintos estratos, conteniendo en los superiores un alto número de lombrices. Las aguas escurren por el medio filtrante, quedando retenidas aproximadamente el 95% de las partículas orgánicas en el aserrín y viruta. La materia orgánica es consumida por las lombrices, transformándola, por oxidación, en anhídrido carbónico (CO2) y agua (H2O). Un tercio de la materia orgánica pasa a constituir masa corporal de las lombrices y las deyecciones constituyen el humus de lombriz. Desde que el agua es asperjada sobre el filtro y sale del sistema transcurren aproximadamente 40 minutos. Este lapso es corto, por lo que no se generan olores, ya que el agua servida no alcanza a perder oxígeno suficiente como para su descomposición. En el sistema de 53

lombrifiltro se efectúan los siguientes procesos: filtración, adsorción, descomposición, reacciones aeróbicas y anaeróbicas específicas. A continuación se presenta un cuadro resumen de remoción de los principales parámetros en el sistema de biofiltros.

Tabla 3.3: Remoción de principales parámetros (Revista EcoAmérica, Abril 2007). Parámetros DBO5 Sólidos totales Sólidos suspendidos volátiles Nitrógeno total Fósforo total Aceites y grasas Coliformes fecales

Eficiencia 95% 95% 93% 60 a 70% 60 a 70% 80% 99%

 Ventajas del sistema de biofiltros: 

No produce lodos inestables: el biofiltro degrada los sólidos orgánicos de los riles sin producir lodos inestables, como el resto de los sistemas de tratamiento.



No necesita decantador de sólidos orgánicos como tratamiento previo; sólo es necesario instalar una cámara de rejas o canastillo para retener sólidos inorgánicos que son erróneamente descargados en el agua servida y sólidos grandes.



El lecho filtrante no se impermeabiliza: a diferencia de otros sistemas de filtros, nunca se colmata o impermeabiliza. Esta característica se debe principalmente a la acción de las lombrices que, con su continuo movimiento, crean túneles y canales que aseguran la alta permeabilidad del filtro.



Bajos costos de inversión y operación: el biofiltro sólo requiere de la construcción de las obras e instalación del relleno. Los costos operacionales son bajos (energía para las bombas) y su mantención es simple.



Produce un subproducto que puede ser utilizado como abono natural: la materia orgánica del afluente es convertida en masa corporal de lombrices y en humus de lombriz que puede ser extraído cada cierto tiempo para reconstituir la estratificación inicial del biofiltro, y ser utilizado como abono agrícola.



Periodos rápidos de puesta en marcha: una de estas planta se establece en unas dos semanas.

54



Sistema modular ampliable: el sistema funciona por unidad de superficie; se puede ampliar de acuerdo a las necesidades.



Alta adaptación: el sistema soporta bajas temperaturas y no presenta problemas al trabajar en altura, con precipitaciones ni radiación solar.

En la figura 3.15 se observa la relación entre el agua a tratar y el agua tratada.

. Figura 3.15: Biofiltro, relación Afluente- Efluente (Revista EcoAmérica, Abril 2007)

3.1.4. Conclusiones para la remoción de materia orgánica y aplicación en lácteos Se ha observado con el desarrollo del capítulo anterior la gran cantidad de procesos asociados a la remoción biológica de materia orgánica, procesos tanto convencionales como innovadores, los cuales son aplicados en las industrias lácteas, obteniendo mayores o menores resultados en la remoción de materia orgánica dependiendo del tipo de efluente y el caudal a tratar. Para el tratamiento de residuos líquidos de alta carga orgánica, como los RILes lácteos, se utiliza mayormente en Chile el tratamiento aerobio, el cual tiene como principales tecnologías: lodos activados, contacto estabilización, reactor Batch secuencial (SBR), y el llamado sistema de Tohá o lombrifiltro. (CONAMA, 1998), entre otros. La implementación de estos procesos aerobios debe garantizar en su diseño la correcta aireación del residuo líquido, con los tiempos de residencia adecuados y las facilidades de un espacio físico apto para su construcción. Estos mecanismos permiten la drástica reducción 55

de la carga orgánica (medida como DBO5) en breves periodos de tiempo, pero dentro de sus grandes desventajas están la necesidad de mucha energía para la aireación y entre un 40 al 60 % de la materia orgánica (expresada como Demanda Química de Oxígeno) es convertida a lodos, que han de ser estabilizados, los cuales deben ser dispuestos según la normativa ambiental aplicable. En cambio, otro tipo de procesos, que no son principalmente utilizados, son los anaerobios, los cuales requieren la construcción de sistemas que permitan la liberación de gas metano o biogás de su proceso, el cual puede recuperarse, por lo que al tiempo que se disminuye la cantidad de materia orgánica contaminante se está produciendo energía como combustible, también se producen menores cantidades de lodos, sólo se obtiene un 10 por ciento de la materia orgánica como lodos estables, lo que además implica un menor requerimiento de nutrientes, además soportan mayores cargas orgánicas que el sistema aerobio, pero entre sus grandes desventajas se encuentran las variaciones de pH del residuo, pero siempre dependerá del diseño de procesos aplicado, por ello es que se debe contar con necesidades de espacio físico, facilidades de construcción y por supuesto equipos de monitoreo y neutralización de pH. Los costos asociados suelen ser parecidos a los sistemas aerobios, pero la ventaja de estos sistemas anaerobios es la recuperación de biogás el cual supone un ingreso a las industrias por la utilización de este recurso. En la tabla 3.4 se comparan algunos de los distintos sistemas anaerobios y aerobios en cuanto a los parámetros operacionales más importantes.

Tabla 3.4: Parámetros operacionales de reactores aerobios y anaerobios. Procesos Anaerobios

Procesos Aerobios Lodos

Parámetros

RTCA

Contacto

Filtro

UASB

VCO (kg DQO/m3 d)

0,5 – 3

2-8

2 - 10

1 - 15

0,5 – 2

1-3

TRH (d)

>8

0,2 - 8

0,2 - 4

0,2 - 8

0,5 – 7

0,5 - 8

TRS (d)

>8

1,5 - 8

20 - 300

30 - 300

0,5 – 7

0,5 - 8

T (°C)

35 - 55

35 - 55

15 - 35

15 - 35

15 – 25

15 - 25

Remoción (%DQO)

60

> 90

> 90

> 90

> 90

50 - 80

Activados

Biofiltros

56

3.2. Remoción de nutrientes 3.2.1. Remoción de nitrógenos de aguas residuales lácteas El nitrógeno amoniacal y compuestos oxidados de nitrógeno (nitrito y nitrato), al ser vertidos directamente a los cuerpos hídricos, provocan toxicidad en la fauna acuática, disminuyen el oxígeno disuelto (OD), acidifican el medio y aceleran el proceso de eutrofización. El principal problema de la toxicidad del amonio deriva de su forma no ionizada (NH3) que afecta negativamente la fauna acuática de los cauces receptores. Una concentración de unos pocos mg/L de amoníaco libre resulta tóxica, un ligero incremento del pH o de la temperatura puede incrementar esta toxicidad, ya que el amonio está en equilibrio con el amoníaco (Hernández, 1991; van Steenbergen et al., 1992). Por lo tanto, hoy en día se debe eliminar totalmente el nitrógeno, para lo cual existen dos métodos: eliminación físicoquímica y nitrificación-desnitrificación biológica. Mediante la aplicación de tratamientos biológicos, se obtiene como producto final CO2 y N2, gases que son devueltos a la atmósfera (Cervantes et al., 2000). La remoción biológica se basa en el ciclo biogeoquímico del nitrógeno, el que está compuesto por diversos procesos naturales mediados por microorganismos, que mantienen un constante equilibrio entre las distintas formas de nitrógeno (Figura 3.16) (Wiesmann, 1994). Redox State Fixation N

Denitrification

Nitrification

Figura 3.16: Esquema del ciclo del nitrógeno (Wiesmann, 1994). La remoción biológica de nitrógeno consiste en un tratamiento mediante dos procesos secuenciales: nitrificación y desnitrificación. La nitrificación contribuye a la remoción de nitrógeno por la oxidación del amonio a nitrato. Posteriormente, la desnitrificación reduce el nitrato a N2. En el proceso global, la etapa de nitrificación es especialmente problemática por la baja tasa de crecimiento de las bacterias nitrificantes, comparadas a las bacterias 57

desnitrificantes, debido a que ambas compiten por espacio y el OD (O2 disuelto) (Bernet et al., 2001). Además, la tasa de nitrificación es sensible a factores como: pH, temperatura y concentraciones de OD, de sustrato y de biomasa (Anthonisen et al., 1976). Diversas investigaciones se han enfocado en la aplicación de la remoción biológica de nitrógeno a aguas residuales con altas cargas nitrogenadas (>100 mg N-NH4+/L). Sin embargo, generalmente la relación DQO/N contenida en ellos es inferior a la necesaria para realizar la desnitrificación (Chen et al., 2004). Sin embargo, existen algunos inconvenientes: en la nitrificación, nitrificar altas cargas de nitrógeno implica elevados costos de aireación (Cecen, 1996), y en la desnitrificación, como ya se mencionó, hay un déficit de materia orgánica (MO). Lo anterior ha impulsado la aplicación de alternativas tecnológicas como: i)

la nitrificación vía nitrito, seguida de desnitrificación a nitrógeno gaseoso, evitando el paso a nitrato, y así conseguir un ahorro de un 25% de oxígeno y de un 40% de la fuente de carbono durante la nitrificación y desnitrificación, respectivamente (Hwang et al., 2006; Schmidt et al., 2003).

ii)

la implementación de la nitrificación – desnitrificación simultánea (NDS), en donde ambos procesos ocurren en un mismo reactor, y,

iii)

proceso Anammox (Anaerobic Ammomium Oxidation), que es una alternativa para tratar aguas con bajas relaciones de materia orgánica y nitrógeno. Es una combinación de la nitrificación parcial de amonio a nitrito y la posterior desnitrificación del nitrito a nitrógeno gas usando amonio como dador de electrones (Strous et al., 1998). Ambos procesos son autótrofos, con lo cual no hay que añadir materia orgánica.

Por otro lado, la utilización de tratamientos con biomasa inmovilizada, ha permitido avances en la remoción biológica de nitrógeno. Los reactores de biomasa inmovilizada permiten mantener mayores concentraciones de bacterias que los tratamientos de biomasa suspendida, disminuyendo el tamaño de los reactores y evitando la pérdida de bacterias de lento crecimiento, como las que realizan la nitrificación (Sievers et al.,2003).

58

a. Nitrificación – Desnitrificación  Nitrificación En la nitrificación participan dos poblaciones de bacterias aeróbicas quimioautolitotróficas, las amonio oxidantes (BAO) y las bacterias nitrito oxidantes (BNO). Las BAO oxidan el amonio a nitrito, en un proceso denominado nitritación (Ecuación 13). Dentro de este grupo de bacterias se encuentran géneros como Nitrosococcus sp y Nitrosospira sp, siendo las más estudiadas Nitrosomonas sp (NS). Las BNO oxidan el nitrito a nitrato en un proceso denominado nitratación (Ecuación 14). Dentro de este grupo de bacterias se encuentran géneros como Nitrospira sp, Nitrospina sp y Nitrococcus sp, siendo las más estudiadas Nitrobacter sp (NB) (Philips et al., 2002; Schmid et al., 2000). (Ecuación 13) (Ecuación 14) En la nitritación, las BAO transforman el amonio en hidroxilamina (NH2OH) mediante la enzima amonio mono oxigenasa. Posteriormente, convierten ésta en nitrito mediante la enzima hidroxilamina óxido reductasa. Durante la nitritación, ocurre el mayor consumo de oxígeno (3,16 g O2/g N-NH4+) (Cervantes et al., 2000; Wiesmann, 1994). Además, existe liberación de protones que acidifican el medio, lo que implica mantener un constante control del pH. En la nitratación, las BNO realizan la oxidación de nitrito a nitrato mediante un complejo enzimático denominado nitrito óxido reductasa. En la figura 3.17 se muestra un esquema del proceso de nitrificación.

Condiciones aerobias

HCO3Carbon

HCO3NH4+ Amonio

Carbon

O2 Oxígeno

Nitritación

NO2Nitrito

O2 Oxígeno

Nitratación

NO3Nitrato

Figura 3.17: Proceso de Nitrificación (Guerrero Saldes Lorna, UTFSM 2011)  Cinética de la nitrificación

59

Las bacterias nitrificantes, al ser quimioautolitotróficas se caracterizan por tener velocidades de crecimiento () bajas en comparación a bacterias heterotróficas (0,7 y 7,2 1/d, respectivamente) (Wiesmann, 1994). Las expresiones matemáticas que interpretan las  de las BAO (Ecuación 15) y BNO (Ecuación 16), fueron descritas por Pirsing et al. (1996), y son características de la cinética de Haldane. En la cinética de la nitrificación se consideran dos tipos de inhibición: por sustrato y competitiva. Además, se incluye el efecto producido por la limitación de sustrato (nitrógeno) y OD. Esto muestra la sensibilidad de las bacterias nitrificantes a la variación de la concentración de sus sustratos.

(Ecuación 15)

(Ecuación 16) Donde: c' es la concentración de OD; ci es la concentración del compuesto “i”; Ki es la constante de inhibición; Ki,s es la constante de inhibición por sustrato; µ es la velocidad de crecimiento específico de las bacterias y µmáx es la velocidad máxima de crecimiento específico de las bacterias. Los verdaderos sustratos de las bacterias nitrificantes son las formas no iónicas de amonio y nitrito (NH3 y HNO2, respectivamente), debido al menor requerimiento energético involucrado en el transporte de éstos hacia el interior de la célula (Philips et al., 2002). El pH y la temperatura determinan el equilibrio químico entre las formas iónicas y no iónicas. A pH alcalinos (> 7,0), el equilibrio químico se desplaza hacia la formación de amoníaco (NH3) y hacia la formación de nitrito. Esta situación favorece a las BAO por sobre las BNO. La actividad de las BNO es fuertemente dependiente de la concentración de amoníaco; a valores por sobre 1 mg N-NH3, la actividad decrece exponencialmente. A pH menores a 6,0, tanto las BAO como las BNO decrecen su actividad (Fernández-Polanco et al., 1994). A medida que aumenta la temperatura, se favorece la formación de NH3. Temperaturas entre 28-30ºC estimulan el crecimiento de las BAO por sobre las BNO (Hellinga et al., 1998). Las bacterias nitrificantes poseen una constante de afinidad por el OD (K’), aproximadamente un orden de 60

magnitud mayor que la constante de afinidad por el sustrato (Ks). Por lo tanto, la concentración de OD tiene un efecto mayor en la velocidad de crecimiento específica cuando su concentración es baja (Wiesmann, 1994). El OD sin duda es uno de los parámetros más relevantes en la nitrificación (Hidaka et al., 2002); concentraciones menores a 2 mg O2/L pueden limitar parcial o totalmente la actividad de las bacterias nitrificantes. En síntesis, se puede afirmar que el pH, la temperatura y la concentración de OD, pueden tener un efecto de activación-desactivación sobre el metabolismo de las BAO y BNO. Este hecho pone en evidencia la importancia del control permanente en un sistema de tratamiento, principalmente del pH y de la concentración de OD.  Desnitrificación La desnitrificación es un proceso respiratorio anóxico, realizado principalmente por bacterias heterotróficas. Los géneros más representativos incluyen Alcaligenes, Paracoccus, Pseudomonas, Thiobacillus y Thiosphaera. La desnitrificación es llevada a cabo en una serie de pasos hasta la formación de N2 (Figura 3.18). En cada uno de estos pasos participan distintas enzimas, siendo la más importante la óxido nitroso reductasa, que cataliza la transformación de N2O a N2. Esta enzima es inhibida en presencia de OD, liberando N2O al ambiente (gas invernadero).

Condiciones anóxicas Corg Carbon

Corg Carbon

NO3Nitrato

NO2Nitrito

N2 N gas

Figura 3.18: Proceso de Nitrificación (Guerrero Saldes Lorna, UTFSM 2011) La capacidad de desnitrificar está relacionada con la cantidad de sustrato biodegradable presente (relación carbono orgánico/nitrógeno, C/N). Generalmente, en los tratamientos biológicos de residuos líquidos, la presencia de sustrato fácilmente degradable es baja, especialmente en RILes (Maurer et al., 1999) y más aún en aquellos que han sido sometidos a tratamiento secundario. Con una relación C/N > 4, la tasa de desnitrificación se incrementa en un factor de 1,5 a 1,7; a relaciones C/N menores a 2,5 no se alcanza una desnitrificación 61

satisfactoria, por lo tanto se necesita una fuente externa de carbono (Helmer-Madhok et al., 2002). Las ecuaciones (17) y (18) muestran la estequiometría de la desnitrificación cuando se utiliza como fuente de carbono al metanol. Se puede observar además, que a diferencia de la nitrificación, existe producción de hidroxilos, que incrementan el pH del medio (HallingSorensen y Jorensen, 1993). (Ecuación 17) (Ecuación 18)  Cinética de la desnitrificación La velocidad de crecimiento específica de las bacterias desnitrificantes está controlada por la presencia de MO y por la concentración de aceptores de electrones (nitrito o nitrato). La cinética de la desnitrificación se puede representar por la ecuación de Monod con doble limitación (Ecuación XX) (Cervantes et al., 2000; Wiesmann, 1994). (Ecuación 19) Donde: NOx = N-NO2- + N-NO3Cuando se utiliza al nitrito como aceptor de electrones, la velocidad máxima de crecimiento (máx) es menor que cuando se utiliza nitrato (1,5 y 2,6 1/d, respectivamente), lo que implica una menor producción de biomasa (Wiesmann, 1994). Por otro lado, Gee y Kim (2004) mostraron que la desnitrificación a partir de nitrito es de 3 a 5 veces más rápida que cuando se utiliza nitrato, reduciendo además el requerimiento de MO. El pH puede influir en la acumulación de intermediarios indeseados. A pH menores que 6, se acumula ácido nitroso, el cual es tóxico para las bacterias. La desnitrificación es favorecida a pH alcalinos (6-9) (Cervantes et al., 2000). b. Nitrificación – Desnitrificación vía nitrito Como se plantea en la figura 3.19, el nitrito es un intermediario común en el proceso nitrificación-desnitrificación (Paso 2). La formación de nitrato en la nitrificación y la formación de nitrito en la desnitrificación implican un gasto innecesario de energía (OD y MO respectivamente). En el proceso global, nitrificar solamente hasta nitrito requiere un 25% menos de consumo de OD en la etapa aerobia, y de un 40 a un 60% de ahorro en MO en la 62

etapa anóxica; sumado a esto, se produce un 300% menos de biomasa (Bernet et al., 2001; Garrido et al., 1997a; Jenicek et al., 2004; Picioreanu et al., 1997; Ruiz et al., 2003; Wang et al., 2004a).

Figura 3.19: Esquema del proceso de nitrificación y desnitrificación. Paso 2: Proceso vía nitrito (Guerrero Saldes, Lorna Fondecyt 2009) Para llevar a cabo la nitrificación vía nitrito (o nitrificación parcial), se requiere reducir la actividad de las bacterias que realizan la nitratación (BNO). Estudios confirman que la concentración de OD es un buen parámetro de control para producir nitrificación vía nitrito (Garrido et al., 1997b), debido a que las BAO y BNO poseen distinta afinidad por éste (K’BAO=0,3 y K’BNO=1,1 mg O2/L, respectivamente) (Wiesmann, 1994). Esto implica una mayor sensibilidad de las BNO a bajas concentraciones de OD (Turk y Mavinic, 1989; Wiesmann, 1994). Estudios en nitrificación parcial han logrado valores cercanos al 80% de acumulación de nitrito, en base a la aplicación de concentraciones de OD < 2,5 mg O2/L (Bernet et al., 2001; Ciudad et al., 2005; Garrido et al., 1997b; Ruiz et al., 2003; Ruiz et al., 2006). Por otra parte, el control del pH es significativamente influyente en la acumulación de nitrito, debido a que gobierna el equilibrio de las formas iónicas y no iónicas de los sustratos. Desde este punto de vista, los pH alcalinos tienen dos efectos en las BNO: a) Inhibición por amoníaco y b) limitación por sustrato, ya que desplazan el equilibrio hacia la formación de nitrito (Villaverde et al., 1997). Autores como Villaverde et al. (2000), 63

concluyen que la principal causa de acumulación de nitrito en un reactor nitrificante, es la inhibición ejercida por el amoníaco sobre las BNO, lo que también es corroborado por Gee y Kim (2004). Villaverde et al. (2000) demostraron que la concentración de amoníaco a la cual se manifiesta inhibición, aumentaba con el tiempo, variando de 0,1 a 10 mg N-NH3/L. Esto puede ser consecuencia del crecimiento o de la aclimatación de las BNO al amoníaco (Villaverde et al., 2000). Hellinga et al. (1998), para evitar la aclimatación de las bacterias BNO, proponen trabajar en reactores de biomasa suspendida a altas temperaturas (28-34ºC) y con una baja retención de sólidos, eliminando de este modo a las bacterias menos favorecidas (BNO). Este proceso se conoce como “SHARON” (Single Reactor High Activity Ammonia Removal Over Nitrite). Sin embargo, mantener la temperatura por sobre los 28ºC, implica elevados costos energéticos. Por lo tanto, las condiciones para mantener estable en el tiempo una eficiente oxidación de nitrógeno amoniacal total (NAT), en concomitancia con inhibición de la oxidación de nitrito, es uno de los problemas más recurrente (Fux et al., 2004). Por otro lado, el nitrito puede ser inhibitorio para las bacterias desnitrificantes, sin embargo se ha probado que estas bacterias pueden aclimatarse en el tiempo a la presencia de nitrito (Chung y Bae, 2002). c. Nitrificación – Desnitrificación autotrófica La desnitrificación requiere un sustrato oxidable ya sea orgánico o inorgánico que actúe como fuente de energía, o sea la desnitrificación puede llevarse a cabo tanto por bacterias heterótrofas como autótrofas. En la heterótrofa, un sustrato orgánico (metanol, etanol, glucosa, etc.) actúa como fuente de energía (donador de electrones) y fuente de carbono. En la autótrofa, la fuente de energía es inorgánica, como H2 o compuestos reducidos de S: H2S o S2O32-. La fuente de carbono, también inorgánica, es el CO2. Estas bacterias oxidan compuestos inorgánicos de S como sulfhídrico (H2S), azufre elemental (S0), tiosulfato (S2O32-) o sulfito (SO32-) anaeróbicamente a expensas de la reducción del nitrato. Entre ellas, autótrofos obligados que crezcan a pHs neutros tan solo se conocen dos: Thiobacillus denitrificans y Thiomicrospira denitrificans y pueden llevar a cabo la sulfoxidación en condiciones aeróbicas o anóxicas. Recientemente se ha aislado Thioalkalivibrio

denitrificans, un autótrofo, oxidador de S, capaz de crecer

anaeróbicamente usando nitrito como aceptor de electrones a pH básico. d. Nitrificación – desnitrificación parcial. 64

La combinación de los procesos biológicos de nitrificación/desnitrificación para eliminar amonio es adecuada cuando se tratan aguas residuales con una composición caracterizada por una elevada relación carbono/nitrógeno. Sin embargo, el costo de operación de esta alternativa aumenta cuando las aguas residuales tienen bajas relaciones (efluentes de digestores de lodos, lixiviados de vertedero, efluentes de digestores anaerobios de la industria conservera, etc.). Para el tratamiento de estos efluentes es necesario añadir una fuente de materia orgánica externa para completar la desnitrificación. En estos casos, la oxidación parcial a nitrito supondría un ahorro del 25% del oxígeno necesario durante la nitrificación, se necesitaría un 40% menos de materia orgánica durante la desnitrificación y, por otro lado, se produciría un 40% menos de lodo (Van Kempen et al., 2001). e. Nitrificación – Desnitrificación simultánea Las formas clásicas de eliminar biológicamente el nitrógeno requieren trabajar con más de un reactor, en forma separada y bajo distintas configuraciones. Una alternativa de tratamiento es la nitrificación-desnitrificación simultánea (NDS). Esto implica que la nitrificación y desnitrificación ocurren en el mismo reactor y al mismo tiempo. Diversos son los estudios que avalan las ventajas que tendría utilizar este proceso en la eliminación conjunta de MO y nitrógeno (Chiu et al., 2007; Gibbs et al., 2004; Keller et al., 1997; Pochana y Keller, 1999; Pochana et al., 1999; Sen y Dentel, 1998; Third et al., 2003; Third et al., 2005; Yoo et al., 1999). La NDS ofrece ventajas por sobre los tratamientos convencionales, como ahorros en espacio e infraestructura. Sin embargo, las condiciones a las cuales ocurre una eficiente NDS aún no están bien establecidas (Chiu et al., 2007). La NDS puede ser explicada en forma física y biológica (Munch et al., 1996). La explicación física es que la NDS ocurre como una consecuencia de un gradiente en la concentración de OD entre los flóculos microbianos o biopelícula y el seno del fluido. Las bacterias nitrificantes existirían en zonas con alta concentración de OD, mientras que bacterias desnitrificantes se encontrarían activas en zonas con baja concentración de OD, como al interior de los flóculos o biopelícula, formando un consorcio simbiótico similar al de los gránulos anaeróbicos. Una de las explicaciones biológicas se basa en que muchas bacterias desnitrificantes presentan actividad nitrificante en condiciones aeróbicas, como las del género Pseudomonas y Paracoccus denitrificans; este fenómeno se asocia a la enzima periplasmática nitrato reductasa (Robertson et al., 1995). Por otro lado se ha 65

probado la existencia de nitrificación heterotrófica, atribuida principalmente a Thiosphaera pantotropha. Además, algunas bacterias nitrificantes pueden llevar a cabo la desnitrificación en presencia de pequeñas concentraciones de OD (Bock et al., 1995). Por lo tanto, el nitrógeno amoniacal puede ser directamente convertido en nitrógeno gaseoso (N2) sin acumulación de nitrito ni de nitrato (Helmer y Kunst, 1998; Helmer et al., 1999). Para que ocurra NDS, es necesaria la existencia simultánea de zonas aeróbicas y anóxicas. Por lo tanto, puede ser llevada a cabo en reactores de biopelícula, sumado a una operación en modalidad SBR, que se basa en la alternancia temporal de periodos de alimentación, aeróbicos, anóxicos y vaciado. 

Efecto de la relación carbono nitrógeno (DQO/N)

Al aplicar NDS, se debe tener en cuenta las interacciones producidas entre bacterias autotróficas y heterotróficas. En general las bacterias heterotróficas se consideran más dominantes que las autotróficas. La presencia de MO puede inhibir la nitrificación, debido principalmente a la competencia por el OD entre autotróficos y heterotróficos (Yun et al., 2004). Sin embargo, la desnitrificación depende de la relación DQO/N. Estudios con NDS en reactores de biopelícula han demostrado que con relaciones DQO/N mayores a 1,5, la biomasa heterotrófica domina las capas externas de ésta, mientras que la biomasa autotrófica domina las capas internas (Okabe et al., 1995). 

Efecto de la concentración de OD

El efecto de la concentración de OD es más complejo en bacterias desnitrificantes que en nitrificantes, debido a que las bacterias desnitrificantes poseen enzimas que se inactivan en presencia de OD. Munch et al. (1996), propuso que cuando se conocen las tasas de nitrificación y desnitrificación, se puede establecer una expresión matemática que indique el valor de OD al cual la nitrificación y desnitrificación presentan las mismas velocidades. La mayoría de los estudios realizados con NDS están dirigidos a trabajar a bajas concentraciones de OD en la fase aeróbica, de modo de promover la formación de nitrito, que posteriormente es desnitrificado en la fase anóxica (Gee y Kim, 2004; Pynaert et al., 2004; Udert et al., 2003; Yang et al., 2004). Por otro lado, Gee y Kim (2004) demostraron que la alternancia de periodos cortos aeróbicos y anóxicos (2-6 h), no afecta las tasas de oxidación de NAT ni de nitrito, debido a que 66

mayores periodos anóxicos afectan a la actividad de las BNO porque tienen un mayor tiempo lag (de retardo) comparado a las BAO. Esto sería una ventaja para promover la nitrificación parcial (Yoo et al., 1999). f. Oxidación Anaerobia de Amonio ((ANaerobic AMMonium OXidation process (Anammox)).

La idea de oxidar el amonio en condiciones anóxicas surgió de cálculos termodinámicos (Broda, 1977) con los cuales se demuestra que la variación en la energía libre de Gibbs es incluso mayor que la asociada a la oxidación aerobia. Por lo tanto era posible la existencia de bacterias autótrofas que obtuvieran su energía llevando a cabo esta reacción. La predicción teórica no se demostró y documentó experimentalmente hasta casi veinte años después por Mulder et al. (1995) en una planta piloto desnitrificante situada en Delft, Holanda. El descubrimiento significó una modificación sustancial sobre el conocimiento del ciclo del nitrógeno, que se creyó completo durante casi un siglo. Se observó que la planta era capaz de eliminar una velocidad de carga de amonio (VCA) de 0,4 kg NNH4+/m3·d mediante este proceso. En 1996, van de Graaf et al. lograron el enriquecimiento de biomasa Anammox en un reactor de lecho fluidizado. Para ello emplearon un medio de alimentación con amonio, nitrito como único aceptor de electrones y carbonato como fuente de carbono inorgánico. En estos experimentos confirmaron que el nitrito era el agente oxidante (ecuación 20). NH4+ + 1,31NO2- + 0,0425CO2 → 1,045N2 + 0,22NO3- + 0,0425CH2O0,5N0,15 +1,87H2O + 0,09OH-

(Ecuación 20) Estos autores observaron que la relación de consumo de sustratos no era exactamente equimolar y que aparecía el nitrato como producto secundario de la reacción. Además por primera vez se apreció el típico color anaranjado que posee la biomasa Anammox enriquecida, debido a la presencia de citocromo c. Años después, Strous et al. (1998) lograron un considerable crecimiento y enriquecimiento de biomasa Anammox empleando un SBR. De la aplicación de balances concluyó que la ecuación global del proceso era: NH4+ + 1,32NO2- + 0,066HCO3- + 0,13H+→ 1,02N2 + 0,26NO3- + 0,066CH2O0,5N0,15 +2H2O

(Ecuación 21) 67

De acuerdo con la ecuación 21, por cada mol de N-NH4+ se consumen 1,32 moles de N-NO2, produciéndose 1,02 moles de N2 y 0,066 moles de biomasa. Alrededor del 88% del nitrógeno eliminado se convierte en nitrógeno gas, el 11% en nitrato y el restante 1% es asimilado por la biomasa Anammox, siendo el rendimiento celular de la biomasa de 0,066 moles de C/mol de NH4+ eliminado. Posteriormente se determinaron los compuestos intermedios y los enzimas involucrados en el ciclo catabólico (Schalk et al, 1998) (Figura 3.20). Strous et al. (1998) calcularon que hasta un 50% de la producción de nitrógeno gaseoso en los océanos proviene del proceso Anammox.

Figura 3.20: Ciclo catabólico del proceso (Schalk et al, 1998). 

Cinética del proceso Anammox

El crecimiento de los microorganismos que llevan a cabo el proceso Anammox puede describirse con el modelo de Monod (Ecuación 22) en el cual la producción de biomasa es dependiente de la concentración de un sustrato limitante y de un coeficiente de decaimiento bacteriano. 𝜇 = 𝜇𝑀á𝑥 𝐾

𝑆

𝑆+ 𝑆

− 𝑘𝑑

(Ecuación 22)

Donde μ es la velocidad de crecimiento (1/d); μmax es la velocidad máxima de crecimiento de microorganismos (1/d); KS es la constante de afinidad (mg/L); S es la concentración de sustrato (mg/L) y kd es la constante de decaimiento (mg/(mg·d)) Si el amonio es el sustrato limitante, la velocidad de crecimiento vendrá dada por la ecuación (23), mientras que si es el nitrito el sustrato limitante, la velocidad de crecimiento es definida por la ecuación (24): 𝜇 = 𝜇𝑀á𝑥 𝐾

[𝑁𝐻4+ ]

+ 𝑆 + [𝑁𝐻4 ]

− 𝑘𝑑

(Ecuación 23)

68

𝜇 = 𝜇𝑀á𝑥 𝐾

[𝑁𝑂2− ]

− 𝑆 + [𝑁𝑂2 ]

− 𝑘𝑑

(Ecuación 24)

Strous et al. (1998) obtuvieron para el lodo Anammox unos valores de las constantes de afinidad muy bajos, próximos al límite de detección química. El valor determinado para la constante de afinidad para el amonio fue de 5μM, mientras que para el nitrito fue menor a 5μM. La energía de activación calculada por estos autores fue de 70 kJ/mol. La velocidad máxima de crecimiento medida por estos autores, en condiciones óptimas, fue de

0,0027

h-1, que corresponde a un tiempo de duplicación de 11 días. 

Efectos de la temperatura y el pH

Las velocidades específicas de consumo de sustrato (amonio y nitrito) y producción de nitrato fueron calculadas por Strous et al. (1998) a ≠ temperaturas (Figura XX), y observaron que la temperatura óptima de la biomasa Anammox es 40 ± 3 ºC, existiendo actividad medible entre 20 y 43 ºC. También encontraron que entre 20 a 37 ºC, la dependencia de la actividad Anammox con la temperatura seguía la ley de Arrhenius. Estos mismos autores estudiarion la dependencia de la actividad Anammox con el pH (Figura 3.21) y observaron que existe actividad Anammox entre valores de 6,7 a 8,3, siendo el valor óptimo de operación de 8.

Figura 3.21: Influencias de la temperatura y el pH en la velocidad máxima de consumo de amonio y nitrito y producción de nitrato (Guerrero Saldes, L., Fondecyt 2009)

3.2.2. Combinación de procesos de remoción de nitrógeno Para llevar a cabo la eliminación de nitrógeno de las aguas residuales, los procesos anteriormente descritos

pueden

combinarse

de

acuerdo

a

dos

configuraciones

principales diferentes en función de la nitrificación-desnitrificación o nitrificación parcial Anammox. 69

 Nitrificación-desnitrificación Debido a las diferentes condiciones de operación de estos procesos, se necesitan dos tanques diferentes: uno agitado, pero no aireado, donde se lleva a cabo la desnitrificación, y el otro aireado, donde son oxidados la materia orgánica (MO) y el amonio. Esta combinación de procesos (nitrificación desnitrificación), permite ser un método eficaz para mantener un pH neutro en el reactor, sin la adición de una fuente externa de ácido/base. Durante la nitrificación la alcalinidad es consumida, pero luego la alcalinidad se produce durante la desnitrificación.  Nitrificación parcial-Anammox Cuando los procesos de nitrificación parcial y Anammox son combinados, se deben tomar en cuenta ciertas consideraciones. Se puede inferir, que las bacterias en el proceso de Anammox necesitan amonio y nitrito en una proporción aproximada de 1:1,3. Para lograr este objetivo, parte de la alimentación de amonio debe convertirse en nitrito por las bacterias amonio oxidantes (BAO) y luego, debe evitarse la oxidación de nitrito a nitrato llevada a cabo por las bacterias nitrito oxidantes (BNO). Usando esta combinación de procesos (nitrificación parcial – Anammox), dos alternativas están disponibles para obtener la remoción de nitrógeno autotrófico. Usando una configuración de dos reactores, donde parte del amonio es oxidado a nitrito en el primer reactor y luego en el reactor Anammox (en condiciones anóxicas), donde el amonio y el nitrito son eliminados, produciéndose una pequeña cantidad de nitrato. El nitrógeno autotrófico también puede ser removido utilizando un solo reactor, donde ambos organismos, BAO y bacterias Anammox coexisten bajo condiciones aeróbicas controladas. La estequiometría global del proceso total combinando la nitrificación parcial y Anammox está representada por la siguiente ecuación: NH4+ + 0.85 O2 + 1.11 HCO3-

0.44 N2 + 0.11 NO3- + 2.56 H2O + 1.11 CO2 (Ecuación 25)

En comparación con el proceso de nitrificación – desnitrificación convencional, los procesos basados en Anammox requieren menos oxígeno y no necesariamente la materia orgánica debe estar presente o agregada como fuente externa de carbono, lo que hace que éste sea un proceso adecuado para el tratamiento de aguas residuales con baja proporción C/N. 70

En la tabla3.5 se muestra un resumen de parámetros de los procesos de remoción biológica de nitrógeno. Tabla 3.5: Comparación teórica de los procesos de remoción biológica de nitrógeno (Volcke et al., 2004).

Procesos (a)

O2 COD Lodos CO2 Consumo consumo producción (b) emisión (kg O2 (kg N)- (kg COD (kg N)-1) (kg SSV (kg N) (kg CO (kg N) 2 1) 1) 1) 4,57 2,86 5,76 1 - 1,2

Nitrificación - Desnitrificación Nitrificación parcia 3,43 desnitrificación Nitrificación parcial - Anammox 1,71 (a)Metanol usado como fuente de carbono.

1,71

4,72

0,8 - 0,9

0

3,14

< 0,1

(b)Mulder, 2003. Como se ha mencionado, el aspecto crítico de la eliminación de nitrógeno autotrófico es el desarrollo de una masa crítica de bacterias Anammox debido a su lenta tasa de crecimiento. Para superar este inconveniente, la retención de la biomasa dependerá de la capacidad de los reactores y que la optimización de las condiciones que favorecen el proceso de Anammox sean obligatorios. Dos configuraciones se pueden aplicar diferentes para combinar nitrificación parcial y procesos Anammox: una configuración de dos reactores o una configuración de un reactor (Vázquez-Padin, 2009).  Nitrificación parcial SHARON En este caso, los procesos de nitrificación parcial y Anammox se llevan a cabo en dos unidades separadas. El primer reactor es operado bajo condiciones aerobias para convertir parte del amonio en nitrito, mientras el segundo reactor es operado bajo condiciones anaerobias para obtener una desnitrificación autotrófica el cual es realizado por bacterias Anammox. Los sistemas más comunes para realizar la nitrificación parcial son los reactores SHARON. El reactor SHARON es operado sólo bajo condiciones aerobias y con temperaturas sobre los 30 °C controlando el HRT para retirar las BNO, pero manteniendo las BAO dentro del reactor. El control y operación de los reactores SHARON han sido estudiados por Van Hulle et al., (2007) and Volcke et al., (2006), quienes reportaron las constantes cinéticas de las BNO y BAO en un reactor SHARON y diseñaron un robusto sistema de control (donde los 71

parámetros son la demanda de oxígeno y el pH) para optimizar la fracción amonio/nitrito en el efluente. El segundo paso, el proceso Anammox puede realizarse en diferentes reactores, por ejemplo, el UASB (Upflow Anaerobic Sludge Blanket) o el IC (Internal Circulating) que son reactores similares a los usados en los procesos anaerobios. A escala laboratorio, el SBR es comúnmente utilizado por su flexibilidad de operación y su fácil control, por ejemplo, Dapena-Mora et al., (2004b) muestra que el SBR es un sistema adecuado para que crezca biomasa Anammox en la forma de lodo granular. Reactores de mayor escala con configuraciones SHARON – Anammox ( figura 3.22) han sido implementados en los países bajos. El lento crecimiento de microorganismos Anammox han retrasado la puesta en marcha del proceso, pero el diseño de la capacidad de eliminación de nitrógeno (750 kg N d-1) finalmente se logró después de 3,5 años.

Figura 3.22: Proceso SHARON – Anammox para el tratamiento de aguas residuales

 Proceso CANON La nitrificación parcial y el proceso Anammox pueden realizarse juntos en un solo reactor. Éste proceso combinado ha sido llamado de diferentes formas: CANON: Completely Autotrophic Nitrogen removal Over Nitrite process (Third et al., 2001), OLAND: OxygenLimited

Autotrophic

Nitrification-Denitrification

(Kuai

and

Verstraete,

1998),

deammonification (Hippen et al., 1997; Helmer et al., 2001) y SNAP: Single-stage Nitrogen 72

removal using Anammox and Partial nitritation (Furukawa et al., 2006). Una vez que la opción es elegida, éste ocurre sólo bajo condiciones controladas de aireación. Bajo condiciones limitadas de oxígeno el cultivo de bacterias aerobios y anaerobios amonio oxidantes puede establecerse en una misma unidad. Con el desarrollo de biofilms, las zonas aerobias y anóxicas se presentan con el biofilm, debido a los gradientes de generación de oxígeno con el consumo de oxígeno de microorganismos aerobios. Esto permitirá que el desarrollo de BAO en las capas aerobias y bacterias Anammox en las capas anóxicas (Figura 3.23). En estos sistemas, se debe evitar el crecimiento de las BNO, ya que la oxidación de nitrito a nitrato no es deseada. Las BNO compiten por el oxígeno con las bacterias aerobia BAO y por el nitrito con las bacterias Anammox, y por lo tanto su crecimiento (y la subsecuente producción de nitratos) puede ser prevenido, por ejemplo controlando la OD en el líquido (Rosenwinkel and Cornelius, 2005).

Figura 3.23: Proceso CANON (Rosenwinkel and Cornelius, 2005).

 Stripping o desorción El stripping de amonio es una desorción por arrastre con aire, transfiriéndose el amonio desde una corriente líquida a otra gaseosa, como se observa en las figuras 3.24 y 3.25. El amoniaco (una base débil) reacciona con el agua (un ácido débil), para formar hidróxido de amonio. Se combina con un proceso de absorción del amoníaco del aire en un medio acuoso ácido.

73

Figura 3.24: Stripping o desorción (Guerrero Saldes, Lorna Fondecyt 2009)

Figura 3.25: Planta de tratamiento con proceso Stripping o desorción (Guerrero Saldes, Lorna Fondecyt 2009) La desorción y absorción dependen de la relación entre los caudales de aire y líquido y de la concentración de amonio. El equilibrio entre las especies NH4+ (no volátil) y NH3 (volátil) está controlado por el pH y la Tº. Se obtienen eficiencias de recuperación mayor a 90% a pH básicos (8-10) y a Tº mayores a 50ºC. Bajo condiciones ácidas, la especie mayoritaria es el amonio y la volatilización del amoníaco ocurre a una velocidad muy baja. Si el stripping se realiza a temperatura ambiente (22 ºC), la precipitación de otras sales disminuye la eficacia global de recuperación de amonio. Ventajas del proceso Stripping 

La operación es relativamente sencilla y no se ve afectada por la fluctuación del agua residual si el pH y la temperatura del aire se mantienen estables.



La extracción de amoníaco por arrastre con aire es un procedimiento mecánico y no produce retrolavados o materiales regenerados.

74



La extracción por arrastre con aire no se ve afectada por compuestos tóxicos que puedan alterar el desempeño de un sistema biológico.



La extracción por arrastre con aire es un proceso controlado para la remoción selectiva del amoníaco.

Desventajas del proceso Stripping 

El agua debe ser re-bombeada a la torre de extracción. El bombeo requiere un mayor mantenimiento y consumo de energía.



La formación de incrustaciones puede ser removida hidráulicamente en la mayoría de los casos pero no en todos, lo cual requiere que se hagan estudios piloto en la mayoría de las localidades.



La extracción de amoníaco por arrastre con aire no puede hacerse en condiciones de helada (a menos que se cuente con suficiente aire caliente). La niebla y la deposición de hielo tienen como resultado una reducción significativa en la remoción del amoníaco.



Mientras que el amoníaco normalmente se libera a la atmósfera a bajas concentraciones (6 mg/m3), esto puede ser inaceptable en ciertas localidades debido a normas existentes o problemas potenciales de la calidad del aire.



La extracción de amoníaco por arrastre con aire no remueve nitratos ni nitrógeno orgánico.



Problemas de contaminación atmosférica pueden resultar de la reacción entre el amoníaco y el dióxido de azufre.



La extracción por arrastre con aire a menudo requiere la adición de cal viva para control del pH, lo cual puede causar problemas de operación y mantenimiento.



El ruido puede ser problemático.



El pH elevado del agua residual puede degradar las empaquetaduras de madera de la torre de extracción.

75

3.2.3. Remoción de Fósforo de aguas residuales lácteas a) Importancia de la eliminación, recuperación de P Es de gran importancia recuperar el fósforo en una forma fácilmente utilizable de las aguas residuales en lugar de simplemente eliminarlo sin tratamiento de éstas. Esta recuperación se puede llevar a cabo mediante un proceso de cristalización controlada de fósforo en forma de estruvita (fosfato doble de amonio y magnesio). Las ventajas que este método presenta son las siguientes: 

El fósforo se recupera en una forma fácilmente reutilizable, estruvita, que puede ser utilizado como fertilizante. Algunas de las ventajas de este compuesto como fertilizante son el aporte conjunto de nitrógeno y fósforo y su lenta disolución en el terreno, lo que disminuye la contaminación por nitratos provocada por la infiltración de los retornos de riego en los acuíferos. Otro factor que apoya el uso de estruvita como fertilizante es su escaso, o inexistente contenido en metales pesados en comparación con las rocas fosfáticas que son extraídas y suministradas a la industria de los fertilizantes (Doyle y Parsons, 2002).



Permite evitar una precipitación incontrolada de fósforo en las estaciones depuradoras. La eliminación biológica de nutrientes da lugar a un lodo con elevadas concentraciones de fósforo, amonio y magnesio. Estos iones pueden precipitar en forma de estruvita u otros fosfatos. La estruvita se suele formar en lugares donde hay una elevada turbulencia, tales como bombas, aireadores y codos, y su formación está normalmente asociada a procesos de digestión anaerobia. La turbulencia provoca una disminución de la presión lo que da lugar a un desprendimiento de dióxido de carbono, con el incremento de pH que esto lleva asociado. Si estos precipitados se forman en las conducciones pueden provocar el atasco de las mismas, con el consiguiente aumento en los costes de bombeo, pérdida de la capacidad hidráulica, así como aumento de las necesidades de mantenimiento de la estación depuradora.



Al estar controlada la precipitación de fósforo (proceso de cristalización) también lo está la concentración de fósforo que es recirculada con el sobrenadante. La concentración de fósforo recirculada, una vez sufrido el proceso de precipitación, es baja y constante, lo que mejora la eficiencia del proceso de 76

eliminación biológica de nutrientes de la línea de agua.

(a)

(b)

Figura 3.26: Diagrama de flujo de una planta de tratamiento de aguas residuales con eliminación biológica de fósforo, a) sin tratamiento de la corriente procedente de la deshidratación del lodo, b) con tratamiento mediante un proceso de cristalización de estruvita (Pastor Laura, 2006) Además de las ventajas ambientales y de funcionamiento de las plantas de tratamiento con eliminación de fósforo ya comentadas, la recuperación del fósforo en forma de estruvita supondría beneficios económicos para las industrias por la venta del producto (Pastor Laura, 2006). Los métodos actualmente aplicados en estaciones depuradoras de aguas residuales para eliminar el fósforo son: 

Tratamientos biológicos: el fósforo es incorporado dentro de la biomasa y eliminado a través del fango. Es necesario una zona anaerobia dentro del proceso de fangos activados para alcanzar unos niveles de eliminación de fósforo permisibles.



Tratamientos químicos: en diferentes puntos del proceso se añaden distintos agentes precipitantes (normalmente, cloruro férrico y otras sales metálicas) con lo que el fósforo es eliminado junto con el fango precipitado.



Tratamientos químicos y biológicos combinados: generalmente se emplean para alcanzar unos mayores niveles de eliminación que empleando uno de los dos métodos aislados.

77



Tratamientos terciarios: la adición de cal y la precipitación de fósforo generalmente se emplean para alcanzar límites muy restrictivos.

Estos procesos no reciclan el fósforo en un producto realmente utilizable, porque el fósforo es eliminado junto con otros productos residuales, algunos de los cuales son tóxicos. Los fosfatos no solubilizados son entonces enterrados en vertederos después de la incineración de la materia orgánica o son usados como compost, si la instalación de tratamiento es capaz de eliminar los patógenos humanos y el resto de compuestos tóxicos. Las dos técnicas más desarrolladas actualmente para recuperar el fósforo de las aguas residuales para reciclarlo consisten en la formación de fosfatos de calcio y de estruvita (MgNH4PO4·6H2O). b) Eliminación biológica de fósforo. En una planta de lodos activados convencional, las bacterias sólo emplean el fósforo necesario para satisfacer sus necesidades básicas, y la tasa típica de eliminación de P es del 20-40 % (Brett, S. et al., 1997). En las plantas diseñadas para eliminar fósforo, se crea el medio necesario para la proliferación de un tipo de bacterias que acumulan fósforo en exceso, por encima de las necesidades metabólicas normales. Para conseguir niveles bajos de fósforo en el efluente, se necesita eliminar más cantidad de fósforo de la estrictamente necesaria para el mantenimiento y síntesis celular. El proceso de eliminación biológica de fósforo es de tipo cíclico, donde las bacterias alternadamente liberan y toman fósforo (condiciones anaerobias y aerobias). Hasta hace muy poco tiempo se creía que las bacterias del género Acinetobacter eran las únicas que podían llevar a cabo este proceso. A las bacterias responsables de la eliminación biológica de fósforo se les conoce como bacterias acumuladoras de polifosfatos (PAO, polyphosphate accumulating organisms). En condiciones anaerobias la materia orgánica fácilmente biodegradable es descompuesta por las bacterias acidogénicas a ácidos grasos volátiles de cadena corta. Estos ácidos grasos son absorbidos por las bacterias acumuladoras y almacenados como poli-hidroxi-butirato (PHB) y otros poli-hidroxi-alcanoatos (PHAs). Dado que las bacterias acumuladoras no pueden ganar energía bajo condiciones anaerobias, la energía necesaria para el 78

almacenamiento de los ácidos grasos, es obtenida de la descomposición de los polifosfatos. Durante este proceso es cuando se produce la descarga de fosfatos al medio. Bajo condiciones aerobias, las bacterias acumuladoras pueden utilizar el sustrato almacenado (PHB) dando lugar a un crecimiento de estas bacterias. Así mismo, utilizan parte de este sustrato almacenado para acumular fósforo intracelularmente en forma de polifosfatos, asegurando las reservas de energía necesarias para la etapa anaerobia. Este proceso permite un incremento en la eliminación neta de fósforo (del orden de 3 a 4 veces) mayor que el producido por la sola síntesis celular de las bacterias heterótrofas acumuladoras de polifosfatos. La variación de la concentración de fósforo en el agua residual durante un ciclo de condiciones anaerobias-aerobias se puede observar en la siguiente figura, donde además se aprecia la eliminación neta de este elemento al pasar por las dos fases.

Figura 3.27: Concentración de fósforo durante el proceso de eliminación biológica. Si el lodo procedente de un proceso de eliminación biológica de fósforo sufre un tratamiento de digestión anaerobia, se produce la suelta de fósforo en la solución en forma de ortofosfato. Las concentraciones de amonio y fósforo soluble en esta solución pueden alcanzar concentraciones entre 500 y 1000 mg/L (Booker et al., 1999). Si dicho fósforo se reciclara al sistema de fangos activos, la concentración de P aumentaría hasta que se excediera la capacidad del sistema de eliminación de P y en consecuencia la concentración de P en el efluente del decantador secundario superaría las concentraciones esperadas. Normalmente la solución a estas tan altas concentraciones es que se separe del lodo con un tratamiento posterior, como por ejemplo centrifugación, por lo que puede ser tratada separadamente. En muchos casos esto supone la adición de cal para precipitar el fósforo y recircular el amonio 79

donde el amonio será nitrificado. De esta forma el fósforo no se recupera para poder ser utilizado posteriormente. En cambio mucho de este fósforo y parte del amonio del sobrenadante obtenido tras la centrifugación se puede usar en la producción de estruvita obteniéndose así un producto, que entre otros, podría emplearse como fertilizante. c) Estruvita La estruvita fue identificada por primera vez en una planta de tratamiento de aguas residuales en 1939. Mientras se estudiaba el proceso de digestión Rawn (1939) encontró unos cristales, que identificó como estruvita, en las tuberías por las que se transporta el sobrenadante de la digestión del lodo. Ya en 1960 aparecen descritos problemas de formación de estruvita en la planta de tratamiento de aguas residuales de Hyperion, Los Angeles (Borgerding, 1972). En esta planta se encontraron formaciones cristalinas en la parte inferior de los depósitos de postdigestión y en las tuberías. La estruvita es un sólido blanco formado por amonio, magnesio y fosfato en concentraciones molares iguales. La reacción de formación de estruvita es la siguiente: 2+

Mg

+

3-

+ NH4 + PO4 + 6H2O → MgNH4PO4·6H2O

(Ecuación 26)

La estruvita tiene una estructura ortoromboédrica (Abbona et al., 1984). La precipitación de la estruvita se puede separar en dos etapas: formación de los núcleos de cristalización y crecimiento de los cristales. La nucleación se produce cuando los iones se combinan para formar un pequeño cristal. El crecimiento de los cristales continúa hasta que se alcanza el equilibrio (Ohlinger et al., 1999). La química de la estruvita en lo que respecta a la industria de tratamientos de aguas residuales está inexorablemente ligada a su solubilidad, siendo ésta el elemento clave en el estudio de la química de la estruvita. La precipitación de la estruvita está controlada por el pH, el grado de sobresaturación, temperatura y la presencia de otros iones en la solución, en concreto calcio (Bouropoulos et al., 2000). Ocurre cuando las concentraciones de los iones magnesio, amonio y fosfato exceden el producto de solubilidad (Ksp) para la estruvita. El producto de solubilidad viene dado por la siguiente expresión:

(Ecuación 27) 80

donde: [Mg+2]; [NH4+]; [PO43-] la concentración en mol/L de los iones Mg2+, NH4+ y PO43respectivamente.

γ

Mg+2;

γ

NH4+;

γ

PO43-

el coeficiente de actividad de los iones Mg2+, NH4+ y PO43-

respectivamente. Son muchos los estudios realizados para determinar el producto de solubilidad de la estruvita. Existe disparidad de criterios respecto al producto de solubilidad entre los diferentes autores. Esto puede ser debido a las diferentes consideraciones realizadas respecto a los complejos que se forman en disolución (Buchanan et al., 1994a; 1994b). Booker et al., consideran que el pH óptimo para la formación de estruvita fluctúa entre 8,8 y 9,4 y a un pH inferior a 5,5 la estruvita se disuelve rapidamente. Stratful establece que un pH 8,5 es necesario para la eliminación efectiva de fósforo como estruvita. La formación de la estruvita también se ve afectada por la interacción entre los iones calcio y magnesio. Dependiendo de las concentraciones relativas de estos iones se puede inhibir la formación del fosfato de calcio o de la estruvita (Wild et al., 1996; Momberg y Oellermann, 1992; Battistoni et al., 1997). Battistoni (2000) muestra en su trabajo cómo bajo diferentes razones molares de calcio y magnesio en el influente se puede formar estruvita o hidroxiapatita.

Figura 3.28: Planta de tratamiento de RILes y cristales de estruvita (Guerrero Lorna, UTFSM, 2011). Una forma de favorecer la precipitación es aumentando el pH. Para alcanzar el pH necesario se suele utilizar NaOH (Stratful et al., 2001), Mg(OH)2 (Münch et al., 2001) o bien se puede alcanzar mediante aireación, por stripping de CO2 (Battistoni, 2001, Jaffer et al., 2001). El

81

Mg(OH)2 presenta el problema de que no se puede controlar de forma independiente el pH y la relación Mg/P, dos parámetros importantes del proceso, pero en cambio favorece la precipitación de la solución al aumentar la concentración de Mg, lo que reduciría el pH necesario para precipitar y recuperar estruvita (Doyle y Parsons, 2002). También se favorece la precipitación al aumentar la concentración de uno de los iones constituyentes, generalmente magnesio. En ocasiones también puede ser necesario añadir magnesio porque no se satisface la demanda estequiométrica para la formación de estruvita. Se suele emplear cloruro de magnesio o hidróxido de magnesio. Hay autores que como fuente de magnesio emplean agua de mar (Kumashiro et al., 2001), reduciendo así los costes en reactivos. Battistoni, por ejemplo, considera que la propia composición del sobrenadante no requiere la adición de ningún reactivo para la recuperación de P, aunque la adición de Ca o Mg sí que determina la formación predominante de hidroxiapatita (HAP) o de estruvita (MAP). Hasta el momento se han realizado diversos estudios sobre la posibilidad de recuperar el fósforo

presente

en las aguas residuales en forma de estruvita. Las diferencias

principales entre ellos están en el tipo de reactor, el reactivo utilizado para el ajuste de pH y la fuente de magnesio utilizada, así como en la solución de fósforo empleada, sintética o real. El tipo de reactor más empleado es el reactor de lecho fluidizado (Battistoni et al., 2002, Ueno y Fujii, 2001) y las columnas agitadas con aire (Münch et al., 2001). Otros autores prefieren el empleo de reactores de tanque agitado (Mangin and Klein, 2003) por su mayor flexibilidad y facilidad en el manejo, siendo además el tipo de reactor que más se emplea en la cristalización industrial. Los reactores de lecho fluidizado son difíciles de controlar, los caudales se deben mantener constantes durante el proceso para mantener el lecho en un estado fluidizado. Otra alternativa es el proceso REM NUT (Liberti et al., 2001) que permite una eliminación simultánea de iones fosfato y amonio mediante intercambio iónico selectivo y recuperación por precipitación química en forma de estruvita. Es importante así mismo nombrar los procesos desarrollados por algunas compañías como el proceso Crystalactor®, desarrollado por DHV, Países Bajos, y el proceso Phosnix®, desarrollado por Unitika Ltd, Japón, para la recuperación de P (figura 3.29).

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Figura 3.29: Planta para la recuperación de estruvita de aguas industriales en Ube Industries Sakai, Japón. Construida por Unitika Ltd, Osaka (48 m3/d). En operación desde 1995. 3.2.4. Conclusiones para la remoción de nutrientes y aplicación en lácteos. Existe la tendencia a pensar que los nutrientes como el nitrógeno, el amonio y el fósforo suponen un beneficio para el ambiente, pero al aumentar las concentraciones de éstos compuestos en los ecosistemas, como los ríos, provocan un gran desequilibrio. Las aguas residuales de las industrias lácteas son una fuente importante de contaminación debido a éstos nutrientes, es por ello que se debe realizar un tratamiento para la remoción de ellos. La elevada concentración de nitrógeno en efluentes tratados puede ocasionar efectos negativos como son la reducción de la concentración de oxígeno disuelto en las aguas receptoras, toxicidad para la vida acuática, efectos negativos sobre la efectividad de la desinfección con cloro, peligro para la salud pública y efectos sobre el potencial de un agua residual para ser reutilizada. Se han desarrollado una gran cantidad de sistemas y procesos para la eliminación de estos nutrientes, algunos son convencionales y otros se han investigado por mucho tiempo y sólo ahora están siendo implementados, debido a los mayores costos que implicaba implementarlos en décadas anteriores. Para diseñar un sistema de control de nutrientes es importante evaluar las características del agua a tratar, el tipo de instalación de tratamiento del agua residual y el nivel de control de 83

nutrientes que se necesita. Se puede actuar mediante la adición de un único proceso para controlar un nutriente específico o incluir la eliminación de nutriente en el sistema de tratamiento biológico principal. Para limitar la cantidad de los nutrientes vertidos se han empleado varios sistemas de tratamiento basados en el uso de sistemas químicos, físicos y biológicos. En un principio los procesos más empleados eran la nitrificación biológica para la oxidación y control del amoníaco y la desnitrificación biológica con la adición de metanol para eliminación de fósforo. Se han desarrollado en los últimos años varios procesos de tratamiento biológico que persiguen la eliminación única de fósforo o conjunta del fósforo y del nitrógeno, de forma que se reduzca de forma importante el uso de productos químicos. Para el problema del nitrógeno en las aguas residuales uno de los sistemas más estudiados en este último tiempo es el proceso Anammox, el cual a través de bacterias combinan amonio y nitrito transformándolos directamente en nitrógeno gas, en condiciones anóxicas y sin emitir óxido nitroso, éste proceso es autotrófico, por lo que no se necesita adicionar materia orgánica. Cabe considerar que el proceso Anammox debe combinarse con una primera etapa de nitrificación, en la que sólo es necesario nitrificar parte del amonio a nitrito, por ello es que esto permitiría reducir el impacto en el ambiente en muchos aspectos, como por ejemplo: al disminuir la emisión de óxidos de nitrógeno se disminuye el impacto de éstos contaminantes en la capa de ozono, también la menor producción de lodos permite una reducción en el consumo de materia orgánica y la reducción de productos secundarios, lo que también viene asociado a una disminución en los costos del proceso. La implementación del sistema Anammox para la eliminación de nitrógeno permite entre un 18 y 39% de reducción en los costos de operación por unidad de nitrógeno eliminada (Fux et al., 2004). Es de gran importancia recuperar el fósforo en una forma fácilmente utilizable de las aguas residuales en lugar de simplemente eliminarlo sin tratamiento de éstas. Esta recuperación se puede llevar a cabo mediante un proceso de cristalización controlada de fósforo en forma de estruvita (fosfato doble de amonio y magnesio). Las ventajas que este método presenta son las siguientes:

84

 El fósforo se recupera en una forma fácilmente reutilizable, estruvita, que puede ser utilizado como fertilizante.  Permite evitar una precipitación incontrolada de fósforo en las estaciones depuradoras. La eliminación biológica de nutrientes da lugar a un lodo con elevadas concentraciones de fósforo, amonio y magnesio. Estos iones pueden precipitar en forma de estruvita u otros fosfatos.  Al estar controlada la precipitación de fósforo (proceso de cristalización) también lo está la concentración de fósforo que es recirculada con el sobrenadante.  Finalmente, la recuperación del fósforo en forma de estruvita supondría beneficios económicos para las industrias por la venta del producto (Pastor Laura, 2006).

3.3. Remoción conjunta de materia orgánica y nutrientes Son muchos los procesos que se han desarrollado, tanto para la eliminación conjunta de P y materia orgánica (procesos PhoStrip, Bardenpho, etc), como para también la materia nitrogenada (A2O, Bardenpho modificado). En todos ellos el reactor suele ser una balsa alargada, compartimentada de forma que en cada zona se somete a la masa microbiana al ambiente adecuado (anaerobio, anóxico, aerobio). En la figura 3.30 se muestra la secuencia en el proceso Bardenpho modificado, para la eliminación conjunta de materia orgánica, y compuestos con N y P.

Figura 3.30: Proceso biológico Bardenpho modificado.

Este sistema resulta aconsejable para relaciones DBO5/Fósforo total no muy altas, y presenta como problema la posible redisolución del fósforo si pasa por fases anaerobias. Como soluciones a estos problemas se puede utilizar: 85

•Espesado por flotación •Reducción de almacenamiento de lodos frescos •Adición de cal o sales metálicas en caso de almacenamiento •Utilización agrícola en estado liquido  Remoción de nitrógeno y fósforo mediante plantas acuáticas Poco se sabe de los sistemas biológicos de tratamiento de aguas residuales con plantas acuáticas, quizás más por desconocimiento que por su factibilidad. Estos sistemas de purificación pueden ser naturales o artificiales, y se han estado utilizando en todo el mundo, especialmente en Europa. (Celis et al., 2005). La utilización de plantas acuáticas ha sido desarrollada como un tratamiento secundario o terciario alternativo de aguas residuales, y ha demostrado ser eficiente en la remoción de una amplia gama de sustancias, orgánicas así como nutrientes y metales pesados (Novotny y Olem, 1994). Los líquidos son descargados en una laguna con plantas flotantes, que completa el proceso de depuración de las aguas servidas, removiendo parte del nitrógeno y el fósforo y dejándolas aptas para ser descargadas en cursos de agua o usadas para el riego (University of South Alabama, 2002). El jacinto acuático (Eichhornia crassipes) (figura 3.31) es una de las especies acuáticas más estudiadas, debido a sus características depuradoras y facilidad de proliferación, especialmente en regiones tropicales y subtropicales, que incluyen las áreas comprendidas entre San Francisco (Estados Unidos) y Lebu (Chile). Esta planta obtiene del agua todos los nutrientes que requiere para su metabolismo, siendo el nitrógeno y el fósforo, junto a los iones de potasio, calcio, magnesio, fierro, amonio, nitrito, sulfato, cloro, fosfato y carbonato, los más importantes. Poseen un sistema de raíces, que pueden tener microorganismos asociados a ellas que favorece la acción depuradora de las plantas acuáticas (Novotny y Olem, 1994)

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Figura 3.31: Jacinto acuático (Eichhornia crassipes)

Eriksson y Weisner (1997) evaluaron la desnitrificación provocada por bacterias en un ambiente acuático con vegetación sumergida como agente removedor de nitrógeno. La especie utilizada en el estudio fue Potamogeton pectinatus L (figura 3.32). El sistema permitió extraer por este medio, 190 mg N/m2 h como NO3 – para una carga de 2300 mg N/ m2 h como NH4 +.

Figura 3.32: Potamogeton pectinatus

Los autores concluyeron que la vegetación sumergida puede aumentar significativamente la remoción de N en ecosistemas acuáticos poco profundos, ya que contribuye con superficies para el establecimiento de comunidades de bacterias desnitrificantes. (Celis et al., 2005).  Biofiltro dinámico

El "lombrifiltro" o "biofiltro dinámico" corresponde a un sistema alternativo para el tratamiento biológico de aguas residuales, basado en la combinación de biomasa microbiana fija y una alta densidad de anélidos, principalmente la lombriz roja californiana Eisenia foetida (figura 3.33), que utiliza el material celulósico y la materia orgánica adsorbida desde el efluente como sustrato. Con ello, se genera un ecosistema altamente eficiente para la remoción de materia orgánica y nutrientes (P y N). El parámetro crítico de operación corresponde a la tasa superficial de alimentación del agua a tratar.

87

El sistema ha sido utilizado para el tratamiento de aguas residuales domésticas en plantas que sirven a poblaciones de entre 200 y 12.000 personas, sin embargo el mayor interés radica en que su operación también resulta sorprendentemente eficiente en la depuración de aguas residuales industriales (RILes), existiendo experiencias favorables en la industria láctea, con caudales de hasta 5.000 m3 /día. (Bornhardt et al., 2003).

Figura 3.33: Eisenia foetida

Algunas empresas que ofrecen este sistema son: 

Aguas San Isidro, bajo el nombre de Empresa de Servicios Sanitarios San Isidro S.A.



Lombrifiltro Chile Ingenieria Ambiental Ltda.



Sistema Tohá (Patente Nº 40.754), del profesor José Tohá Castellá, Universidad de Chile, donde destaca el método de tratamiento de aguas residuales que lleva su nombre desarrollado por él y su equipo de colaboradores en el Laboratorio de Biofísica del Departamento de Física ( www.dfi.uchile.cl ) de la Facultad Ciencias Físicas y Matemáticas de la Universidad de Chile.



UNTEC. Fundación para la Transferencia Tecnológica creada por la Universidad de Chile.

Como ejemplo de aplicación actual en Chile, Soprole en 2006 (figura 3.34) optó por la construcción de un sistema de tratamiento de RILes en sus plantas de Los Lagos y Los Ángeles, con una inversión de más de US$13 millones para la construcción de una torre de secado de suero en polvo desproteneizado en la planta de Los Lagos, lo que permitió disminuir efluentes y aprovechar el suero sobrante de la elaboración de queso proveniente tanto de esta planta como de la planta de Los Ángeles, para transformarlo en una materia prima láctea exportable, utilizada principalmente en la industria alimenticia, el residuo líquido resultante de esta operación de secado queda suficientemente desprovisto de material

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orgánico para ser tratado en las plantas de tratamiento de RILes construidas en ambas plantas, las que operan con base a tecnología de biofiltro dinámico y aeróbico. El proceso consiste en que el efluente es enviado a una planta elevadora, que lo impulsa y asperja sobre la superficie del biofiltro, luego de percolar a través de diferentes estratos filtrantes, deja retenida la materia orgánica en sus capas. Finalmente esta materia es consumida por lombrices y la flora bacteriana de su hábitat, transformándola en humus, un excelente abono natural que no genera olores.

Figura 3.34: Biofiltro Soprole.

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Capítulo 4 : CONCLUSIONES Y RECOMENDACIONES

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4.1. Conclusiones Con respecto a los objetivos planteados en esta tesis, las conclusiones que se obtuvieron fueron las siguientes:  El sector lácteo presenta su mayor impacto ambiental, a través de la contaminación de RILes, debido a la alta carga orgánica y nutrientes que ésta posee.  El mayor porcentaje de carga contaminante en los RILes es debido a las pérdidas de producto, lo cual presenta un alto atractivo para la aplicación de tecnologías limpias y planes de prevención de la contaminación. En general, en Chile las pérdidas pueden llegar al 20%, detectándose promedios del orden del 10%. Un buen manejo de la planta asociado a tecnologías limpias puede llevar las pérdidas al 2%, lo cual conlleva fuertes reducciones en volúmenes de agua evacuados y concentración de los parámetros contaminantes, y además aumento en la productividad de la empresa.  El tratamiento de los RILes en industrias lácteas involucra tratamientos físicos, físicoquímicos y biológicos, éstos últimos investigados en la presente tesis.  Para el tratamiento de residuos líquidos de alta carga orgánica, como los RILes lácteos, se utiliza mayormente en Chile el tratamiento aerobio, el cual tiene como principales tecnologías: lodos activados, contacto estabilización, reactor Batch secuencial (SBR), y el llamado sistema de Tohá o lombrifiltro. (CONAMA, 1998), entre otros.  Otro tipo de procesos, que no son principalmente utilizados, son los anaerobios, los cuales requieren la construcción de sistemas que permitan la liberación de gas metano o biogás de su proceso, el cual puede recuperarse, por lo que al tiempo que se disminuye la cantidad de materia orgánica contaminante se está produciendo energía como combustible, también se producen menores cantidades de lodos, sólo se obtiene un 10 por ciento de la materia orgánica como lodos estables, lo que además implica un menor requerimiento de nutrientes, además soportan mayores cargas orgánicas que el sistema aerobio.  Con respecto a la remoción de nutrientes como nitrógeno, amonio y fósforo, se han desarrollado una gran cantidad de sistemas y procesos para la eliminación de estos nutrientes, algunos son convencionales y otros se han investigado por mucho tiempo

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y sólo ahora están siendo implementados, debido a los mayores costos que implicaba implementarlos en décadas anteriores.  Para diseñar un sistema de control de nutrientes es importante evaluar las características del agua a tratar, el tipo de instalación de tratamiento del agua residual y el nivel de control de nutrientes que se necesita.  Se han desarrollado una gran cantidad de procesos de eliminación de nitrógeno de aguas residuales, pero el sistema que ha destacado en los últimos tiempos es el proceso Anammox, el cual a través de bacterias combinan amonio y nitrito transformándolos directamente en nitrógeno gas, en condiciones anóxicas y sin emitir óxido nitroso.  Es de gran importancia recuperar el fósforo en una forma fácilmente utilizable de las aguas residuales en lugar de simplemente eliminarlo sin tratamiento de éstas. Esta recuperación se puede llevar a cabo mediante un proceso de cristalización controlada de fósforo en forma de estruvita (fosfato doble de amonio y magnesio). Este proceso supone una serie de beneficios, donde las más importantes son: que al ser recuperada, la estruvita se puede utilizar como fertilizante y la recuperación del fósforo en forma de estruvita supondría beneficios económicos para las industrias por la venta del producto.

4.2. Recomendaciones Conforme al trabajo realizado se pueden recomendar las siguientes sugerencias para realizar en futuras investigaciones de la industria láctea.  Realizar un catastro actualizado de las tecnologías de remoción de materia orgánica y nutrientes implementadas actualmente en las industrias lácteas, ya que no se tienen datos concretos de éstos procesos, lo que si se conoce es que está siendo evaluada la posibilidad, a través del Consorcio Lechero, de realizar este tipo de investigaciones.  Implementar sistemas innovadores de remoción de nutrientes en las industrias lácteas, con el fin de analizar las eficiencias de éstos sistemas y los costos asociados a la implementación en Chile.

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Capítulo 5 : BIBLIOGRAFÍA

Aguado Alonso J. Reactores biológicos secuenciales (SBR): una tecnología versátil para el tratamiento de aguas residuales industriales. (2006)

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