XXVIII Congreso Interamericano de Ingeniería Sanitaria y Ambiental Cancún, México, 27 al 31 de octubre, 2002

ESTUDIO DE NITRIFICACION Y DESNITRIFICACION DE UN EFLUENTE SECUNDARIO NITROGENADO DE CARGA VARIABLE María Socorro Espino Valdés (*) Junta Central de Agua y Saneamiento de Chihuahua Ingeniería Química (ITESM, 1973), Maestría en Bioingeniería Ambiental (CINVESTAV, 1984), candidata Doctorado en Ciencia y Tecnología Ambiental (CIMAV, Chihuahua, Chih.). Catedrática en la Facultad de Ingeniería de la Universidad Autónoma de Chihuahua. Dirección de varia tesis de maestría en el Área de tratamiento, uso y calidad del agua. Puesto actual: Jefa del Depto. de Calidad del Agua, JCAS, Chih. Luisa Manzanares Papayanopoulos Centro de Investigación en Materiales Avanzados, S.C. (*) Ave. Teófilo Borunda 500, Col. Centro. Chihuahua, Chih. C.P. 031000, México Tel. 01(614)4 39 35 19 Fax: 01(614)4 39 35 29 e-mail: [email protected] RESUMEN Se implementó un sistema piloto para reducir el nitrógeno presente en el efluente de la planta de tratamiento secundario de la ciudad de Chihuahua que actualmente se utiliza en actividades industriales y el riego de áreas verdes. El sistema consistió en dos reactores biológicos de flujo ascendente y lecho móvil, operados en serie para la nitrificación y desnitrificación sucesiva del efluente secundario que se caracteriza por concentraciones variables de nitrógeno. El primer reactor se mantuvo en condiciones aerobias para la oxidación del nitrógeno amoniacal efectuada por las bacterias nitrificantes Nitrosomonas y Nitrobacter. El reactor desnitrificante, operado en condiciones anóxicas, fue alimentado con el efluente rico en nitratos y nitritos procedente de la primera etapa. En este caso se adicionó metanol como fuente externa de carbono para el crecimiento de los microorganismos heterotróficos responsables de la reducción de los nitratos y nitritos a nitrógeno gaseoso. Ambos reactores se operaron con diferentes tiempos de retención a fin de obtener las condiciones óptimas del proceso que permitieran disminuir el nitrógeno amoniacal, de nitratos y de nitritos hasta los niveles de cumplimiento del criterio para recarga de acuíferos. Palabras Clave: tratamiento secundario, nitrificación, desnitrificación, acuíferos, recarga. INTRODUCCIÓN La ciudad de Chihuahua cuenta desde 1995 con una planta de tratamiento secundario de aguas residuales denominada Planta Norte en la que se producen diariamente 35,000 m3, de los cuales el 40 % se emplea en el riego de jardines y algunos procesos industriales. El excedente no utilizado es vertido en el río Sacramento, cumpliendo con los lineamientos federales y locales para descarga en ese cuerpo receptor (JCAS, 1998). Esta planta opera mediante un sistema convencional de lodos activados que incluye el tratamiento de los lodos residuales antes de su disposición final. El efluente tratado se caracteriza por bajos contenidos de materia orgánica, de sólidos suspendidos, de grasas y de detergentes; además, las concentraciones de metales pesados y compuestos organoclorados se encuentran por debajo de los límites establecidos en las normas nacionales e internacionales para agua potable. A pesar de su alta eficiencia en la eliminación de materia orgánica la remoción de nitrógeno es baja, lo que ha ocasionado que el efluente llegue a presentar hasta 50 mg N-NH3/l. Además, la oxigenación efectuada en los reactores

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aerobios trae como consecuencia la oxidación parcial del nitrógeno produciendo nitratos en concentraciones que ocasionalmente alcanzan los 30 mg N-NO3/l. Ubicada en una región semidesértica, la ciudad de Chihuahua cuenta con muy escasos recursos hidrológicos superficiales por lo que emplea primordialmente los acuíferos subterráneos como fuentes de agua potable. En los últimos años los niveles freáticos de éstos han descendido notablemente a causa de prolongadas sequías y el desequilibrio existente entre la velocidad de recarga natural y la extracción requerida para satisfacer las necesidades de la creciente población (CNA, 1997). Para reducir la explotación de los acuíferos de las zonas desérticas recientemente ha cobrado mucha importancia la recarga artificial llevada a cabo con efluentes procedentes de las plantas de tratamiento de aguas residuales (Wright, 1996). Esta actividad debe efectuarse debidamente planeada con agua que cumpla con los criterios mínimos de calidad para evitar la alteración de las características naturales de las aguas subterráneas (Metcalf & Eddy, 1996). Considerando la posibilidad de emplear una parte del agua de la Planta Norte en la recarga de acuíferos subterráneos, se comparó la calidad histórica del efluente con los criterios de la ciudad de Phoenix, Arizona, EUA, donde existe un sistema de recarga con aguas residuales tratadas. Como resultado del análisis se concluyó que, de todos los parámetros regulados, únicamente el nitrógeno excede los límites establecidos para recarga, los cuales son 5 mg/l para el nitrógeno amoniacal y 10 mg/l para los nitratos (Mckee, 1963). Dichos límites se relacionan con la prevención de posibles efectos en la salud como la cianosis infantil y el cáncer estomacal ocasionados por altas concentraciones de nitratos y nitrosaminas, respectivamente. Con base en lo anterior, se llevó a cabo un estudio cuyo objetivo fue probar en forma experimental la posibilidad de mejorar la calidad del actual efluente de la Planta Norte reduciendo el nitrógeno inorgánico hasta los niveles aceptables, mediante el empleo de un sistema piloto para los procesos de nitrificación y desnitrificación biológica. En la fase de nitrificación, la cual se desarrolla en dos etapas en presencia de oxígeno, el nitrógeno amoniacal es oxidado a nitritos y luego nitratos mediante la actividad de las bacterias autotróficas Nitrosomonas y Nitrobacter quienes así obtienen energía y utilizan CO2 como fuente de carbono para la síntesis celular. La segunda fase del proceso se efectúa en condiciones anóxicas empleando una fuente externa de carbono para el crecimiento de las bacterias heterotróficas desnitrificantes que llevan a cabo la reducción de los nitratos y nitritos a nitrógeno gaseoso (Metcalf, 1996) El estudio de la nitrificación y desnitrificación biológica ha sido abordado en variadas investigaciones utilizando tanto sistemas de cultivo suspendido (Sutton, 1981; Münch, 2000) como reactores de cama fija (Jiménez, 1987; Rogalia, 1990; Chen, 2000), cama de lodos de flujo ascendente (Morgan, 1994) y sistemas de película de lecho móvil (Rusten, 2000). En lo que respecta al proceso de nitrificación existen diversos criterios sobre la bondad del empleo de una sola o etapas separadas para la oxidación del carbono y el nitrógeno e, inclusive, se ha probado la remoción simultánea de la materia orgánica y nitrógeno en un solo reactor operado secuencialmente con etapas anóxicas y aerobias (Matsché, 1980; Yang, 1997). En este estudio se optó por el empleo de la nitrificación y la desnitrificación de etapas separadas para controlar cada uno de los procesos en las condiciones óptimas, proporcionándoles mayor flexibilidad. MATERIALES Y MÉTODOS Características del agua empleada Debido a que el afluente de la Planta Norte está integrado por descargas de aguas residuales tanto de tipo doméstico como industrial, es común que se presenten cambios horarios, diarios y estacionales tanto en su caudal como en los principales parámetros de calidad. Aunados a las características del afluente, los cambios en las condiciones de operación de la planta tales como la temperatura del agua, las concentraciones de biomasa y de oxígeno disuelto, el volumen de reacción y, consecuentemente el tiempo de residencia en los reactores biológicos, originan que el efluente secundario presente también muy variadas características cualitativas. En la Figura 1 se observan los valores del promedio mensual de las demandas química y bioquímica de oxígeno (DQO y DBO), además del nitrógeno amoniacal (N-NH3) y la suma de nitratos y nitritos (N-NOx) del efluente secundario observados en un período de dos años. En ella se aprecian particularmente las fluctuaciones drásticas en los contenidos de nitrógeno amoniacal, las cuales son aún mas acentuadas en los valores diarios no mostrados en el gráfico.

2

100 DQO (mg/l)

90

NH3 (mg/l)

Concentración (mg/l)

80

DBO (mg/l)

70

NOx (mg/l)

60 50 40 30 20 10 0 Ene-00

Jul-00

Ene-01

Jul-01

Tiempo (días)

Figura 1: Variaciones mensuales en la calidad del efluente secundario Como una consecuencia de lo anterior, el afluente del sistema piloto de nitrificación-desnitrificación presentó variaciones notables en dichos parámetros durante el período de experimentación. Las características que no mostraron variación significativa fueron el pH y los sólidos suspendidos totales (SST). El resumen de los valores promedio de los principales constituyentes de dicho afluente se presentan en la Tabla 1. TABLA 1: Características promedio del afluente del sistema de Nitrificación Concentración Intervalo promedio* de variación PARÁMETRO (mg/l) pH 7.2 7 - 7.6 Sólidos suspendidos totales (mg SST/l) 8 1 - 16 Demanda Química de Oxígeno (mg DQO/l) 55 37 – 72 Demanda Bioquímica de Oxígeno (mg DBO/l) 19 8 - 34 Grasas y aceites (mg/l) 12 6 -18 Detergentes (mg/l) 0.7 0.2 – 1.6 Nitrógeno amoniacal (mg N-NH3/l) 38 6 - 54 Nitrógeno orgánico (mg/l) 3 0.1 - 14 Nitratos (mg N-NO3/l) 7 1 - 32 Nitritos (mg N-NO2/l) 0.5 0-3 * Datos de enero a mayo de 2001 (JCAS, 1998) Descripción de la planta piloto El estudio se efectuó empleando un sistema de flujo continuo consistente en dos reactores biológicos de lecho móvil en serie. El primero de ellos fue alimentado con el efluente secundario rico en nitrógeno amoniacal al que se adicionó NaOH para proporcionar la alcalinidad requerida en la reacción de nitrificación; además se suministró aire para mantener las condiciones aerobias en el sistema. En el segundo reactor, receptor del líquido nitrificado, se añadió metanol como fuente externa de carbono para el crecimiento de las bacterias desnitrificantes en condiciones anóxicas. En el diagrama de la Figura 2 se aprecian los principales componentes del sistema que se describe a continuación. El reactor aerobio para la nitrificación (R1) consiste en una columna de acrílico transparente de 0.20 m de diámetro y 1.8 m de altura, con un volumen de 58 litros, en el cual se introdujeron seis litros de arena sílica de 0.3 mm de diámetro como soporte para el crecimiento en superficie de los organismos nitrificantes. El afluente rico en nitrógeno amoniacal (A1) y

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el aire requerido para la oxidación se alimentan en flujo continuo ascendente por la base del reactor. El licor mezclado pasa al primer clarificador (C1) en donde se lleva a cabo la separación de la biomasa para su retorno al reactor. El líquido clarificado (E1) rico en nitratos y algo de nitritos se combina con una solución de metanol para integrar el nuevo afluente (A2) que es introducido por el fondo del segundo reactor para la siguiente etapa del proceso. El reactor desnitrificante (R2) consiste en una columna de acrílico transparente de 1.8 m de altura y 0.05 m de diámetro en el que se introdujeron 2 litros de arena sílica para el soporte de la biomasa desarrollada en el sistema de flujo continuo ascendente. Saliendo del reactor, el licor mezclado desnitrificado se alimenta al segundo clarificador, de donde se recircula la biomasa sedimentada. El efluente clarificado (E2) pasa a través de un filtro doble de arena y carbón activado para remoción de turbiedad y color obteniendo el efluente final (E3)

(E2)

(E1)

C1

C2

R1

R2

NaOH Filtro doble

Metanol

Afluente nitrogenado (A1)

(A2)

Efluente desnitrificado (E3)

Aire

Figura 2: Diagrama de la planta piloto Operación del sistema El estudio se inició en R1 con unas pruebas preliminares de nitrificación en lote, empleando para ello inóculos de lodo secundario procedente de la planta de tratamiento. Se efectuaron varias corridas utilizando cargas individuales del afluente nitrogenado sometido a aireación y recirculación continua junto con la biomasa que mostró en breve tiempo la capacidad de adaptación al sistema. De estas pruebas, en las que se removió satisfactoriamente el nitrógeno amoniacal, se concluyó la conveniencia de ajustar el pH a un valor cercano a 8, así como mantener la temperatura de reacción por encima de 16ºC y el oxígeno disuelto alrededor de 3 mg/l. El paso siguiente del estudio consistió en la operación en flujo continuo del reactor aerobio para nitrificación hasta la estabilización del proceso, a partir de lo cual se dio inicio a la operación del reactor desnitrificante en condiciones anóxicas. Como etapa final y complementaria al proceso de remoción de nitrógeno se instaló un filtro doble de arena sílica y carbón activado cuyo objetivo fue disminuir significativamente la turbiedad, el color y los sólidos suspendidos del efluente final. El sistema se operó durante 14 meses con mediciones continuas del pH, la temperatura y el oxígeno disuelto. La eficiencia del proceso en ambos reactores se midió en función de los parámetros operacionales como la concentración de biomasa y el tiempo de residencia hidráulico. Métodos analíticos La evaluación de la operación del sistema se efectuó a través de la medición de los parámetros fisicoquímicos directamente involucrados, esto es, la demanda química de oxígeno y los contenidos de nitrógeno amoniacal, de nitratos y nitritos presentes en el afluente y efluentes de las respectivas etapas del proceso. Los análisis correspondientes se efectuaron mediante técnicas colorimétricas empleando reactivos comerciales y un espectrofotómetro marca Hach Modelo DR890. Con el mismo equipo fue medido el contenido de sólidos suspendidos en el licor mezclado, previa valoración del método mediante comparación con la técnica estándar (APHA, 1989), con la que se presentó una

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diferencia de 2.5%. Los parámetros de control de operación como pH, temperatura y oxígeno disuelto fueron determinados con equipos potenciométricos marca Corning. RESULTADOS Y DISCUSIÓN Los resultados que se analizan a continuación fueron obtenidos en el transcurso de 14 meses de experimentación durante los cuales se probaron diferentes condiciones de operación en cuanto a tiempo de retención hidráulico y contenido de sólidos biológicos en ambos reactores. Primera etapa: Nitrificación El reactor empleado para la nitrificación se operó con diferentes cargas de nitrógeno amoniacal, como consecuencia de las variaciones en la concentración de este parámetro entre 10 y 51 mg N-NH3/l, en combinación con los tiempos de retención seleccionados (0.7 a 17 horas) y la concentración de biomasa del sistema (entre 330 y 780 mg SSV/l). Estas condiciones y los resultados obtenidos en esta etapa del estudio se presentan en forma resumida en la Tabla 2, mostrando los valores promedio de varios eventos transcurridos durante el período de experimentación. En ellos se aprecia que la reducción en la concentración del nitrógeno amoniacal hasta el nivel requerido por el criterio de recarga, es decir 5 mg/l o menos, se logra al operar el sistema con tiempos de retención desde 2.7 horas con baja concentración de sustrato (22 mg N-NH3/l) y 3.7 horas con alta concentración (51 mg N-NH3/l) lo que equivale a cargas de nitrógeno menores de 0.5 Kg N-NH3/Kg SSV-d. El empleo de mayor tiempo de retención es innecesario ya que por encima de 3.7 horas la eficiencia de la nitrificación se mantiene alrededor de 95 %. TABLA 2: Condiciones de operación y resultados en el proceso de Nitrificación CONDICIONES DE OPERACIÓN

Temperatura

pH

(oC)

SSV (mg/l)

1 2 3 4 5 6 7 8 9 10 11 12 13 14 15 16

8.5 8.6 8.3 8.4 8.5 8.4 8.2 8.2 8.1 7.8 7.9 8.1 8.1 8.2 8.4 8.1

32.2 31.8 28.0 30.0 32.6 32.4 28.0 32.6 26.1 32.1 28.6 26.2 26.2 26.9 31.4 29.5

365 751 604 779 608 612 449 475 738 331 361 633 486 352 529 427

% de Tiempo Concentración Concentración remoción Carga de de promedio de de NH3 NH3 promedio de retención NH3 en (Kg NH3/ NH3 en (horas) afluente Kg SSV-d) efluente (mg/l) (mg/l) 17.4 23.2 1.2 94.8 0.088 16.8 20.3 1.6 92.1 0.039 13.0 10.0 0.3 97.0 0.031 11.0 44.3 1.3 97.0 0.124 7.6 17.8 0.3 98.3 0.092 7.0 33.6 3.7 89.0 0.188 5.3 12.9 0.8 93.8 0.130 3.7 23.4 1.1 95.3 0.088 3.7 51.0 4.6 91.0 0.448 3.3 31.0 3.3 89.4 0.681 3.0 27.1 1.6 94.1 0.600 2.7 33.3 5.0 85.0 0.468 2.7 22.4 4.2 81.3 0.410 2.3 28.3 5.1 82.0 0.839 0.9 32.2 17.6 45.3 1.623 0.7 28.1 23.4 16.7 2.256

El efecto de la carga de nitrógeno aplicada en la eficiencia del proceso es posible observarlo en forma gráfica en la Figura 3, de la cual se concluye que por debajo del valor de 0.8 Kg N-NH3/Kg SSV-día se pueden obtener eficiencias de nitrificación entre 80% y 98%, logrando la reducción esperada en el nitrógeno amoniacal.

5

100 90 80 70 60 50 40 30 20 10 0 0

0.5

1

1.5

2

2.5

C arga de nitrógeno (Kg N -N H 3 /K g S SV -d)

Figura 3: Efecto de la carga de nitrógeno en la eficiencia de la nitrificación En la Figura 4 se muestra la dinámica de la remoción de nitrógeno obtenida en el reactor nitrificante entre febrero y mayo del 2001. Durante este período el sistema fue operado con diferentes condiciones de tiempo de retención, temperatura, concentración de sustrato en el afluente y contenido de biomasa en el reactor, corroborando con tales resultados la factibilidad del sistema para reducir el nitrógeno amoniacal hasta el nivel deseado de acuerdo con el requerimiento para recarga de acuíferos (5 mg N-NH3/l) 70

Afluente A-1

60

mg N-NH3 / l

50

Efluente E-1

40

30

20

10

0

3 / Feb

3 / Mar

31 /Mar

28 / Abr

21 / May Tiempo (días)

Figura 4: Remoción de nitrógeno amoniacal en el Reactor No. 1 Segunda etapa: Desnitrificación La operación de este reactor se desarrolló también bajo variadas condiciones de pH y temperatura con cambios en el tiempo de retención entre 1 y 4 horas, como puede observarse en la Tabla 3, en la que además se aprecian los resultados obtenidos en esta etapa del estudio.

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TABLA 3: Condiciones de operación y resultados en el proceso de Desnitrificación AFLUENTE EFLUENTE Tiempo Carga de N Condiciones de Temp. pH SSV inorgánico de operación (mg/l) (Kg Nin/Kg N-NH /l N-NOx N-NH3/l N-NOx retención (ºC) 3 (horas) SSV-d) mg/l mg/l mg/l mg/l 1 0.0 33.7 4.0 2 0.0 57.4 3.6 3 21.2 47.5 3.5 4 2.0 37.2 3.3 5 7.3 49.5 2.8 6 1.5 54.8 2.3 7 4.6 50.3 2.1 8 0.8 35.5 2.0 9 8.8 51.9 1.7 10 25.3 32.1 1.5 11 5.4 37.0 1.2 Simbología: N-NH3 = nitrógeno amoniacal N-NOx = óxidos de nitrógeno (N-NO2 + N-NO3) Nin = nitrógeno inorgánico (N-NH3 + N-NOx)

33.3 30.3 24.9 32.2 26.0 27.6 26.3 28.7 27.9 25.9 27.1

7.6 7.5 7.6 7.4 7.3 7.2 7.3 7.6 7.2 7.3 7.4

1461 693 1385 1615 1811 5976 8456 922 1208 1092 910

0.138 0.552 0.340 0.176 0.269 0.098 0.074 0.472 0.709 0.841 0.932

0.0 0.0 3.6 0.0 0.5 1.0 4.0 0.3 2.5 10.4 0.5

1.6 1.1 8.4 0.7 6.7 1.6 8.5 4.9 13.2 11.5 21.7

La concentración de biomasa en el sistema fluctuó entre 690 y 8500 mg SSV/l. Durante el desarrollo experimental se presentaron cambios drásticos en las características visuales del licor mezclado, indicando con ello probables sucesiones en las poblaciones de los microorganismos responsables del proceso. De acuerdo con las características del efluente presentadas en la Tabla 3, se observa que en esta segunda etapa puede lograrse la remoción del nitrógeno inorgánico en sus formas amoniacal y oxidada hasta niveles de cumplimiento del criterio para recarga de acuíferos (5 mg N-NH3/l y 10 mg N-NO2+N-NO3/l) operando el sistema desnitrificante desde 2 horas de tiempo de retención y cargas de nitrógeno inorgánico manores a 0.6 Kg N/Kg SSV-d. 90 80

Efluente E-1

mg N-(NO2+NO3) / l

70

Efluente E-2

60 50 40 30 20 10 0 3 / Feb

3 / Mar

31 / Mar

28 / Abr

21 / May

T iem p o (d ías)

Figura 5: Remoción de nitratos y nitritos en el Reactor No. 2

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En estos resultados destaca la alta eficiencia en la desnitrificación lograda con 2.3 horas para un contenido elevado de nitratos y nitritos (54.8 mg N-NOx/l) cuando la concentración de biomasa es alta (cercana a 6000 mg SSV/l), mientras que para la reducción de 57.4 mg N-NOx/l en el sistema con baja concentración de sólidos (693 mg SSV/l) se requiere incrementar el tiempo de retención hasta 3.6 horas. La Figura 5 muestra la dinámica de la remoción del nitrógeno inorgánico en las formas de nitritos y de nitratos en términos de la concentraciones de estos parámetros en el afluente (que equivale al efluente E1) y el efluente del sistema desnitrificante (E2) durante el período experimental indicado.

CONCLUSIONES El sistema biológico estudiado presentó resultados satisfactorios en cuanto a la remoción de nitrógeno, a pesar de las variaciones en la carga aplicada como una consecuencia de las fluctuaciones en la concentración de sustrato y las diferentes condiciones ambientales y de operación a que estuvo sujeto. En el proceso de nitrificación se observaron buenas eficiencias con cargas menores de 0.8 Kg N-NH3/Kg SSV-d. Se demostró que el nitrógeno presente en el efluente de la Planta Norte de la ciudad de Chihuahua en las formas amoniacal, de nitritos y nitratos puede ser reducido hasta cumplir con los requisitos mínimos para recarga de acuíferos subterráneos mediante su tratamiento en un sistema de dos reactores tubulares en serie en los que el tiempo de retención y la concentración de biomasa desempeñan un papel fundamental. REFERENCIAS APHA-AWWA-WPCF: Standard Methods for the Examination of Water and Wastewater 1989. APHAAWWAWPCF, 17th Edition. New York. Chen, J., D. McCarty, D. Slack and H. Rundle (2000) Full scale case studies of a simplified aerated filter (BAF) for organics and nitrogen removal, Wat. Sci. and Tech. Vol. 41, No. 4-5, pp. 1. CNA, Comisión Nacional del Agua (1997) Programa Hidráulico Gran Visión del Estado de Chihuahua 1996-2020. Sudirección General de Programación. Gerencia Regional Norte. Gerencia Estatal Chihuahua. Ericsson, B. (1975) Nitrogen removal in a pilot plant, Journal Water Pollution Control Federation, Vol. 47, No. 4, pp. 727. JCAS, (1998) Junta Central de Agua y Saneamiento de Chihuahua, Subdirección de Fuentes de Abastecimiento, Chihuahua, Chih. Jiménez, B., B. Capdeville, H. Roques and G. M. Faup (1987) Design onsiderations for a nitrification/denitrification process using two fixed-bed reactors in series, Wat. Sci. Tech., Vol. 19, pp. 139. Matsché, N. (1980) Influencing parameters on the nitrification-denitrification performance of a single stage activated sludge plant, Prog. Wat. Tech. Vol. 12, No. 5, pp.551. Mckee, J. E. and H. W. Wolf (1963) Water Quality Criteria. Water Research Control Board. Pub. 3-A, Second Edition, California State. Metcalf & Eddy, Inc. (1996). Ingeniería de aguas residuales. Tratamiento, vertido y reutilización. Vol. II. McGraw-Hill, pp. 1320. Morgan-Sagastume, J., B. Jiménez and A. Noyola (1994) Anaerobic-anoxic-aerobic process with recycling and separated biomass for organic carbon and nitrogen removal from wastewater, Environmental Technology, Vol. 15, pp. 233. Münch, E., K. Barr, S. Watts and J. Keller (2000) Suspended carrier technology allows upgrading high-rate activated sludge plants for nitrogen removal via process intensification, Wat. Sci. and Tech., Vol. 41, No. 4 –5, pp. 5. Rogalia, F. and M-M Bourbigot (1990) New developments in complete nitrogen removal with biological aerated filters, Wat. Sci. Tech., Vol. 22, No. 1 / 2, pp. 273. Rusten, B., B. G. Hellstrom, O. Sehested, E. Skjelfoss and E. Svendsen (2000) Pilot testing and preliminary design of moving bed biofilm reactors for nitrogen removal at the FREVAR wastewater treatment plant, Wat. Sci. Tech., Vol. 41, No. 4-5, pp. 13. Sutton, P. M., T. R. Bridle, W. K. Bedford and J. Arnold (1981) Nitrification and denitrification of an industrial wastewater, Journal WPCF, Vol. 53, No. 2, pp. 176. Wright, A. and I. du Toit (1996) Artificial recharge of urban wastewater, the key component in the development of an industrial town of the arid west coast of South Africa, Hydrogeology Journal, Vol. 4, No.1, pp.127. Yang, P. Y., Z. Q. Zhang and B. J. Jeong (1997) Simultaneous removal of carbon and nitrogen using an entrapped-mixedmicrobial cell process, Wat. Res., Vol. 31, No. 10, pp. 2617.

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