FILTRACIÓN COMBINADA EN LECHOS DE PIEDRAS POROSAS PARA EL TRATAMIENTO DE AGUAS RESIDUALES Alberto Valdivia Soto, Oscar González Barceló y Simón González Martínez Coordinación de Ingeniería Ambiental, Instituto de Ingeniería Universidad Nacional Autónoma de México, Ciudad Universitaria, 04510 México D.F., Tel. (5) 622-3341, Fax (5) 616- 2164 [email protected]

RESUMEN

La filtración combinada es un proceso que combina la degradación aerobia de contaminantes y la retención física de materia suspendida en un solo reactor. Con objeto de determinar las condiciones óptimas de operación se construyó la planta piloto de un filtro combinado con lecho de tezontle (piedras porosas). Como parámetros de evaluación se midieron la remoción de materia orgánica de aguas residuales domésticas (DQO), los Sólidos Suspendidos Totales (SST) y la concentración de Nitrógeno amoniacal y de nitratos (N-NH4 y N-NO3). Se varió el caudal de agua residual para ajustar cuatro cargas orgánicas (37.4, 19.0, 13.7 y 8.8 gDQO/m2·d) y se instalaron sistemas de muestreo continuo en influente y efluente para formar muestras compuestas diarias. Se analizaron las muestras de cada carga orgánica en lotes de 2 semanas. La mayor remoción de materia orgánica se logró con las dos cargas orgánicas más bajas, alcanzado remociones del 80 por ciento de DQO con la más baja. Se observó la nitrificación se favorece con un tiempo de retención hidráulico de 80 minutos, logrando reducir el amonio de 23 a 8 mg/l con una carga orgánica de 13.7 gDQO/ m2·d y de 30 a 10 mg/l para una carga de 8.8 gDQO/ m2·d. Palabras clave: filtración combinada, biopelícula, nitrificación

INTRODUCCIÓN

Durante los procesos de filtración en plantas potabilizadoras y para tratamiento de aguas residuales se ha podido observar que, debido a la presencia de material orgánico disuelto, se forma una incipiente película de bacterias que contribuye marginalmente con la eliminación de material orgánico disuelto. Un grupo francés, encabezado por Frank Rogalla, desarrolló un proceso de filtración que permite el tratamiento combinado físico biológico de aguas residuales municipales crudas (Desbos et al., 1989; Rogalla y Bourbigot, 1990; Rogalla et al, 1990; Rogalla et al, 1992). El proceso es la combinación de dos sistemas convencionales: la filtración en arena en tanques abiertos y la descomposición biológica por biopelículas que crecen adheridas a una superficie inerte. Los sólidos suspendidos en el agua residual son atrapados por el lecho filtrante y las sustancias contaminantes disueltas son descompuestas por los microorganismos de la biopelícula. Por este motivo el sistema se le conoce como filtración combinada o filtración con biopelícula (Iwai y Kitao, 1994). Este proceso tiene la característica de poder concentrar la masa microbiana que degrada el material contaminante en pequeños volúmenes de tanques. El proceso de tratamiento de aguas residuales principalmente de origen municipal a través de filtración combinada se puede realizar de formas más económicas y en menores terrenos que con procesos convencionales Lazarova y Manem, 1994). Debido a que estos reactores no requieren de una sedimentación secundaria, ni la purga o recirculación de lodos que ello implica, la construcción de estos reactores se hace compacta quedando el proceso sujeto a la altura de la columna (Rogalla y Bourbigot, 1990; Gonçalves y Rogalla, 1992). Si la disponibilidad de suelo es limitada y si se requiere de un tratamiento terciario estos reactores son económicamente competitivos

(Lazarova y Manem, 1994). Sin embargo, es necesario estudiar el proceso para disminuir la frecuencia de retrolavado y configurar un sistema con características constructivas que lo hagan competitivo con los sistemas convencionales. El principal objetivo de este trabajo fue el determinar las condiciones óptimas de funcionamiento de un sistema de filtración combinada ante diferentes condiciones de operación para el tratamiento de aguas residuales municipales.

MÉTODO

Se estudiaron las formas de operación desde dos aspectos: 1) La parte operativa física que involucra el diseño del proceso a nivel planta piloto especificando entradas, salidas y características físicas del filtro y 2) la forma de manipular las comunidades microbianas a través del establecimiento de diferentes condiciones de carga orgánica e hidráulica. Unidad experimental La planta piloto se construyó dentro de las instalaciones de la planta de tratamiento de aguas residuales de Ciudad Universitaria. El filtro consistió de un tubo de PVC hidráulico de 3.0 m de altura y un diámetro de 0.30 m colocado en posición vertical (fig. 1). El medio filtrante se compuso con tezontle, material poroso de origen volcánico, el cual es una escoria basáltica ampliamente distribuida en la cuenca de México. En la tabla 1 se resumen las características físicas del reactor. Para cerrar la boca inferior del tubo se colocó una placa de acero con un espesor de 1/4” formando el bajo fondo. En esta placa se instaló un difusor de aire y se instaló el dispositivo de drenaje, para lo cual se instalaron dos boquillas de uso comercial en filtros convencionales para permitir la entrada y salida de agua sin la pérdida de material filtrante. Figura 1. Esquema de la planta piloto a) puerto de muestreo influente, b) puerto de muestreo efluente Tabla 1. Características de la planta Altura de la columna Diámetro columna Volumen total

(m)

3.0

(m) 3

(m )

0.3

Volumen de lecho

0.212

Tamaño partícula

Volumen tanque agua de retrolavado

Altura del lecho

Área superficial total 3

(m )

0.195

Porosidad

(m)

1.0

3

0.07

(m ) (mm) 2

19.10 3

(m /m ) %

183 55

El reactor se alimentó con agua residual cruda de la Universidad Nacional Autónoma de México (UNAM). El comportamiento de DQO, SST y N-NH4 presentan variaciones relacionadas con la temporada de lluvias y con el calendario escolar, además de los cambios a lo largo del día por la actividad de la población tributaria (tabla 2).

Tabla 2. Características del agua residual influente

Parámetro

Máximo

Mínimo

Promedio

DQOtotal (mg/l)

274

50

134±42

DQOcentrifugada (mg/l)

131

18

62±25

SST (mg/l)

130

35

79±22

N-NH4 (mg/l)

50

5

28±11

N-NO3 (mg/l)

2.73

0

0.8±0.1

pH

8.5

7.6

8.1±0.3

T (ºC)

22

17

19±1

El agua residual se introdujo por la parte superior del filtro. Se colocó un vertedor triangular a la entrada del sistema para regular el caudal. Con una compresora de baja presión se alimentó aire por el fondo a contracorriente para oxigenar el contenido del filtro. Cada 24 horas, con una compresora de alta presión, se proporcionó un chorro de aire desde el fondo del filtro para fluidizar la cama de tezontle y permitir la separación de las partículas sólidas y del exceso de microorganismos. Posteriormente se introdujo agua para lavar, por arrastre, el material. La programación del proceso se controló de manera semiautomática con un reloj programable de seis canales.

Operación de retrolavado Las operaciones de lavado se realizaron de acuerdo con el siguiente procedimiento (Khlebnikov y Péringer, 1996): • Se suspende la alimentación de agua residual y se desactiva el sistema de muestreo. • Durante 5 minutos cada día se activó el compresor de alta presión (6 bar) para introducir aire y separar el exceso de biopelícula de las partículas de tezontle. • Sin suspender el suministro de aire a presión se acciona la bomba que introduce el agua y así arrastrar el material desprendido durante la fricción que se lleva a cabo en el paso 2. • Se acciona la bomba de succión para sacar el agua de retrolavado. • Se suspende la actividad del compresor de alta presión y de las bombas de retrolavado. • Se inicia nuevamente el proceso de filtración. Programa experimental Se establecieron sistemas de muestreo continuo en influente y efluente para formar muestras compuestas diarias. Las muestras de agua se captaron en recipientes contenidos dentro de un refrigerador para conservarlas e inmediatamente después de tomar la muestra de retrolavado se procedió al análisis químico. Para las determinaciones químicas en laboratorio, la demanda química de oxígeno total (DQOt) y centrifugada (DQOc), el nitrógeno como nitrógeno amoniacal (N-NH4) y el nitrógeno de nitratos (N-NO3) se realizaron por fotometría. Se utilizaron reactivos de las pruebas analíticas Spectroquant de Merck y un espectrofotómetro Perkin- Elmer Lambda 3B de doble rayo. Las muestras se sometieron a centrifugación antes de su análisis excepto para la DQOt y Sólidos Suspendidos Totales (SST) (APHA, 1994). Para la DQO se utilizó un termoreactor Hach mod. 45 600-00 y la técnica de digestión con dicromato de potasio en tubos de ensaye con tapón roscado. El Oxígeno disuelto (O.D.) y la temperatura (T) se midieron con electrodos colocados dentro del reactor y el pH se midió a la salida del sistema. Estos parámetros se registraron en graficadores Microscribe modelo 4500 con un canal de salida y modelo 4523 con dos canales de salida.

El sistema arrancó con una carga orgánica alta y, después de un tiempo, cuando se comprobó la estabilidad del sistema biológico, se inició el programa de muestreo bajo condiciones de estabilidad. Se realizaron cuatro corridas experimentales con duración de dos semanas por corrida. Durante cada corrida se varió el caudal de agua residual para ajustar la carga orgánica. La tabla 3 muestra las condiciones de operación bajo las cuáles se realizo el programa experimental.

Tabla 3. Condiciones operacionales del filtro Corrida experimental 1

Caudal (l/min) 2.5

Tiempo de retención hidráulico (min) 16

Carga Orgánica (g DQO/m2·d) 37.4±10.6

2

1.6

25

19.0±5.6

3

0.9

44

13.7±3.7

4

0.5

80

8.8±2.6

RESULTADOS

El programa experimental inició con la carga orgánica más alta y concluyó con la más baja. Los resultados de los parámetros de evaluación se resumen en la tabla 3.

Tabla 3. Parámetros de evaluación durante las cuatro corridas experimentales. Carga Orgánica (g DQO/m2·d) 37.4 19.0 13.7 8.8

Porcentaje de remoción DQO (%) 36 49 69 80

Porcentaje de Remoción SST (%) 20 14 48 48

Porcentaje de Remoción N-NH4 (%) 0 0 70 67

Producción N-NO3 (mg/l) 0.65 1.13 13.10 16.44

La figura 3 muestra el comportamiento de la DQO y SST en influente y efluente durante las cuatro corridas experimentales. Se puede observar en la figura 3 que los SST en el efluente, de manera similar a la DQO, se comportan de forma inversa con la carga orgánica. Los valores más altos en los efluentes fueron de 96 y los menores de 34mgSST/l. El efluente bajo de sólidos suspendidos indica que la mayor parte de la biomasa desarrollada permanece en el reactor y que las partículas suspendidas y coloidales fueron retenidas en el medio filtrante.

160 140

SST y DQOt (mg/l)

SST influente 120 SST efluente 100 DQOt influente 80

DQOt efluente

60 40 20 0 8.8

13.7

19.0

37.4

Carga Orgánica (gDQOm2·d)

Figura 3. Comportamiento de la DQOt y los SST durante las cuatro corridas experimentales

El decremento gradual de DQO está asociado con un tiempo de contacto mayor de la biomasa con el sustrato. La remoción de DQO se comportó de forma lineal con el tiempo de retención hidráulico y de forma inversa con la carga orgánica (ver figura 4). Se logró la mayor remoción de materia orgánica con el mayor tiempo de retención hidráulico (TRH) de 80 minutos. Para el caso de las corridas experimentales correspondientes a cargas orgánicas altas y tiempos de retención hidráulico bajos, el tiempo de contacto entre los microorganismos y el substrato no fue suficiente para degradar los contaminantes.

90 DQO

35

80 70

30

60

25

50 20 40 15 Carga Orgánica 10

30 20

5

10

0 0

10

20

30

40

50

60

70

80

Remoción DQO (%)

2· O Carga orgánica (gDQ d )t / m

40

0 90

Tiempo de retención hidráulico (min)

Figura 4. Relación carga orgánica y porciento de remoción durante las cuatro corridas experimentales

La figura 5 muestra los valores de oxígeno disuelto, temperatura y pH y su relación con las corridas experimentales. La concentración de oxígeno disuelto se comporta de manera inversa con la carga orgánica. Al aumentar la carga orgánica, el consumo de oxígeno de los micoorganismos aumenta de manera proporcional, quedando una menor cantidad en el líquido. El pH se comportó de manera lineal con la

carga orgánica Su valor más alto es de 8.6 y el menor de 7.0. Esto se puede deber a la presencia de bacterias nitrificantes cuyo metabolismo es consumidor de alcalinidad y solamente se observan en sistemas con cargas bajas. Esto pudo ser comprobado ya que a cargas bajas el sistema nitrificó. Las variaciones en la temperatura fueron mínimas y se considera que no afectan la comparación de los resultados de las diferentes cargas orgánicas.

20 18

Temperatura

Oxígeno Disuelto; Temperatura; pH

16 14 12 10 8

pH

6 4

Oxígeno disuelto

2 0 0

5

10

15

20

25

30

35

40

Carga Orgánica (gDQOm2·d) Figura 5. Valores promedio de Oxigeno disuelto (O.D.), pH y temperatura (TºC) durante las cuatro corridas experimentales

Nitrificación

En la figura 6 se puede apreciar que la oxidación de amonio se logró en el filtro con biopelícula cuando se aplicaron cargas orgánicas bajas y la disponibilidad de oxígeno disuelto fue suficiente. De esta figura se concluye que la conversión de amonio a nitratos es inversamente proporcional a la carga orgánica y directamente al tiempo de retención hidráulico. Durante las dos primeras corridas no se observó la conversión de amonio, mientras que durante las dos últimas se logró 70 y 67 por ciento de remoción. La figura 7 muestra las concentraciones promedio, por corrida, de amonio y nitrato en influente y efluente. La concentración de amonio en el efluente es proporcional a la carga orgánica, lo cual concuerda con la presencia de nitrato. Esto comprueba el hecho de que los tiempos de regeneración de la biopelícula son inversamente proporcionales a la carga orgánica. Cuando una biopelícula recibe una carga orgánica alta, la biopelícula se regenera rápidamente, impidiendo que las bacterias nitrificantes colonicen la biopelícula. De forma contraria, cuando la carga orgánica es baja, el tiempo de regeneración de la biopelícula es alta y los procesos de nitrificación se llevan a cabo de forma óptima. Durante las corridas con las cargas orgánicas altas, la concentración de amonio en el efluente fue ligeramente inferior al del influente, mientras que para las dos corridas con las cargas orgánicas bajas, la actividad de las bacterias nitrificantes fue mayor alcanzando valores inferiores de 10 mgN-NH3/l.

40 20

30 15 25

N-NO3 producido

20 10 15 10

N-NH4 y N-NO3 (mg/l)

Carga orgánica (gDQOm 2·d)

N-NH4 eliminado

Carga orgánica

35

5

5 0

0 10

20

30

40

50

60

70

80

90

Tiempo de retención hidráulico (min) Figura 6 Comportamiento del nitrógeno amoniacal y de nitratos con respecto a la carga orgánica y tiempo de retención hidráulico

35

NH4 y NO 3 (mg/l)

30

N-NH4 influente N-NH4 efluente

25

N-NO3 influente

20

N-NO3 efluente 15 10 5 0 8.8

13.7

19.0

37.4

Carga orgánica (gDQO/m2 ·d)

Figura 7 Concentraciones de N-NH3 y NO3-N en el influente y efluente durante las cuatro corridas experimentales.

CONCLUSIONES

1. La DQO en el efluente aumenta con la carga orgánica. La remoción de material orgánico (DQO) se comporta de forma inversa con la carga orgánica, obteniéndose valores de remoción desde 36 al 80 por ciento. 2. La remoción de Sólidos Suspendidos Totales (SST) fue del 48 por ciento para las dos cargas orgánicas más bajas, de 20 por ciento para la más alta y de 14 por ciento para la segunda más alta. 3. Se logró una remoción de amonio (N-NH4) del 70 y 67 por ciento con las cargas orgánicas más bajas. Con las cargas orgánicas altas no se observó eliminación de amonio por nitrificación. 4. La concentración de nitratos (N-NO3) en el efluente aumenta al disminuir la carga orgánica. Esto se relaciona de forma inversa con la eliminación de amonio. La máxima concentración de nitratos fue de 16.4 mg/l con la menor carga orgánica.

RECONOCIMIENTO Este trabajo fue posible gracias al apoyo del Programa Universitario de Medio Ambiente de la UNAM. Número de apoyo 0257/95

BIBLIOGRAFÍA

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